PROGRAM DE STUDIU: ECOLOGIE ȘI PROTECȚIA MEDIULUI [622493]

UNIVERSITATEA DIN BUCUREȘTI
FACULTATEA DE BIOLOGIE
PROGRAM DE STUDIU: ECOLOGIE ȘI PROTECȚIA MEDIULUI

LUCRARE DE LICENȚĂ
Răspunsul comunității macronevertebratelor
bentonice la presiunea antropică

Coordonator științific

Lector Dr. Popescu Cristina -Maria
Absolvent: [anonimizat]
2020

Mulțumiri

Dedic această lucrare tuturor persoanelor care de -a lungul timpului au contribuit la
formarea mea profesională și umană, în special tuturor cadrelor didactice din cadrul Facultății
de Biologie – specializarea Ecologie și Protecția Mediului pentr u îndrumarea, sprijinul și
răbdarea pe care au avut -o de-a lungul celor trei ani de studii.
Pe această cale, vreau să mulțumesc doamnei Lector Dr. Popescu Cristina -Maria
pentru încrederea acordată, îndrumarea, răbdarea și sprijinul continuu acordat pe parc ursul
întregii perioade de cercetare și elaborare a lucrării de licență.
Mulțumesc familiei mele, îndeosebi părinților mei ( Irina Albu și Aurel Albu) pentru
atenția, iubirea, îndrumarea, dragostea, sprijinul și sfaturile acordate de -a lungul întregii mele
vieți.
Alese mulțumiri doamnei Prof. Dr. Teodorescu Irina pentru îndrumarea, atenția și
sprijinul acordat și doamnei Prof. Dr. Rîșnoveanu Geta pentru sfaturile utile, răbdarea și
profesionalismul care m -a inspirat să îmi schimb percepțiile și să mai las din orgoliu.
Mulțumesc întregii echipe a proiectului CrossLink (Lector Dr. Oprina -Pavelescu
Mihaela, Bujor Marius, Dinu Valentin, doamna laborant Pîrvu Aglaia și colegei mele Belu
Mădălina -Iolanda) și doamnei laborant Niculae Georgeta din cadrul Stațiunii Zoologice
Sinaia pentru tot sprijinul acordat.
Vreau să mulțumesc prietenilor, Neagu Marcela Theodora, pentru răbdarea, sprijinul
oferit și sugestiile acordate, Alexandrei Antonescu pentru susținerea necondiționată și
sfaturile oferite și domnului Dr. agronom Paci Emanuele pentru încrederea acordată.
În încheiere, vreau să mulțumesc persoanei care mi -a insuflat curiozitatea vie de a
căuta mereu adevărul – Lady Gaga.

Albu Mihai

1

Cuprins

Introducere ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………………….. 2
1. Capitolul I – Stadiul actual al cunoașterii ………………………….. ………………………….. ……… 3
1.1. Serviciile ecosistemelor acvatice ………………………….. ………………………….. …………… 3
1.1.1. Sistemele acvatice ………………………….. ………………………….. ………………………… 3
1.1.2. Conceptul de serviciu ecosistemic ………………………….. ………………………….. ……5
1.1.3. Servicii ecosistemice furnizate de sistemele acvatice ………………………….. ………. 7
1.2. Modelul DPSIR pentru ecosistemele lotice ………………………….. ……………………….. 12
1.2.1. Factorii de comandă (D – Drivers) ………………………….. ………………………….. …. 13
1.2.2. Presiunile (P – Pressures) ………………………….. ………………………….. ……………… 14
1.2.3. Starea (S – State) ………………………….. ………………………….. ………………………… 17
1.2.4. Impactul (I – Impact) ………………………….. ………………………….. …………………… 28
1.2.5. Răspunsuri (R – Responses) ………………………….. ………………………….. ………….. 30
2. Capitolul II: Studiu de caz ………………………….. ………………………….. ……………………….. 33
2.1. Zona în care a fost realizat studiul ………………………….. ………………………….. ……….. 33
2.2. Materiale și metode utilizate ………………………….. ………………………….. ………………. 34
2.3. Rezultate ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………….. 39
2.4. Discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………. 54
2.5. Concluzii ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………. 59
Bibliografie ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………….. 60

2
Introducere
Oamenii reprezintă produsul evoluției ecosferei, în interiorul căreia se integrează,
dezvoltând o interdependență cu celelalte specii (fie că ne referim la plante sau animale, sau
de ce nu – fungi) (Botnariuc și Vădineanu, 1982). Pe parcursul evoluției sal e, din necesitatea
de a -și satisface nevoile de bază: hrană, adăpost etc., omul și -a intensificat activitatea.
Activitățile antropice au devenit căi pe care populația umană își exercită presiunea asupra
sistemelor ecologice în regim natural și seminatural. Atunci când acțiunile exercitate asupra
componentelor Capitalului Natural (CN) depășesc capacitatea de suport a acestora
(Botnariuc și Vădineanu, 1982), deteriorarea acestor componente și, implicit a speciei umane,
este evidentă.
Deteriorarea sistemelor n aturale este exprimată prin scăderea efectivului anumitor
populații din intermediul unui ecosistem ( supraexploatare ), introducerea de specii noi,
invazive și cultivarea acestora în defavoare a speciilor autohtone, native, eutrofizarea
sistemelor acvatice, f ragmentarea habitatelor naturale , dar și extincția dezvoltărilor industriale
și agricole în locul zonelor umede, forestiere și ripariene conduc la declinul biodiversității
(Botnariuc și Vădineanu, 1982, Vădineanu, 2004). Consecințele acestui declin sunt
considerate a fi pe termen lung observabile prin creșterea vulnerabilității și ducerea unor
specii de plante și animale în prag de extincție , contribuind astfel pe cale directă sau indirectă
la producerea de resurse și servicii în cadrul ecosistemelor (Vădin eanu, 2004).
Betonarea malurilor, defrișarea vegetației arborescente din zonele ripariene,
instalarea microhidrocentralelor pe cursuril e de apă și deversarea apelor uzate menajere în
sistemele acvatice reprezintă câteva dintre cele mai frecvente presiuni c u care se confruntă
sistemele acvatice. În vederea evaluării stării ecosistemelor acvatice, diferitele grupe
taxonomice acvatice sunt utilizate pe post de bioindicatori. Dintre acestea, comunitatea
bentonică este larg utilizată cu acest scop deoarece r ăspunsul la diferite forme de poluare dată
fiind prin sensibilitatea unor organisme și toleranța altor a la modificările structurale și
funcționale ale mediului (exemplu: Subclasa Oligochaeta este caracteristică contaminării apei
cu diferite materiale organice) (Tinoco -Pérez și colab., 201 9).
Scop și obiective
Prin tema aleasă, în această lucrare doresc să identific răspunsul comunității
macronevertebratelor bentonice la presiunea antropică ex ercitată asupra sistemelor lotice prin
modificarea modului de utilizare a terenului.

3
Obiectivul 1: Identificarea problemelor cu care se confruntă sistemele acvatice și a efectelor
acestora.
Obiectivul 2: Identificarea răspunsului comunității bentonice la p resiunea antropică exercitată
prin modificarea modul ui de utilizare a terenului.
1. Capitolul I – Stadiul actual al cunoașterii
1.1. Serviciile ecosistemelor acvatice
Din perspectivă sistemică, mediul este definit ca o ierarhie de sisteme ecologice în
continuă interacțiune. Existența interacțiunilor biotic -abiotic în cadrul fiecărui ecosistem și între
ecosisteme diferite face posibilă derularea proceselor ecologice fundamentale (fluxul de energie
și informație, circuitul materiei) și, prin acestea, furnizarea diferitelor resurse și servicii
ecosistemice.
1.1.1. Sistemele acvatice
Termenul de ecosistem se referă la o serie de interacțiuni dintre populații: producători
primari, consumatori și descompunători și dintre acestea , și energia solară de care sunt
dependente. În această rețea de interacțiuni, fluxul de energie mediază circuitul elementelor
(inclusiv al apei) și structura spațială și temporală a întregii rețele trofice. Orice ecosistem este
în interacțiune cu alte ecosisteme și astfel se formează sistemul ecologic global, numit
ecosferă/mediu.
În trecut, importanța ecosistemelor era considerată de cele mai multe ori proprietate
publică, fiind subevaluată, societățile omițând importanța acestora. Însă, activitățile desfășurate
de către oam eni distrug calitatea sistemelor acvatice și afectează oferta de bunuri și servicii
ecosistemice.
Milioane de specii populează Pământul. Apa este o resursă indispensabilă vieții, fără
de care nu este posibilă perpetuarea speciilor în mediul acvatic sau terestru, iar oamenii și
celelalte specii împart aceeași apă. Organismul uman elimină, în mod natural – 2,5 l de apă pe
zi și pentru o bună funcționare a orga nismului, populația umană trebuie să consume zilnic apă
potabilă, astfel încât o cantitate egală trebuie asimilată în tot acest interval ca să asigure
echilibrul fiziologic al organismului pentru evitarea deshidratării.
Ecosistemele terestre sunt important e datorită rolului lor în producerea/reducerea
scurgerilor de suprafață. Ele pot fi, de asemenea importante pentru protecția și asigurarea
reîncărcării apelor de suprafață și a asigurării fluxului pentru sezonul uscat. Un criteriu care

4
stă la baza procesul ui de agregare, care constă în identitatea constantelor de timp și care
permite identității funcționale și structurale dintre subsisteme diferite să poată constitui
grupări de subsisteme alcătuind elementele modelului homomorf (Botnariuc și Vădineanu,
1982 ). Un program de cercetare de lungă durată, înregistrarea fluctuațiilor în spațiu și timp a
parametrilor fizico -chimici, determinarea spectrului trofic al fiecărei populații împreună cu
stabilirea grupelor funcționale și a relațiilor dintre ele și calcular ea pe baza datelor empirice
rezultate din analiză reprezintă criteriile care necesită a fi satisfăcute pentru realizarea unei
cercetări ecologice pentru realizarea unui model homomorf al studiului în cauză (Botnariuc
și Vădineanu, 1982). Ecosistemele acvat ice se diferențiază în funcție de caracteristicile
(componentele modelului homomorf , interacțiunile dintre componente, intrările și ieșirile din
sistem ) mediului de viață, în ecosisteme de ape stătătoare ( ecosisteme lentice ) și curgătoare
(ecosisteme lotic e), ambele având unul sau mai multe feluri de mișcare al apei (curgătoare –
curgerea printr -un singur sens a masei de apă, stătătoare – prin curenți verticali, orizontali,
valuri, etc.) (Botnariuc și Vădineanu, 1982). Viteza de curgere a ecosistemelor loti ce depinde
de pantă, cauza mișcării este reprezentată de gravitație (apa scurgându -se de la altitudini mai
mult sau mai puțin înalte până la nivelul mării), în timp ce forma cursului de apă este
determinată din cauza interacțiunii apei cu natura substratul ui, relieful și forma văii
(Botnariuc și Vădineanu, 1982). Cursurile de apă au un rol important în transportul
organismelor , cu implicații asupra capacității de producție al apei și al răspândirii geografice
al anumitor populații, extinzând arealul mai mul tor specii prin acest intermediu (Botnariuc și
Vădineanu, 1982). Surprinzătoare sunt adaptările foarte variate ale animalelor și plantelor la
viața din apele curgătoare sau condițiilor de dezgolire periodică a unor terenuri în urma
oscilațiilor de nivel al e apei (de felul zonelor inundabile) (Botnariuc și Vădineanu, 1982).
Adaptările unor animale pentru împiedicarea antrenării organismelor prin mișcarea apei este
realizată prin diferite mijloace, precum: turtire dorso -ventrală a corpului pentru scăderea for ței
de antrenare al larvei (larve de plecoptere, ephemeroptere), dezvoltarea unor ventuze pentru
fixarea pe substrat (Familia Blephariceridae , Ord inul Diptera), construirea unor căsuțe mobile
(larve de trichoptere) sau cârlige pentru fixarea de substrat (F amiliile Chironomidae,
Simuliidae ) (Botnariuc și Vădineanu, 1982).
În sistemele lotice, mișcarea apei este considerată a fi cel mai important factor care
afectează distribuția vegetației (Large și Prach, 1999). Modul de curgere al cursului de apă
tinde să determine o distribuție neuniformă a macrofitelor datorită amestecării vitezelor mici și
mari ale fluxurilor și diferențelor de distribuție a sedimentului. Dar relația este bidirecțională,

5
în sensul că macrofitele tind să reducă viteza fluxului și să intensifice sedimentarea, oferind
astfel microhabitate adecvate pentru nevertebrate și pești. Viteza de curgere este unul din
factorii determinanți principali ai distribuției speciilor în sistemele lotice, dar în același timp și
contribuția acumulării și r evărsării apelor subterane are o importanță foarte mare (Wood și
colab., 2001).
În orice ecosistem, productivitatea primară depinde de prezența substanțelor minerale
nutritive și de capacitatea de reciclare, determinate de activitatea descompunătorilor. Un ele
comunități de organisme din mediul terestru se hrănesc cu diferite surse de hrană provenite
din mediul acvatic, iar ecosistemele acvatice prin complexitatea lor oferă servicii esențiale
prin circuitul apei sistemelor terestre.
1.1.2. Conceptul de serviciu eco sistemic
Conceptul de servicii ecosistemice oferă o platformă /percepție comună între diferite
domenii ale științei și politicii. Este recomandată traducerea proceselor complicate și a
legăturilor dintre om și natură într -un limbaj simplu de înțeles de către majoritatea oamenilor.
Pentru a realiza acest lucru, este necesar să se contribuie la introducerea ideii atât în
comunicarea de zi cu zi, cât și în luarea deciziilor. Definirea acestui concept este departe de a
fi acceptată în unanimitate, făcând imposibilă compararea rezultatelor diferitelor studii
existente în literatura de specialitate (La Notte și colab., 2017).
Noțiunea de serviciu are multiple înțelesuri, însă cert este faptul că toate acestea îi
conferă acela și sens, mai precis acela de “servește la” și “satisface o necesitate”. Atunci când
se urmărește definirea serviciilor, se au în vedere caracteristicile acestora, elementele de
intangibilitate, relațiile dintre prestator și cumpărător, diferențele dintre bunuri și servicii, etc..
Pentru utilizarea eficientă a conceptului de serviciu ecosistemic folosit în luarea
deciziilor , este necesară o înțelegere clară a conceptului (prin definiție și caracteristici). Făcând
acest lucru într-un mod transparent și adecvat (prin clasificări), știința are posibilitatea să
informeze, să respingă și să dezbată modul în care societatea înțelege această problemă și astfel,
oameni i de știință primesc/achiziționează informați ile referitoare la conside rentele important e
pe care publicul și factorii de decizie (decidenții) le prioritizează (Fisher și colab., 2009).
Serviciile sunt adesea dependente de beneficii (Boyd și Banzhaf, 2007), adică
beneficiile de care ești interesat vor dicta ceea ce vei înțelege drept un serviciu ecosistemic.
Spre exemplu, ser viciile de regla re a calității apei reprezintă o contribuție intermediară pentru
serviciul final de apă potabilă . Un beneficiu îl reprezintă o mai bună calitate a apei. Dacă

6
cineva este interesat de serviciul final de producție de pește, apoi de aprovizion area cu apă,
acest serviciu va fi trecut de la a fi serviciu final la unul intermediar, adică dacă este
considerat final sau intermediar se va schimba în funcție de ce este evaluat, monitorizat sau
măsurat, precum și beneficiarii care vor avea parte de ser viciul ecosistemic (Boyd și Banzhaf,
2007).
Serviciile ecosistemice sunt definite social prin modul în care beneficiile aduse de
existența și exploatarea durabilă a resurselor ecosistemice sunt recunoscute și valorizate de
fiecare comunitate și societate în parte. Valoarea serviciilor ecosistemice variază în timp și
spațiu în funcție de modul de definire socială a beneficiilor generate de resursele ecosistemice
(CNDD, 2015 -2016). Recunoaște rea existenței unui anumit tip de serviciu ecosistemic se
poate modifica în timp ca urmare atât a modificării sistemului atitudinal valoric cu privire la
acestea, cât și a modificării gradului de informare cu privire la beneficiile ecosistemelor
(CNDD, 201 5-2016). Chiar dacă viața și activitățile umane depind de ecosisteme, serviciile
oferite de acestea, cum ar fi apa potabilă, hrana sau aerul curat, sunt contribuitori esențiali la
bunăstarea umană, dezvoltarea economică și coeziunea socială.

Figura 1: “M odelul Ierarhic” de analiză și evaluare a generării serviciilor ecosistemice http://cices.eu
(Sursa: Potschin și Haines -Young, 2011).
Identificarea serviciilor furnizate de către ecosistemele naturale și seminaturale se

7
realizează pe baza “Modelului Ierarhic” care integrează percepțiile actorilor sociali
(stakeholderilor) privind capacitatea ecosistemelor de a furniza variate bunuri și servicii
(Figura 1). Actorii sociali ( stakeholders ) sunt cei care recunosc sau nu exist ența unui anumit
tip de serviciu și tot ei conferă acestui serviciu o valoare (Potschin și Haines -Young, 2011).
Serviciile ecosistemice sunt adesea luate ca atare și deseori sunt considerate fără
valoare financiară (gratuite) și veșnice, dar de fapt, acest ea sunt finite și, ca atare, pot fi
supraexploatate în funcție de interesele factorilor de decizie. Evaluarea economică a serviciilor
ecosistemice este un instrument care comunică importanța protecției naturii și beneficiile sale
pentru societate, decidenților și actorilor de pe piață în termenii pe care aceștia îi înțeleg, însă
acest instrument trebuie utilizat cu grijă deoarece există multe valori care sunt foarte greu de
evaluat, fără ca multe dintre beneficiile și costurile reale ale acestora să fie contabilizate în piețe.
Spre exemplu: Cine poate spune valoarea estetică reală a unei pajiști cu flori sălbatice?
Frumusețea este în ochii celui care privește, precum exprimarea din versul ”Viața imită arta”
scris de Lana Del Rey în melodia ”Gods & Monsters” , a cărei inspirați e artistică reprezintă un
serviciu cultural pentru mai multe grupuri restrânse de persoane care au medii de viață diferite
(https://www.youtube.com/watch?v=KIibu7GHkxw ). De asemenea, este o cale periculoasă de
a stabili un preț pentru toate, astfel încât poate ajunge la gândul că bunurile publice pot fi
cumpărate și vândute. Scopul evaluării economice a serviciilor ecosistemice nu este de a
stabili un preț fix, exact, ci mai degrabă de a crește gradul de conștientizare a contribuției
ecosistemelor la bunăstarea umană, la măsura acestei contribuții, precum și la costurile reale
ale activităților care determină degradarea sau pierderea totală a anumitor servicii
ecosistemice (Gattenlöhner și colab., 2018).
1.1.3. Servicii ecosistemice furnizate de sistemele acvatice
Dispari ția serv iciilor ecosistemelor naturale va impune adoptarea unor alternative
costisitoare. Investi țiile în Capitalul Natural vor aduce economii pe termen lung și sunt
importante pentru bunăstarea și supravie țuirea noastră viitoare. Dacă ecosistemele naturale nu
sunt protejate, bunurile și serviciile pe care le oferă acestea vor deveni tot mai rare și mai
căutate. De exemplu, în prezent, valoarea apei pe care o plătim este rareori cea reală, dar această
situa ție ar putea să nu continue la nesfârșit.
Serviciul de producție este oferit de către componentele biotice existente în
ecosistemele acvatice, în interacțiune cu cele abiotice. De exemplu, peștii au nevoie de un regim
termic și hidrologic potrivit pentru specia în cauză, acestea având un rol important pentru
creșterea și dezvoltarea indivizilor, dar și pentru desfășurarea reproducerii acestora. Pentru

8
existența și utilizarea durabilă a acestor resurse provenite din mediul acvatic (ex.: râu, lac,
mlaștină, baltă, iaz, mări, oceane, etc.) este ideal a observa nivelul trofic al speciei în cauză
deoarece unii pești se hrănesc cu anumite tipuri de hrană, dar la rândul lor, constituie sursă de
hrană pentru diferiți consumatori.
Serviciile de producție sunt reprezentate de capacitatea ecosistemelor de a furniza
diferite resurse: alimente, fibre, combustibili, apă potabilă, etc.. Conform CICES (2011, Tabelul
1), serviciile ecosistemice sunt definite drept „ contribuțiile pe care ecosistemele le aduc
bunăstării umane ”. Proveniența acestora este asigurată de derularea/ desfășurarea proceselor
ecologice și se referă la produse sau în mod special la rezultatele finale provenite din sistemele
ecologice, adică lucrurile folosite de oameni sau consumate în mod frecvent. În urma utilizării
obișnuite, clasificarea recunoaște serviciile ecosistemice drept producție (aprovizionare sau
furnizare), reglare și menținere și serviciile culturale, incluzând așa -numitele ”servicii de
suport”, definite inițial în MEA (Millennium Ecosyst em Assessment, 2005).
Tabelul 1: Structura de bază CICES și relația claselor cu clasificarea TEEB (după
https://cices.eu/content/uploads/sites/8/2009/11/CICES_Update_Nov2011.pdf ).

Se poate observa (Tabelul 1) faptul că este relativ simplă referirea încrucișată a
categoriilor TEEB cu clasele CICES. Etichetele claselor utilizate în CICES au fost selectate
astfel încât să fie cât mai generice pentru ca alte categorii mai specifice sau detaliate să poată fi
definite mai progresiv, în funcție de interesele fiecărui utilizator.
Tema ”reglare și menținere” a CICES include serviciile habitatelor, principala
diferență între clasificările CICES și TEEB fiind tratarea serviciilor oferite de către habitate.

9
În timp ce TEEB le identifică ca o grupare distinctă la cel mai înalt nivel, CI CES le consideră
ca făcând parte dintr -o categorie mai largă de „reglare și menținere”, măsura acceptată fiind
formarea unei sub -clase cu diferite aspecte ale Capitalului Natural care să surprindă reglarea
și menținerea condițiilor biotice în ecosisteme (s pre exemplu: combaterea dăunătorilor și a
bolilor, polenizarea, întreținerea ciclului de viață, etc.) și echivalent cu alți factori biofizici
care reglementează condițiile de mediu precum reglarea climei. În schemă sunt incluse atât
resursele biotice, cât și cele abiotice. Generarea unui serviciu ecosistemic este dependentă de
desfășurarea proceselor ecologice care implică atât partea nevie, cât și partea vie și reflectă
dependența oamenilor față de biodiversitate (Fisher și Turner, 2008).
Serviciile de reglare sunt determinate de capacitatea ecosistemelor de a controla
procesele naturale: reglarea climei, a calității și cantității de apă (Tabelul 3). Serviciul de reglare
și de menținere, alături de serviciile culturale ale ecosistemelor acvatice sunt cor elate în mare
parte pozitiv cu starea ecologică a corpurilor de apă europene, sugerând că mai multe servicii
sunt furnizate de către un ecosistem care este într -o stare bună din punct de vedere calitativ
(Grizzetti și colab., 2019).
Tabelul 3: Serviciile Ecosistemice de REGLARE ca rezultat al interacțiunilor biotice și abiotice din
sistemele naturale și semi -naturale . Sursa: The Common International Classification of Ecosystem
Services (CICES).

10
Serviciile de suport creează condițiile necesare pentru furn izarea tuturor celorlalte
servicii oferite de ecosisteme: furnizarea de substrat pentru diversitatea biologică și spațiu
adecvat pentru activitățile umane, asigurarea heterogenității abiotice. Acestea au fost cuplate
cu serviciile de reglare, devenind ulte rior servicii de reglare și menținere (Tabelul 3). În plus,
existența mai multor ființe vii, cum ar fi: plantele, animalele, bacteriile, ciupercile sau algele
(starea ecosistemelor), majoritatea dintre acestea fiind mici, sau poate microscopice, care
coope rează pentru a regla starea adecvată a funcției importante a ecosistemului de filtrare și de
descompunere a deșeurilor (capacitatea serviciilor ecosistemice). Odată ce o substanță poluantă
este eliberată în mediul natural, aceste organisme contribuie la fixarea, stocarea sau
descompunerea acestei substanțe la capacitatea lor de a face acest lucru (utilizarea efectivă a
serviciului ecosistemic). În acest fel, ecosistemele pot proteja râuri, fântâni, lacuri și izvoare
(ecosisteme acvatice) de o anumită cant itate de poluare, asigurând alimentarea cu apă curată
pentru băut sau alte utilizări gospodărești (bunăstarea umană) (www.biodiversity.europa.eu ).
Serviciile culturale reprezintă beneficiile non-materia le oferite de ecosisteme: valoarea
estetică a peisajului, spațiu de recreere. Spre exemplu, pasionații de fotografie ar face tot ce le-
ar sta în putință pentru a imortaliza un peisaj montan în care se observă apusul soarelui sau să
surprindă anumite viețu itoare dintr -o savană fără a le perturba activitatea, aceste lucruri pot
constitui un anumit mod tradițional de utilizare a bunurilor patrimoniului natural și poate
exprima o parte a identității locale a oamenilor dintr -o anumită zonă, poate juca un rol în istorie
sau tradiții și obiceiuri populare locale, a căror valoare nu poate fi exprimată în bani sau
stimulente. Chiar dacă turismul reprezintă o metodă în care sunt analizate sumele de bani
cheltuiți pentru bunuri legate de servicii ecosistemice, acest a spect arată de fapt – cât de mult
oamenii apreciază acest serviciu. Toți oamenii sunt diferiți, personalitatea fiecăruia fiind unică,
iar cultura pe care o persoană o posedă este rezultatul parcursului său în viață, de exemplu:
monitorizarea și analiza unor platforme online (cum ar fi topul Billboard ) poate să ofere
anumite concluzii cu privire la popularitatea participării unor artiști (Lady Gaga se numără
printre cei mai populari artiști) la o emisiune televiz ată de felul prem iilor Grammy (Hanna și
colab., 2011, Cameron, 2012, Dijkstraac și Kriegb, 2016 , Woszczynski și colab., 2020).
O resursă finită necesară existenței umane este apa potabilă. Apele subterane
reprezintă cel mai mare rezervor de apă dulce din lume, reprezentând mai mult de 97% din toate
rezervele de ape dulci disponibile pe glob (Lozan și colab., 2011). O provocare la nivel global
o reprezintă accesul populației la apa potabilă, iar pentru asigurarea necesarului de apă din punct
de vedere calitativ și cantitativ, se fac eforturi substanțiale din partea autoritățil or competente.

11
Țările slab dezvoltate și cele în curs de dezvoltare se confruntă cu o lipsă acută de apă potabilă
(exemplu: în Namibia și Botswana). Organizația non -profit World Resources Institute (WRI)
estimează că statul Chile va trece de la un nivel moderat al deficitului de apă în 2010 la un
nivel extrem în 2040, din cauza temperaturii în continuă creștere și a schimbării modului în
care se distribuie precipitații le. Creșterea efectivului populației umane și prezența gazelor cu
efect de seră exercită presiune asupra resurselor de apă disponibile și diferă de la o regiune la
alta. Deteriorarea calității apei de băut implică în primul rând riscuri microbi ologice, din
moment ce majoritatea covârșioare a epidemiilor hidrice reprezintă rezultatul contaminării
microbiene ( WHO, 2011, Riley și colab., 2011) .

12
1.2. Modelul DPSIR pentru ecosistemel e lotice
Modelul DPSIR este un model operațional propus de EEA (în anul 1998) pentru
evaluarea integrată a stării mediului; reprezintă un cadru de analiză a interacțiunilor dintre
Capitalul Natural ( CN) și Sistemele Socio -Economice ( SSE). Modelul DPSIR este orientat de
politici și este unul d intre instrumentele care leagă știința de practică (Popescu C., 2019).

Figura 2: Cadrul de evaluare al modelului DPSIR (adaptat după Kristensen, 2004) .
Conform modelului DPSIR prezentat în Figura 2, exist ă o rețea de legături cauzale
pornind de la ”factorii de comandă” (sectoarele economice, activitățile umane) prin
”presiunile” exercitate (emisii, deșeuri) , aspectele de mediu, către ”starea” mediului (fizică,
chimică, biologică) și ”impacturile” (efectele acestor modificări ) asupra stării ecosistem elor,
sănătății umane și funcțiile caracteristice, ducând în cele din urmă la ”răspunsurile” politice
(prioritizare, stabilirea țintelor, indicatori). Descrierea rețelei cauzale de la factorii de
comandă la impact și răspunsuri se dovedește a fi o sarcină complexă și deseori are tendința
de a fi desprinse în sub -sarcini, de exemplu: considerarea relației dintre presiuni și stare
(Kristensen, 2004, P opescu C., 2019 , Oprina -Pavelescu, 2020).
Pe lângă definirea componentelor modelului DPSIR care vor fi detaliate în ceea ce
urmează, este util să fie descrise relațiile cauză -efect (pentru că adesea este dificil să fie
atribuite schimbările ecosistemice fără echivoc asupra presiunilor activităților antropice).
Utilitatea modelului DPSIR în descr ierea relațiilor dintre originile și consecințele problemelor
legate de mediu este substanțială, dar pentru o înțelegere mai bună a dinamicii acestora este

13
eficient ca abordarea să fie concentrată asupra legăturilor dintre elementele modelului DPSIR.
1.2.1. Facto rii de comandă (D – Drivers)
Factorii de comandă (Drivers) reprezintă sectoarele socio -economice care sunt
răspunzătoare de asigurarea nevoilor umane , sectoare care furnizează hrană și materie primă
și care sunt susținute prin intermediul infrastructurii. Principalul factor de comandă la nivel
european îl reprezintă urbanizarea (Popescu C., 2019). Cu cât efectivul populați ei uman e
este în continuă creștere, cu atât arealul unor specii este restrâns prin influența activități lor
antropice care le poate duce în pragul de extincție pe unele dintre acestea.
Scopul gestionării resurselor de apă este de a proteja sănătatea umană, menținând în
același timp ecosistemele acvatice și cele terestre. Drept urmare, este important să cuantificăm
și să identificăm starea a ctuală și impactul asupra mediului acvatic , alături de modul în care
acestea se schimbă în timp (Kristensen, 2004).
Printre cei mai importanți factori de comandă poluanți ai mediului de pe teritoriul
României îl reprezintă industria energetică și cea minie ră, acestea fiind răspunzătoare atât de
poluarea apelor, cât și de poluarea solului și a aerului. După dezvoltarea economică explozivă
din anii 1960 -1980, s -a constatat faptul că aceasta are un impact semnificativ, extrem de
dăunător asupra mediului, cu do minanță pe plan local, în apropierea unităților miniere și a
depozitelor de produse miniere și de steril rezultate în urma proceselor de extracție și de
preparare. Activitatea de preparare a minereurilor are drept rezultat – cel mai înalt grad de
poluarea apelor, atât cu ioni metalici, cât și cu suspensii minerale solide și cu reactivi
organici. Impactul se manifestă prin încărcarea cu elemente impurificatoare a apelor de
suprafață, poluarea apelor freatice, modificarea hidrologiei, distrugerea terenului ca urmare a
operațiunilor directe miniere, cât și prin depunerea sterilului în halde exterioare, eliminarea
unor noxe în atmosferă, toate acestea constituind factori de presiune asupra componentelor
mediului (Traistă și Ionică, 2006).
În momentul actual, exi stă un număr mare de factori de stres care afectează
ecosistemele de apă dulce dintr -o anumită regiune . Stresorii sunt grupați în categorii, nu
neapărat în ordinea importanței, deoarece impactul acestora este oarecum variabil în rândul
ecoregiunilor. Unii factori de comandă sunt răspândiți și au un impact asupra suprafețelor
întinse, vaste, mari (precum în agricultură sau în minerit), în timp ce alții au im pacturi care
sunt limitate la anumite zone (industrii specifice, plantații de soia) (Albu, 2019).

14
1.2.2. Presiunile ( P – Pressures)
Activitățile umane care exercită presiuni asupra mediului sunt denumite aspecte de
mediu , ca urmare a proceselor de producție și de consum , care pot fi împărțite în trei tipuri
principale:
 Utilizarea excesivă a resurselor din mediu (exploatare forestieră, supraexploatare
piscicolă, extracția de materii prime – exemplu: extracția de petrol ),
 Schimbări în utilizarea terenului ( înlocuirea pădurilor și a mlaștinilor cu terenuri
agricole, defrișă ri, utilizarea pesticidelor ),
 Emisii (de substanțe chimice, deșeuri, radiații, zgomot) în apă, aer, sol (Kristensen,
2004 , Oprina -Pavelescu , 2020 ).
În ultimul deceniu, am fost martor ii unei schimbări fundamentale în sensibilizarea
publică și îngrijorare cu privire la amenințările resurselor de apă și a ecosistemelor din jur.
Cele mai multe decizii cu privire la gestionarea resurselor de apă rămân produsul unor criterii
economice și rați onamente politice – indiferent dacă viziunea este la nivelul unui oraș, a unei
regiuni, a unei țări sau a mai multor țări. În ciuda apelurilor repetate din partea experților
mondiali, suntem foarte departe de a avea o abordare a gestionării resurselor de a pă care
reflectă înțelegerea științifică și utilizarea celor mai bune practici disponibile. Între timp,
presiunile asupra resurselor acvifere crește (UNESCO, 2020).
De exemplu, WWF (World Wide Fund for Nature) International a realizat un studiu
în anul 201 3 cu privire la efectul microhidrocentralelor (MHC) și au dedus faptul că MHC –
urile din Munții Făgăraș care sunt aflate în diferite stadii de autorizație și construcție sunt
printre cele mai nesustenabile microhidrocentrale de pe planetă. Fiind comparate cu
hidrocentralele de pe râu rile Xingu din Brazilia, Coosa în Statele Unite ale Americii (SUA) și
Devrekani din Turcia, cele șapte criterii de evaluare (criterii ce includ toate tipurile de impact:
natural, social, economic) : neglijarea biodiversității, a debitelor , construirea neco nformă pe
râuri, construirea de noi MHC -uri fără a fi constatată necesitatea acestora și fără planificarea
corespunzătoare, ignorarea riscurilor , precum și neglijarea impactului social și economic au
fost incluse în cele mai n esustenabile nouă studii de caz la nivel planetar. În 2010, două situri
Natura 2000 din Munții Făgăraș, unul desemnat și pentru protecția anumitor specii pe cale de
dispariție , cum ar fi vidra ( Lutra lutra ) și diferite specii de nevertebrate, pești și amfi bieni,
precum și protejarea habitatelor acestora, au fost invadate de microhidrocentrale (53 de MHC –
uri cu aproximativ același număr de captări), provocând astfel distrugerea sistemelor lotice de

15
munte și a speciilor și habitatelor pe care acestea le găzdu iau odinioară. Impactul negativ al
microhidrocentralelor se răsfrânge inclusiv asupra comunităților locale, prin afectarea pânzei
de apă freatice și, implicit, a surselor de apă potabilă .
Principalele presiuni asupra comunitățil or acvatice sunt:
– Despăduririle ,
– Utilizarea și folosirea în exces a fertilizatorilor și pesticidelor (exprimat e în tone) ,
– Deșeurile menajere și asimilabile (exprimate în tone) , Deșeurile biodegradabile,
– Aplicarea irigațiilor pe terenurile agricole ,
– Rutele / traseele turistic e și zonele de luncă cu abundența mare a grătarelor,
– Acumularea metalelor grele în sediment și în organismele populațiilor acvatice/terestre
– Activitățile localnicilor în pajiști .
În apă, metalele se prezintă sub formă de : metal dizolvat sau filtrabil (trec e prin
filtrul de 0,45 µm); metal în suspensie sau nefiltrabil (reținut pe filtrul de 0,45 µm ); metal per
total (suma metalelor dizolvate și în suspensie) și metal extractibil în mediu acid. Datorită
caracterului electropozitiv, metalele grele reacționează cu halogenii (clorul) formând
halogenuri (cloruri), cu sulful formând sulfuri, cu ionii carbonat din apele naturale formând
carbonați și cu acizii formând sărurile acizilor respectivi. Materiile solide în suspensie ajung
în apele de suprafață fie prin procese hidrologice (viituri, inundații), fie datorită activităților
antropice ( agricultură, industrie, descărcări directe sau indirecte de ape din canalizări), fie prin
procese geologice (eroziuni ale solului, căderi libere de pe versanți) , fie prin aport ul
afluenților cursului de apă sau prin antrenarea sedimentelor din albia râului . Plantele pot fi
utilizate pentru purificarea apei poluate cu diferite materiale grele , însă prin procesele de
putrezire, aceste plante ajung pe fundul albiei, eliberând metal ele grele în corpul sedimentelor.
Speciile bentonice acumulează o cantitate semnificativă de metale grele fie direct din
sedimente, fie indirect prin consumul de materie organică bentonică (Crivineanu Faier, 2012).
Pe lângă poluarea prin diferite materiale organice, care poate fi evaluată folosind un număr
mare de indici biologici, macronevertebratele bentonice pot fi de asemenea folosite pentru a
detecta degradările generale ale corpurilor de apă, pierderea habitatului și stresul la care sunt
supu și datori tă impurificării cu diferiți acizi . Din aceste motive, comunitățile de
macronevertebrate acvatice pot juca un rol esențial în viitoarele evaluări ale ecosistemelor
acvatice respective în concordanță cu Directiva Cadru pentru Apă.
Defrișările necontrolate , eutrofizarea și emisiile diferite lor substanțe (inclusiv apele

16
uzate menajere) sunt principalele presiuni care afectează cursurile de apă. Activitatea
despăduririlor de -a lungul ma lurilor cursurilor de apă are drept rezultat mozaicuri de utilizare
a terenurilor care produce deteriorarea mediului fără a produce beneficii, ceea ce duce la
probleme și mai grave precum aleuriția /alterarea canalului și creșterea temperaturii
ecosistemulu i acvatic (Cou ceiro și colab., 2006).
În România, protecția apelor și a ecosistemelor acvatice este dată de Legea 310/2004
care modifică și actualizează Legea 107/1996 care transpune Directiva 60/2000/CE, în timp
ce legea privind calitatea apei potabile e ste dată de L 311/2004 (Oprina -Pavelescu, 2019). În
mare parte, oamenii s -au dezvoltat de -a lungul cursurilor de apă, spre exemplu: județului
Giurgiu îi este caracteristică o rețea de așezări cu orașe mici și un număr mare de sate și o
pondere mare a popul ației umane din mediul rural (Coculescu, 2018). Un cadru generic al
modelului DPSIR pentru deșeurile din județul Giurgiu este dezvăluit mai jos (Fig ura 3).

Figura 3: Modelul DPSIR cu privire la ciclul deșeurilor din județul Giurgiu (Albu, 2019).
Se poate observa (Figura 3) cum starea ecosistemului este afectată din cauza acțiunii
mai multor presiuni, dar și faptul că oamenii sunt responsabili de degradarea sistemelor
ecologice la nivel județean pentru acumularea deșeurilor în toate tipurile de eco sisteme.

17
Consecințele acestor activități necontrolate produc deservicii ecosistemice prin alterarea
calității zonelor umede și a sistemelor lotice prin voluminozitatea deșeurilor , radioactivitatea
lor și integrarea acestora în mediu.
1.2.3. Stare a (S – State)
Drept rezultat al presiunilor, starea ecosistemelor devine afectată, precum și calitatea
distinctelor compartimente din mediu (apă, sol, aer, etc.) în raport cu funcțiile pe care acestea
le îndeplinesc ajung să întâmpine mai multe deteriorări la diferite n iveluri ierarhice
(Kristensen, 2004).
Interdependența condițiilor fizice, chimice și biologice redau Capitalului Natural un
răspuns al stării mediului dintr -o anumită zonă. Starea c orpurilor de apă este determinată atât
de factorii naturali (precum clima și geologia ), cât și de răspunsul comunităților de
nevertebrate terestre/ acvatice la diferite forme de presiune antropică. Multe dintre presiunile
exercitate asupra mediului care stau la baza factorilor de comandă sunt comune pentru toate
problemele sau do ar pentru o serie de probleme, de exemplu: agricultura este un factor de
comandă semnificativ în ceea ce privește calitatea ecologică, poluarea cu diferite substanțe
nutritive și organice și a substanțelor periculoase de felul pesticidelor (de exemplu:
hexaclorciclohexan (HCH -urile) și dicloro -didibenzo -tricloretanul (DDT -ul)) degradează
starea ecosistemelor acvatice prin remanența lor în sediment și modificarea la nivel structural
și funcțional a sistemului în cauză (Kristensen, 2004).
Problemele legate de disponibilitatea apei apar atunci când cererea de apă depășește
capacitatea de suport disponibilă pentru extracția acestei resurse, cantitatea fiind limitată.
Lipsa apelor dulci apare frecvent în zonele cu precipitații scăzute și densitate mare a l
efectiv ului populației umane , dar și în zonele în care activitatea agricolă sau industrială sunt
intensive. Diferențele spațiale și temporale în ceea ce privește cantitatea de apă disponibilă
(starea) sunt mari, iar prognosticul mai multor experți ecologi și acti viști de mediu susțin
faptul că aceste diferențe se vor modifica din cauza schimbărilor climatice (Kristensen, 2004,
Thunberg, 2019).
Creșterea urbanizării și pierderea acoperirii cu vegetație reduc integritatea biologică
a cursurilor de apă și drept urmar e, compromit calitatea apelor de suprafață (Iñiguez -Armijos
și colab., 2014). Evaluarea perturbărilor cu diferite substanțe poluante (de felul detergenților,
pesticide, erbicide, fenoli, metale grele, etc.) asupra comunităților de plante și animale
acvatice se realizează cu ajutorul organismelor prezente sau absente care servesc drept

18
indicator al stării ecologice și care necesită anumi te condiții specifice de trai, iar pentru
realizarea unui monitoring biologic se pot utiliza toate grupele de organisme acvatice: alge,
bacterii, macrofite, nevertebrate, protozoare și pești ( Neculiseanu și colab., 2015 ). În calitate
de bioindicatori, fiec are grupă de organisme are anumite particularități care determină
posibilitățile utilizării lor (Neculiseanu și colab., 2015 ).
Bioindicatorii, inclusiv macronevertebratele acvatice, sunt utilizați frecvent pentru
monitorizarea și evaluarea perturbațiilor î n mediile acvatice (Couceiro și colab., 2006).
Macronevertebratele sunt printre cei mai buni indicatori biologici pentru evaluarea efectelor
de deteriorare ale mediului. Studii de actualitate arată că restaurarea habitatului nu contribuie
de fiecare dată c u recuperarea biodiversității de macronevertebrate, ridicând astfel o
îngrijorare cu privire la eficacitatea acestei practici de conservare utilizate anterior. Acest
lucru sugerează necesitatea unei explorări sistematice a relațiilor dintre activitățile an tropice și
impactul lor asupra macronevertebratelor bentonice pentru a putea restabili și conserva în
mod eficient comunitățile existente în sistemele acvatice (Okano și colab., 2018).
Nevertebratele acvatice au un răspuns rapid la perturbările create la n ivel ecosistemic,
producând schimbări în structura comunității locale și reducând bogăția unor grupuri
generaliste și tolerante, responsabilitatea acestora fiind redată pentru întreținerea
ecosistemelor acvatice deoarece constituie verigi importante ale ci clului de nutrienți, servesc
drept hrană pentru alte organisme acvatice dacă sunt surprinse într -un stadiu de dezvoltare
incipient (larvă și nimfă), dar și pentru organismele terestre în timpul parcurgerii stadiului de
imago (în cazul ephemeropterelor, ple copterelor și trichopterelor care duc materia din mediul
acvatic în mediul terestru adiacent, dat fiind faptul că traiul acestora fiind dependent de
ecosistemele acvatice, locul în care s -au născut, s -au dezvoltat, au produs perpetuarea speciei
și au deced at) (Couceiro și colab., 20 06).
Pierderea acoperirii cu arbori și arbuști înalți influențează climatul și contribuie la
pierderea diversității ecologice. Reducerea producției din masa lemnoasă, inundațiile și
degradarea solului afectează activitățile econo mice și amenință mijloacele de trai și de
integritate culturală a persoanelor dependente de mediul forestier. În anii 1980, aproximativ
15,4 milioane de hectare de păduri tropicale au fost pierdute în fiecare an, conform estimărilor
Organizației Națiunilor Unite pentru Alimentație și Agricultură (FAO, 1992; Angelsen și
Kaimowitz, 1999).
Importanța zonelor ripariene depășește deseori cu mult capacitatea lor de
acoperire a terenului, din cauza amplasării proeminente la limita dintre ecosistemele terestre și

19
cele acvatice. De exemplu, zonele ripariene sunt habitate importante pentru menținerea
biodiversității și oferă numeroase servicii ecosistemice importante care includ stocarea
carbonului, purificarea apei și oportunitățile recreative. Conexiunea dintre eco sistemele
terestre și cele acvatice este realizată prin schimburi de materie organică și de relația pradă –
prădător (Burdon și colab., 2020), prin intermediul nevertebratelor acvatice și ripariene.
O diversitate biologică ridicată indică un ecosistem sănăto s care funcționează
corect datorită combinației corecte de factori fizici, chimici și biologici. Grupul cel mai
afectat direct de către factorii de comandă enunțați mai sus sunt comunitățile de nevertebrate
bentonice care sunt răspândite în toate bazinele acvatice, diversitatea acestor specii fiind
uimitoare datorită caracteristicilor particulare ale fiecăreia și sensibilitatea tuturor la diferite
forme de presiune exercitate de către om. Sensibilitatea comunităților de macronevertebrate
acvatice este expri mată prin clasificarea în trei grupe în baza nivelului de toleranță la poluare
a organismelor identificate în bazinul acvatic respectiv:
 sensibile la poluare (Ord. Ephemeroptera – rusaliile, Ord. Plecoptera – muștele de stâncă,
Ord. Trichoptera – friganel e, Ord. Coleoptera (Fam. Elmidae ) – gândacii de apă, Ord.
Gastropoda – melcii care au cochilie înzestrată cu opercul și Ord. Turbellaria (Planaria));
 mai puțin sensibile la poluare (Ord. Odonata (Zygoptera și Anisoptera) – libelule, Ord.
Hemiptera – ploșni țe, Ord. Megaloptera ( Sialidae ) – muștele de arin, Ord. Diptera (Fam.
Tabanidae și Fam. Athericidae ), Ord. Amphipoda – lătăușul, Ord. Decapoda – racul, Ord.
Tubificida – Subc lasa OLIGOCHAETA – Stylaria și Clasa BIVALVIA – scoicile);
 tolerante la poluare (Ord. Diptera (Fam. Chironomidae, Simuli idae, Tipulidae ), Ord.
Isopoda – măgărușul de apă, Clasa HIRUDINEA – lipitori, Clasa GASTROPODA –
melci care au cochilie fără opercul și Ord. Naidomorpha – Subc lasa OLIGOCHAETA –
Tubifex: tubular ul) (Neculiseanu și colab., 2015).
Studiul comunității de macronevertebrate bentonice reprezintă un important indicator
al calității apei din sistemele acvatice lotice și lentice (Guilpart și colab., 2012), aceste studii
ridicând un interes major atât la nivel internațional, cât și național (Dumbravă -Dodoacă și
Petrovici, 2010 ). Monitorizarea comunității bentonice este recomandat să fie realizată în
paralel cu cea a parametrilor fizico -chim ici, fiind considerată analiza singulară a parametrilor
calitativi ai apei semnificația situației de moment (Reice și Wohlenberg, 1993).
Larvele Ordinului Ephemeroptera (sau Ephemerida) sunt în strânsă legătură cu
mediul respectiv precum toate grupele de a nimale, deosebirile pe care larvele le prezintă între

20
ele, nu sunt altceva decât efectul schimbărilor neîncetate ale condițiilor funcționale în care ele
se dezvoltă (Bogoescu, 1932, Bogoescu, 1958, Teodorescu și Antonie, 2008).
Toți factorii externi acțion ează cu diferite intensități în mod continuu asupra acestor
condiții funcționale, determinând ca organele ephemeridelor printr -o autoreglare, să ia
anumite forme și poziții rezultante, proporțional cu intensitatea lor (Bogoescu, 1932). Strânsul
raport dint re condițiile de funcționare a distinctelor organe și forma acestora, dă naștere
termenului de adaptare la mediu (Bogoescu, 1932). Totodată, transformările organelor
supuse în mod direct exercitațiilor care acționează asupra mediului, determină prin
schimb area condițiilor lor de funcționare o serie întreagă de alte modificări la diferite organe
cu care acestea se găsesc într -o corelație strânsă (Bogoescu, 1932). Modificările acestea în
care sunt vizibile influențele reciproce dintre diferite organe constitu ie ceea ce se numește
coaptare (Bogoescu, 1932). La nivelul larvelor de ephemeroptere sunt întâlnite atât coaptări ,
cât și adaptări la mediu (Bogoescu, 1932).
Ephemeropterele (Rusaliile sau efemeridele sau efemerele sau ”mayfly” în engleză )
sunt insecte primitive (amfibii), ale căror larve trăiesc mereu în sistemele acvatic e, au o
longevitate persistentă în acest mediu spre deosebire de adulți care sunt tereștri și trăiesc de la
1-2 ore, până la 14 zile (gr. ephemeros = care nu durează decât o zi) ( Bogoescu, 1958,
Teodorescu și Antonie, 2008). Peste 2250 de specii sunt întâlnite pe tot globul, lipsind doar în
insulele Sainte -Helene și Hawaii, deși speciile genurilor Baetis , Cloeon și Caenis sunt
cosmopolite (Teodorescu și Antonie, 2008). Cele patru stadii de dezvoltare prin care ajung să
treacă aceste macronevertebrate sunt: larvă [care are aparat bucal tribulator funcțional, aparat
respirator reprezentat prin expansiuni tegumentare numite branhii traheene, situate în perechi
pe părțile latera le ale primelor segmente abdominale, abdomenul se termină cu doi cerci și un
metacerc sau paracerc (în mijloc)] , nimfă (= ultimul stadiu larvar, caracterizat prin tecile
aripilor – pteroteca, foarte dezvoltate și închise la culoare, sub exuvia larvară observându -se
conturată forma aripată) , subimago (între stadiul dintre nimfă și imago există acest stadiu
intermediar care are înfățișarea adultului , doar că aripile sunt opalescente și mărginite cu
perișori fini, iar corpul prezintă un colorit mai șters , acesta zboară greu în vegetația de pe mal ,
după ultima năpârlire apare adultul ) și imago (=stadiul de adult, răspândirea lor fiind deasupra
sau în apropierea apelor , durata vieții adultului fiind scurtă, reproducerea este predominant
amfigonă precedată de un dans nupțial, executat dimineața , în primele ore ale nopții, rareori în
plin soare , majoritatea speciilor de ephemere fiind ovipare) (Bogoescu, 1932 , Bogoescu,
1958 , Teodorescu și Antonie, 2008, Neculiseanu și colab., 2015). Primul cercetător despre

21
care se cunoaște că a făcut o remarcă justă asupra e phemerelor este chiar Aristotel, care le-a
urmărit și le -a descris viața de 24 de ore a genului Ephemera și le-a denumit ” Muștele de o zi”
(Bogoescu, 1958, Neculiseanu și colab., 2015).
În cea mai mare parte , ephemeropterele trăiesc în stadiul larvar și nimfal în general
1-3 ani în funcție de gen , la unele chiar și două generații pe an (în cazul speciilor mici de
Cloeon și Baetis ), sub aceste forme pot fi întâlnite în apele dulci , slab curgătoare, râuri de
ordin mic , torenți și în ape stătătoare (Teodorescu și A ntonie, 2008 , Neculiseanu și colab.,
2015 ). După adaptarea lor la locul de trai (felul de viață ) și din punct de vedere morfologic și
comportamental se pot stabili 4 tipuri de larve :
– larve le săpăt oare (sau scormonitoare) , își sapă galerii în forma literei „U” deschise la
ambele capete ( Ephemera, Palingenia ), sunt limnivore (ingeră pământul nisipos, din care
rețin diferite particule organice: alge, protozoare) ,
– larvele târâtoare , își duc viața prinse de pietre (pietricole), agățate de plante și se târăsc
prin pietrișul sau detritusul de pe fundul apei , înoată greu prin mișcări șerpuite ale
abdomenului ,
– larvele turtite , trăiesc în ape repezi, torenți și pentru a nu fi antrenate de curent se a scund
sub pietre sau se aplică strâns pe ele, consumă stratul organic, împreună cu alge și mici
animale de sub pietre,
– larvele înotătoare , care trăiesc în ape lent curgătoare sau stătătoare (Teodorescu și
Antonie, 2008, Neculiseanu și colab., 2015) .
Regimul tr ofic al larvelor de ephemeroptere este mixt, predominant detritofag
(consumă o mare cantitate de substanțe organice în descompunere = detritus ) și fitofag (se
hrăne sc cu materii vegetale) (Teodorescu și Antonie, 2008) . Prin consumul detritusului de
către larve le de ephemeroptere , acestea ajung să curățe apele de impurități și reprezintă un
indicator bun în reflectarea stării mediului în care trăiesc și pot fi clasate în funcție de tipul de
larvă în grupele I -II (pentru larvele scormo nitoare și târâtoare) și grupele II -III (pentru larvele
înotătoare) datorită sensibilității lor la diferiți poluanți (Teodorescu și Antonie, 2008,
Neculiseanu și colab., 2015).
Controlul populațiilor de ephemeroptere este asigurat în primul rând de pești ( larvele
de ephemeroptere, plecoptere și trichoptere constituind o sursă importantă de hrană pentru
pești precum plătica , morunaș, caras argintiu, biban) , dar și de unele larve de odonate

22
(libelule), plecoptere, coleoptere, trichoptere, heteroptere, precum și de o serie de paraziți
(protozoare, nematode) (Teodorescu și An tonie , 2008 , Neculiseanu și colab., 2015 ).
Ephemeropterele, plecopterele și trichopterel e (EPT) sunt verigi importante în
rețelele trofice din ecosisteme, îndeosebi acvatice de apă d ulce (curgătoare sau stătătoare) ,
datorită duratei mari de viață a stadiilor larvare , constituind o importanță economică pentru
producția piscicolă, fiind sensibile față de diferiți poluanți chimici, larvele sunt utilizate drept
indicatori biologici ai gra dului de modificare a calității apelor (Teodorescu și Antonie, 2008).
Chiar dacă nu se poate măsura capacitatea reală a ecosistemului de a elimina în totalitate
azotul și poluanții , starea ecologică rămâne un indicator al stării (condiției) ecosistemului ș i
este evaluată la scara corpului de apă de către experții naționali independenți , indicatorii
pentru serviciil e ecosistemice se bazează pe estimări de modelare sau imagini satelitare
(Grizzetti și colab., 2019). Studiul realizat de Grizzetti și colab. în 2019 a indicat că serviciile
de regla re și menținere, alături de serviciile culturale ale ecosistemului acvatic sunt corelate
într-o mare măsură pozitiv cu starea ecologică a corpurilor de apă europene, sugerând că mai
multe servicii sunt furnizate de un e cosistem care este într -o stare ecologică bună , spre
deosebire de alte ecosisteme care au o stare ecologică clasată într -o categorie inferioară.

Figura 4: Reprezentanți ai Ordinului Ephemeroptera – Familia Ephemeridae (stânga), Familia
Heptageniidae (centru) și Famili a Caenidae (dreapta) (Sursa: Arhivă Personală) .
Trei reprezentanți ai Ordinului Ephemeroptera sunt imortalizați în Figura 4 , aceștia
fiind descoperiți de mine în unitățile de probă colectate, sortate și identificate în cadrul
studiului de caz elaborat în Capitolul al II-lea, din bazinul râului Argeș.
Elementele de calitate biologice au capacitatea să rețină pentru un timp îndelungat în
structura și modul lor de funcționare acțiunile factorilor de comandă, mai degrabă decât
modificările variabilelor fizico -chimice pentru asigurarea unei coeziuni în ceea ce privește

23
managementul bazinelor hidrografice și evaluarea stării ecologice (Stoica , 2016).
Ordinul Plecoptera (Perlariae sau ”stonefly” în engleză ) este alcătuit din insecte
primitive, cu larve acvatice și adulți tereștri (amfibii). Denumirea ordinului face referință la
lobul anal al aripilor posterioare, care este pliat longitudinal (gr. plekein = a așeza în rânduri, a
plia) și tegumentul este slab sclerificat și moale (Teodorescu și Antonie, 2008, Kis, 1974).
Plecopterele sunt răspândite pe întreg globul, cele circa 2000 de specii cunoscute sunt
frecvent întâlnite în zonele reci, pe masivele muntoase ale zonelor temperate, fiind foarte rare
în regiu nile calde ale continentelor, adulții întâlnindu -se în vecinătatea apelor curgătoare într –
un areal restrâns (Kis, 1974, Teodorescu și Antonie, 2008).
Studierea plecopterelor (Muștele de stâncă) prezintă interese teoretice (în cercetări
filogenetice și zoog eografice) și practice (specii de interes comunitar). Larvele și adulții
plecopterelor au o mare importanță în piscicultură, fiind hrana de bază a peștilor (păstrăv,
mihalțul, lipanul, moioagă), dar în special larvele plecopterelor alături de ephemere și
trichoptere, pot fi folosite cu succes drept momeală de către pescari. Majoritatea plecopterelor
sunt extrem de sensibile față de impuritatea apelor și scăderea concentrației de oxigen din apă,
astfel încât numeroase studii atestă folosința plecopterelor în determinarea poluării din apele
curgătoare (Kis, 1974 ).
Larvele de p erlide pot fi prădătoare (subordinul Systellognatha), hrănindu -se cu larve
de ephemeroptere, alte plecoptere, trichoptere, simuliidae, chironomidae, protozoare,
crustacee, viermi, precum și cu alge sau resturi de plante superioare, dar și detritofage și
fitofage precum cele din subordinul Halognatha care acumulează pătura de alge, diatomee de
pe pietre sau rod parenchimul frunzelor moarte sau se hrănesc cu resturile vegetale căzute în
apă (Teodorescu și Antonie, 2008).
Controlul populațiilor de plecoptere (sau perlide) este realizat de patogeni (ciuperca
Orphella coronata ), paraziți (unele specii de Gordiidae, Mermithidae și Gregarinidae ), dar și
de prădători precum peștii enumerați mai sus , păsări acvatice și/sau insectivore (în special la
începutul primăverii și toamna târziu din cauza lipsei totale a celorlalte grupuri de insecte în
aceste perioade), arahnide sau alte specii de insecte (coleoptere, heteroptere) ( Kis, 1974,
Teodorescu și A ntonie, 2008).

24

Figura 5: Reprezentanți ai Ordinului Plecoptera – Familia Nemouridae (stânga), Familia Perlodidae –
Isoperla sp. (centru) și Familia Chloroperlidae (dreapta) (Sursa: Arhivă Personală) .
Trei reprezentanți ai Ordinului Plecoptera sunt imortalizați în Figura 5, aceștia fiind
descoperiți de mine în unitățile de probă colectate, sortate și identificate în cadrul studiului de
caz elaborat în Capitolul al II -lea, din bazinul râului Argeș.
Ordinul Trichoptera (Friganele sau ”caddisfly” în engleză ) cuprinde circa 12000 de
specii răspândite în toată lumea (specii cosmopolite), prezența unora fiind întâlnită în
ecosisteme acvatice de la altitudini mari de până la 2400 m (zone alpine) și până la zonele de
șes, altele având un spectru ecologi c restrâns, caracterizând calitatea apelor dulci. F oarte des
sunt confundate cu lepidopterele (fluturii) . Spre deosebire de lepidoptere, la care aripile sunt
înzestrate cu solzișori, la trichoptere, aripile sunt acoperite cu perișori. Cercetările făcute
asupra trichopterelor de pe teritoriul României s -au bucurat și se bucură de un interes deosebit
de peste o sută de ani datorită metamorfozei complete ( holometabole ), la care larvele se
deosebesc de adulți ca aspect și mod de viață. Spre deosebire de ephemer optere și plecoptere,
aceste insecte (trichopterele) au un stadiu în plus denumit pupă (de obicei imobil) – care face
trecerea de organizarea de tip larvar la stadiul de imago (adult), în interiorul pupei având loc
procese de autodizolvare a unor țesuturi (liză tisulară) și organe larvare și edificarea
organizației interne a insectei adulte. În cazul Ordinelor Ephemeroptera, Plecoptera, Odonata,
Hemiptera, etc. – metamorfoza este incompletă ( heterometabolă ) în care larvele sunt
asemănătoare ca mod de viață și aspect cu adulții (stadiul de imago), lipsind stadiul de pupă
din desfășurarea ciclului biologic. Stadiile larvare au o durată de dezvoltare care se poate
întinde pe perioada între 1 -3 ani , spre deosebire de adulții care trăiesc de la câteva zile până l a
1-2 săptămâni, în apropierea apelor. Ceea ce le face deosebite pe trichoptere este faptul că
larvele își construiesc căsuțe mobile (transportabile) sau plase de mătase . Pupele sunt libere

25
sau în căsuțe, la sfârșitul perioadei dev enind active, mobile și ies din apă (cu excepția genului
Enoicyla ) (Teodorescu și Antonie, 2008 , Ghețeu, 2008, Ciubuc, 2010, Kriska, 2013,
Neculiseanu și colab., 2015 , Holzenthal și colab., 2015 ).
Larvele friganelor eruciforme și unele campodeiforme își construiesc căsuțele
prote ctoare mobile, conice sau cilindrice, deschise la ambele capete, lipite fiind prin secrețiile
glandulare specifice din mătase consolidată cu particule vegetale, minerale și cochilii de
melci. Corpul larvei (cu excepția părții anterioare) este ascuns în căs uță, asigurându -se
respirația branhială sau cutanată se folosesc de mișcările ondulatorii ale abdomenului pentru
realizarea unei circulații permanente a apei în interiorul căsuței . Larvele campodeiforme își
clădesc plase și capcane din fire de mătase, în care apa aduce diferite organisme ce le servesc
drept hrană, fără a avea nevoie de construirea unei căsuțe precum cele menționate anterior.
Căsuțele trichopterelor sunt conso lidate fie cu fragmente de natură vegetală, unde sunt
construite din tije goal e sau golite de către larve, din fragmente de frunze dispuse în spirală,
framente de rămurele dispuse transversal sau longitudinal, fie cu particule minerale cu rolul
de a îngreuna căsuța, care sunt curbe (construite din mici pietricele, nisip fin sau gros ier) sau
drepte , sub formă de spirală cărora li se adaugă rămurele lungi cu rol de echilibru sau de
ancorare . Cochiliile unor gasteropode din genurile Helix, Limnaea sau Planorbis sunt folosite
la construirea căsuței unor specii de ”caddisflies” (Teodoresc u și Antonie, 2008, Ghețeu,
2008, Ciubuc, 2010, Kriska, 2013, Neculiseanu și colab., 2015, Holzenthal și colab., 2015 ).
Familia Limnephilidae este predominant fitofagă , în timp ce alte larve eruciforme
consumă ocazional și materii de origine animală sau se hrănesc cu lemn putred în care sunt
ciuperci – micetofage (specia Stenophylax nigricornis ). Speciile de Brachy centrus și
Hydroptilidae sunt algofage (extrăgând conținutul celular al algelor filamentoase verzi), în
timp ce speciile de Agapetus , Apatania și Ecclisopteryx râcâie cu piesele bucale învelișul
organic ce acoperă pietrele din apă (Teodorescu și Antonie, 2008, Kriska, 2013 ).
Beneficiarii rezervei trofice constituită de energia înmagazinată în stadiile larvare și
pupe ale trichopterelor sunt peșt ii planctonofagi sau bentofagi , păsările acvatice, gregarine,
trematode, insecte parazitoide și prădătoare (heteroptere, larve de odonate , megaloptere ,
diptere din Fam. Scathophagidae ), gordiacee , plecoptere, păianjenii -lupi (Arachnida:
Lycosidae ) (Teodorescu și Antonie, 2008, Kriska, 2013 , Holzenthal și colab., 2015 ).

26

Figura 6: Reprezentanți ai Ordinului Trichoptera – Familia Limnephilidae (stânga), Familia
Hydropsychidae (centru) și Familia Rhyacophilidae (dreapta) (Sursa: Arhivă Personală) .
Patru reprezentanți ai Ordinului Trichopter a sunt imortalizați în Figura 5, aceștia
fiind descoperiți de mine în unitățile de probă colectate, sortate și identificate în cadrul
studiului de caz elaborat în Capitolul al II -lea, din bazinul râului Argeș.
Larvele speciilor din familia Rhyacophilidae sunt prădătoare (Figura 6 ). Familia
Hydrops ychidae este omnivoră, preferând în mare parte detritusul și diatomeele (Figura 6)
(Fuller și Mackay, 1979 ). În unele cazuri, larvele trichopterelor prezintă canibalism , o specie
fiind prada (victima) celeilalte. Un studiu din Colorado ( Wissinger și colab., 1996) indică
faptul că larvele unor trichoptere din Familia Limnephilidae (specia Asynarchus nigriculus ,
respectiv Limnephilus externus ) au o abundență mare în rândul habitatelor, astfel încât larvele
de Limnephilus domină apele curgătoare permanente, în timp ce larvele de Asynarchus
domină bazinele temporare . Specia Asynarchus nigriculus s-a dovedit a fi extrem de agresiv ă
în ocuparea ace luiași habitat cu semenii lor (Limnephilus externus ), parcurgând la canibalism
prin devorarea acestora (Fuller și Mackay, 1979).
Din punct de vedere ecologic, moartea adulților (stadiul de imago) din habitatele
ripariene și consumul adulților de către prăd ătorii tereștri (consumatori de ordinul II sau III )
contribuie la asigurarea reîntoarcerii nutrienților din ecosistemele de apă dulce în mediul
riparian natural ( Morse, 2019 ). Evaluare a diverselor trăsături funcționale ale trichopterel or și
ale altor speci i alături de care acestea își împart habitatul au putut oferi o perspectivă
aprofundată a cauzelor probabile de degradare ecologică în apele de suprafață și inclusiv al
efectelor schimbărilor climatice ( Morse, 2019 ).
Diversitatea speciilor de trichoptere e ste mai mare decât a tuturor celorlalte ordine

27
primare de insecte acvatice combinate la un loc, rivalizându -i pe gândacii acvatici și
echivalând cu aproximativ cu o treime din cea a larvelor de diptere acvatice (Morse, 2019).
Având în vedere faptul că Ordi nul Diptera are un număr foarte mare de specii în habitatele cu
apă dulce, la capitolul de diversitate relativă a trăsăturilor funcționale, friganele apar cu un
număr mai mare decât a tuturor celorlalte macronevertebrate (Morse , 2019). Prezența
omniprezent ă a trichopterelor și a densității lor în apele relativ nepoluate, diversitatea
ecologică sugerează vitalitatea trichopterelor pentru funcționarea durabilă a majorității
sistemelor naturale, valoarea curentă și potențială a Ordinului Trichoptera pentru int eresele
umane este considerată indispensabilă (Morse, 2019).
Presiunile precum defrișările necontrolate, aruncarea deșeurilor biodegradabile sau a
celor menajere și asimilabile, zgomotul creat din activitățile omenești și rutele turistice
contribuie la det eriorarea cursurilor de apă prin afectarea faunei bentonice și a peștilor, a
bunăstării oamenilor care locuiesc în împrejurimile ecosistemului lotic respectiv (Figura 7)
(Couceiro și colab., 2006). Creșterea temperaturii apei influențează numeroase specii să
plece din locul respectiv datorită scăderii concentrației de oxigen din zonă și în cele din urmă
scade abundența relativă și a diversitatea comunităților de macronevertebrate bentonice din
zona afectată (Couceiro și colab., 2006, Burgmer și colab., 2007 ). C ompoziția
macrozoobentosului a fost afectată semnificativ de tendințele temperaturii apărute în ultimele
deceni i și este foarte probabil ca unele organisme vulnerabile, protejate prin lege să fie cel
mai afectate de efectele schimbărilor climatice (Bur gmer și colab., 2007).

Figura 7: Un model DPSIR generic pentru ecosistemele lotice ( după Albu, 2019).

28
În prezent, în toate statele membre ale Uniunii Europene, starea ecologică a sistemelor
lotice este evaluată conform componentelor specifice fiecărui ti p de sistem lotic. În
conformitate cu recomandările Directivei Cadru pentru Apă sunt definite pe baza comparației
cu cele cinci clase de calitate (ipotetice, naturale sau nedisturbate): foarte bună, bună, moderată,
slabă și proastă. Variabile precum: raportul dintre taxonii sensibili și cei toleranți, compoziția,
distribuția și abundența componentelor biotice alături de diversitatea din fiecare compartiment
trebuie luate în considerare pentru a integra corp urile de apă în starea ecologică (Hering și
colab., 2004). Abordările multimetrice oferă o analiză integrată a comunității ecologice a unui
sit dintr -o varietate de măsuri biologice și cunoșterea faunei componente unui sit. O
caracterizare sintentică a stă rii râurilor este asigurată de aceste proceduri, fără a pierde
informațiile furnizate de valorile individuale și permit clasificarea siturilor în categorii de
calitate ecologică. Majoritatea abordărilor multimetrice recente nu se bazează pe măsuri
empirice sau granițe teritoriale, ci compară sit -urile de testare cu cele de referință,
neîmperecheate din aceeași ecoregiune (aici este folosită abordarea ”condiției de referință”)
(Hughes, 1995, Calabrese și colab., 2020).
Anumite studii arată efectul defrișăril or asupra faunei de macronevertebrate bentonice,
precum cele ale lui Benstead și colab. (2003) în Madagascar și Trayler și Davis (1998) în
Australia, indicând faptul că abundența relativă și bogăția macronevertebratelor este mai mică
în zonele unde copacii din apropierea malurilor au fost tăiați.
1.2.4. Impactul ( I – Impact)
Modificările fizice, chimice și biologice ale Capitalului Natural influențează calitatea
serviciilor ecosistemice și bunăstarea speciei umane (Popescu C., 2019). S ub o altă formă,
aceste schimbări ale stării pot avea diferite impacturi la nivel natural, social și economic,
asupra modului de funcțion are al ecosistemelor, a abilităților lor de susținere a vieții și pe de
altă parte, asupra sănătății umane și asupra pe rformanțelor economice și sociale ale societății
(Kristensen, 2004). Impactul supraexploatării apelor disponibile include scăderi ale nivelului
apei subterane, care la rândul lor pot duce la alte impacturi asupra ecosistemelor acvatice și
terestre asociate (cum ar fi zonele umede), având drept rezultat negativ pătrunderea apei
sărate în zonele costiere și de tranziție (Kristensen, 2004).
Întreaga gamă de efecte pozitive și negative, reale sau potențiale care însoțesc sau pot
însoți aplicarea unui program de dezvoltare îl reprezintă impactul ecologic (Popescu C.,
2019). Interdependența Capitalului Natural de SSE (sistemele socio -ecologice) la diferite
scări spațio -temporale poartă numele de complex socio -ecologic (CSE) , care reprezintă

29
unitatea structurală și funcțională ce poate stabili la o scară spațială dată, între o construcție
socio -economică și fundația care o susține/consolidează (Popescu C., 2019).
Impactul ecologic are trei componente majore (Vădineanu, 2004):
– Impactul natural , determinat de acțiunile directe (introducerea organismelor modificate
genetic (OMG) sau de specii străine, supraexploatarea unor specii, etc.) sau indirecte
(modificarea circuitului hidrologic) asupra fundației construcției SSE,
– Impactul economic , înglobând efectele acț iunilor directe sau indirecte asupra structurii și
metabolismului sistemului economic,
– Impactul social , care înglobează efectele acțiunilor directe și indirecte asupra Capitalului
Social și calității vieții (Vădineanu, 2004).
Eficiența managementului adapt iv al celor trei componente ale impactului ecologic
dovedește dependența strictă pe care o au dezvoltarea durabilă (DD) sau co -dezvoltarea
complexelor socio -ecologice (CSE) (Vădineanu, 2004).

Figura 8: Componentele impactului ecologic și căile de propaga re a impactului în cadrul complexelor
socio -ecologice: SSE↔CN (adaptat după Vădineanu, 2004).
Diagrama (Figura 8) ține cont de un șir larg de acțiuni și factori de comandă care
alcătuiesc întruchiparea unor activități aleatorii și ilegale sau înfățișarea o biectivelor prevăzute
în programele și strategiile de dezvoltare legal adoptate prin:
A: restructurarea întregului sistem economic, introducerea unor tehnologii noi și
neavute până în momentul actual, producerea unor substanțe chimice periculoase interzise , etc.,
B: reabilitarea și reconstrucția unor ecosisteme, introducerea unor specii invazive în

30
țară, lucrări hidrotehnice, etc.,
C: politici de stimulare a consumului, de reducere a natalității, de reducere a
mortalității infantile, etc. (Vădineanu, 2004).
Încheierea acțiunilor cu modificări structurale și funcționale în sistemul economic vor
crea efecte la distanță și cumulate asupra temeliei (1) și asupra calității vieții mediat (3) sau
direct (6) (Figura 8) (Vădineanu, 2004). Perturbările determinate de fluctuațiile riguroase ale
unor factori de comandă naturali (de felul inundațiilor, incendiilor sau cutremure de pământ)
asupra temeliei (Capitalul Natural) creează efecte ce se propagă direct (2) sau mediat (3) și (5)
asupra sistemului economic și asupra calității vieții (3) (Figura 8) (Vădineanu, 2004).
Redimensionarea standardului de viață sau restructurarea capitalului social vor influența
rezistența și structura temeliei direct (4) și indirect via (5) și (1), respectiv în mod direct
metabolismul și str uctura sistemului economic (5) și indirect, via (4) și (2) (Figura 8)
(Vădineanu, 2004).
Prin modificările aduse stării ecosistemului prin influența presiunilor antropice, se pot
identifica efectele create în zona respectivă, dar și în împrejurimile aceste ia. Prin îndiguirile și
scoaterea din circuit a zonelor inundabile se observă efectul scăderii fertilității ariilor
învecinate, având implicații inclusiv în migrația faunei piscicole, prin copertarea zonei de mal
cu dale de piatră și beton, efectele direct e aduse ecosistemului sunt scăderea considerabilă a
producției biologice a celei mai importante zone a unui bazin acvatic, zona litorală, dar și
regularizarea cursului prin eliminarea unor bucle și sinozități ale albiei produc efecte precum
creșterea puter ii de spălare al faciesului bental în timpul viiturilor și uniformizarea condițiilor
de viață (Bucovală și Cândea, 2003).
1.2.5. Răspunsuri ( R – Responses)
Răspunsurile reprezintă efortul susținut de societate pentru a rezolva problemele
existente și pot interven i în orice verigă a lanțului de legături cauzale: D, P, S, I (Popescu C.,
2019). Răspunsuri le închid bucla de feedback pentru elementele componente ale modelului
(D, P, S, I , R) și la rândul lor, răspunsurile ( R) vor deveni factori de comandă ( D) pentru a
avea o continuitate circuitul realizat din cauza faptului că aceste probleme vor persista atâta
timp cât factorii naturali și cei antropici vor exista (alt ciclu DPSIR) (Popescu C., 2019).
Unele răspunsuri (măsuri) adresate creșter ii cantității de apă disponibilă includ
construirea unor rezervoare de depozitare a apei pentru oferirea unei protecții serviciului de
producție al apei (serviciu ecosistemic), atunci când alte surse sunt tensionate (Kristensen,
2004). Alte măsuri vizează re ducerea sau controlul cererii de apă, inclusiv prețurile apei,

31
dispozitivele de economisire a apei și reducerea scurgerilor de apă în sistemele de distribuție
pentru condiționarea conceptului de dezvoltare durabilă ( DD) în societate (Kristensen, 2004).
Sensibilitatea crescută a macronevertebratelor le permite să se înmulțească și să se
răspândească, ceea ce duce la o prăbușire parțială sau totală (în unele cazuri) a întregului
sistem sau ale unor părți ale acestuia: răspunsul sistemului ecologic (ale cărui organisme sunt
implicate în oferirea serviciilor ecosistemice) obligă societatea să ia anumite măsuri la nivelul
factorilor de comandă ce provin din sistemul social (asociații, administrații locale) pentru a
găsi soluțiile oportune pentru stoparea aspectel or de mediu (participarea activă a organizațiilor
pentru conștientizarea populației despre efectele produse la nivelul stării mediului în care își
desfășoară activități le și înăsprirea sancțiunilor încălcării regulilor fundamentale esențiale )
(Manzini și T assinari, 2013, Spangenberg și colab., 2015).
Răspunsuri adresate factorilor de comandă (Drivers): limitări ale preferințelor
consumatorilor, implementarea poli ticilor de turism (centre pentru vizitatori, marketing),
îmbunătățirea educației pentru mediu, c rearea mai multor organizații de mediu pentru
verificarea continuă a organizațiilor (inclusiv o fermă agricolă poate fi o organizație),
prevenirea unor situații de risc prin restricționarea anumitor activități, etc. (Popescu C., 2019).
Răspunsuri adresate presiunilor (Pressures): reglementări privind limitarea emisiilor
din surse mobile, punctiforme și non -punctiforme (Popescu C., 2019) , desemnarea mai multor
arii naturale protejate, implementarea unor acte normative pentru interzicerea exploatării
forestie re (precum inițiativa norvegiană), tratarea apelor uzate provenite din gospodării și
industrie și evitarea scurgerii acestora în interiorul apelor de suprafață (aspect des întâlnit în
România, inclusiv în București unde vidanjele administrației Municipiulu i descarcă apele
uzate menajere în șanțuri sau apele de suprafață care urmează să intre în capitală ),
implementarea mai multor cerințe pentru eliberarea autorizațiilor de construcție, etc..
Răspunsuri adresate stării (S) mediului afectat de relația compone ntelor D -P:
depoluarea corpurilor de apă, monitorizarea, restaurarea sau remedierea faunei bentale și a
faunei piscicole, oferirea protecției speciilor native, autohtone, locale, împădurirea zonei
ripariene din apropierea ecosistemelor lotice cu specii de arbori / arbuști nativi etc..
O problemă de interes comunitar care este necesară a fi luată în considerare îl
reprezintă restaurarea vegetației ripariene , în mod sustenabil pentru îmbunătățirea calității
apei, după cum indică studiul realizat de Iñiguez -Armijos și colab. , în anul 2014. Restaurarea
acționează în mod pozitiv heterogenitatea comunităților și habitatului macronevertebratelor
bentonice și poate avea succes din punct de vedere ecologic prin utilizarea speciilor de plante

32
native, autohtone, prin evitarea utilizării speciilor de plante invazive, care pot afecta structura
și funcțiile grupurilor de specii de importanță comunitară. Se dorește a fi subliniat faptul că
zonele tampon ocupate cu păduri în ansamblul riparian nu sun t un înlocuitor pentru pădurea
continuă de dinaintea activităților desfășurate în zona respectivă, însă sunt putincioase în
promovarea biodiversității și pot integra indivizibilitatea ecosistemelor din bazinele tropicale
afectate de extracțiile forestiere acute ( Iñiguez -Armijos și colab ., 2014).
Răspunsuri adresate impactului (I): măsurile de adaptare pot include sprijin fizic sau
financiar, precum și servicii de sănătate și financiare pentru persoanele grav afectate de
modificările aduse resurselor acvatic e originare primordiale, implementarea sondajelor de
opinie (a chestionarului) prin mai multe analize sociale, descrierea unor observații pe teren
(monitorizare prin descrierea împrejuririlor la nivel local, prin înființarea unui jurnal al
localității) (Sp angenberg și colab., 2015).
În luarea deciziilor este bine să existe o informare a tuturor potențialelor prezentări
de subiecte pentru distingerea factorilor cheie la cel mai adecvat nivel de acțiune
(Spangerberg și colab., 2009). Modelul DPSIR trebuie apl icat cu grijă pentru conceperea mai
multor analize, nu ca o simplă schemă de cauzalitate (Spangerberg și colab., 2009). Definițiile
elementelor din model și specificarea nivelurilor și sferelor în care funcționează vor face
schema utilă pentru politică (Sp angerberg și colab., 2009).
Având în vedere schema ”Factori de comandă – Presiuni – Stare – Impact – Răspuns
(DPSIR)” dezvoltată de EEA și Eurostat, se pot evita probleme rezultate din anumite
deficiențe, Spangenberg și colab. (2015) sugerând să fie folosi t modelul DPSIR nu ca un
instrument de analiză sau de planificare, ci ca un dispozitiv euristic pentru structurarea,
demonstrarea și comunicarea observațiilor colectate independent de abordarea DPSIR.
Aplicat în felul acesta, devine un instrument util nu n umai pentru structurarea comunicării cu
privire la măsurile politice necesare, ci și pentru a identifica punctele tari și punctele slabe ale
programelor și politicilor existente (Spangerberg și colab., 2015).

33
2. Capitolul II: Studiu de ca z
2.1. Zona în car e a fost realizat studiu l
Zona în care s-a desfășurat activitatea de teren a fost în bazinul mijlociu al râului
Argeș , situat în partea de sud a țării (Figura 9). Bazinul hidrografic al râului Argeș are o
suprafață de 12.550 km² și este cuprins între următoarele coordonate geografice: 43ș54‟50" –
45ș36‟30" latitudine nordică și 24ș30‟50" -26ș44‟25" longitudine estică (Planul de
management al Spațiului Hidrografic Argeș -Vedea) . Se învecinează la sud cu bazinul Dunării,
la nord cu bazinul h idrografic Olt, la est cu bazinul hidrografic al Ialomiței și la vest cu
bazinele hidrografice Vedea și Olt, ocupând aproape integral județele Argeș, Teleorman,
Giurgiu, Ilfov (inclusiv Municipiul București) și mici părți din județele Olt, Călărași și
Dâmb ovița (Planul de management al Spațiului Hidrografic Argeș -Vedea). Împreună cu
bazinul hidrografic Vedea, spațiul hidrografic Argeș -Vedea ocupă 9% din suprafața României
(Planul de management al Spațiului Hidrografic Argeș -Vedea).

Figura 9: Surse punctiforme semnificative de poluare industrială și agricolă din Spațiul Hidrografic
Argeș -Vedea, alături de evidențieri ale râurilor în funcție de tipul de sit, luate în considerare în studiul
de față (Sursa: adaptat după Planul de managem ent al Spațiului Hidrografic Argeș -Vedea ).

34
Sursele de poluare agricole și industriale (Figura 9) contribuie la poluarea resurselor
de apă prin evacuarea poluanților specifici tipului de activitate desfășurat : nutrienți proveniți
din industria chimică, indu stria fertilizanților, ferme zootehnice, industrie alimentară, celuloză
și hârtie etc., metale grele (industria chimică, industria extractivă și prelucrătoare, etc.),
micropoluanți organici periculoși (industria petrolieră, etc.) și substanțele organice ( Fodor,
2006, Planul de management al Spațiului Hidrografic Argeș -Vedea , Planul de analiză și
acoperire a riscurilor , 2016) .
Bazinul hidrografic Argeș este alcătuit din 20 de subbazine hidrografice, printre care:
subbazinul hidrografic Potop cu râul Cobia (1 7 km) și râul Potop (32 km), subbazinul
hidrografic Târgului cu râul Bughea (23 km) și râul Târgului (65 km), subbazinul hidrografic
Bratia cu râul Bratia (42 km) și în subbazinul hidrografic Argeșel – râul Argeșel (65 km) și
afluenții (ABAAVP, 2014 ).
Bazinul râului Argeș este în mod semnificativ sensibil la efectele schimbărilor
climatice din cauza dezvoltării sistemelor socio -economice (SSE) din cadrul județului Argeș
și al vecinilor ( Planul Național de Amenajare a Bazinelor Hidrografice din România, 2013 ).
2.2. Materiale și metode utilizat e
Pentru a surprinde efectele pe care modul de utilizare a terenului le are asupra
sistemelor acvatice, s -au folosit pentru comparație patru stații pereche: cu (notate R=referință /
tamponate ) și fără vegetație ripariană (I= impactate / netamponate ), amplasate în zona
așezărilor umane (Figura 10B). În afară de acestea, au mai fost alese trei stații în zona de
pădure (F=”forest”) , cu vegetație ripariană, dar fără prezența așezărilor umane și două stații în
care să surprindem imp actul cumulat al utilizării terenului, acestea fiind situate după
confluența râurilor pe care am amplasat stațiile pereche, așa -numitele ”situri matrice” (Figura
10A) (Burdon și colab., 2020).

35
Figura 10: Patru tipuri de situri întâlnite de -a lungul direc ției unui ecosistem lotic: sit de pădure , sit
netamponat, sit de referință și sit matrice . Imaginea A . arată modul în care au fost amplasate stațiile de
prelevare într-o rețea de râuri, în timp ce imaginea B. evidențiază potențiala presiune a utilizării
terenurilor de către oameni (agricultură) și modul în care studiul nostru a urmărit să caracterizeze anumite
tipuri de si steme (adaptat după Burdon și colab., 2020).
Stațiile de prelevare au fost amplasate pe râurile : Argeșel (F1, I1, R1 și I11),
Târgului (F2), Brătioara (F4), Bratia (I3 R3), Bughea (I5 R5), Cobia (I6 R6) și Potop
(I14). Aceste stații de prelevare au fost stabilite în anul 2017 în cadrul proiectului CrossLink
care își propune producerea unui cadru de optimizare capabil să echilibreze valori, utilizări și
nevoi multiple cu capacitate adaptativă pe termen lung și reziliența sistemelor acvatice, de
către coordonator Prof. Dr. Geta Rîșnoveanu .
Alături de echipa facultății (formată din Lector Dr. Oprina -Pavelescu Mihaela, Bujor
Marius, Dinu Valentin, doamna laborant Pîrvu Aglaia și colega mea B elu Mădălina -Iolanda)
și sub atenta îndrumare a doamnei Lector Dr. Popescu Cristina -Maria , din fiecare stație s -au
prelevat câte șase unități de probă (excepție I11 și I1 de unde am prelevat doar 3 ) de-a lungul
celor șapte sisteme lotice , 73 de unități de probă, pe o perioadă de trei zile (18, 19 și 21 iunie
2019), fără a avea dificultăți în desfășurarea activităților de cercetare.
Pentru ca eroarea de estimare a parametrilor populaționali să fie ma i mică și
reprezentativitatea probei să fie mai bună (Rîșnoveanu, 2010), pentru colectarea unităților de
probă am folosit metoda stratificat -randomizată , ținându -se cont de heterogenitatea
substratului și de tipul de curgere al apei (turbulent, laminar sau zone în care stagnează apa).
Instrumentul de prelevare a fost fileul bentonic (25×30 cm) (Figura 11).
Pentru realizarea studiului, am urmat cele cinci etape:
– prelevarea / colectarea unităților de probă (din teren),
– etichetarea unităților de probă (realizată pe teren),
– conservarea unităților de probă (în alcool, respectiv, aducerea unităților de probă în
combina frigorifică a facultății),
– sortarea manuală a indivi zilor din fiecare unitate de probă (în laborator) ,
– identificarea la nivel de ordin și d e familie a indivizilor din toate unitățile de probă.
Materialele utilizate pe teren au fost: caietul de teren, pungi, etichete, marker,
creio ane, pensă , caiet de teren și alcool etilic .

36

Figura 1 1: Contribuții personale în colectarea unităților de probă de nevertebrate acvatice din diferite
situri luate în considerare în studiu. (Sursa: Arhivă Personală).
Sortarea și identificarea indivizilor din fiecare unitate de probă a fost realizată cu
ajutorul determinatoarelor ( Tachet și colab., 1991, Bogoesc u, 1958, Kis, 1974, Ghețeu, 2008)
în cadrul laboratoarelor Departamentului de Ecologie, Facult atea de Biologie (Figura 1 2), de
către mine, Neagu Marcela Theodora, Andrei Cristina, cu mici contribuții ale Ralucăi
Georgescu și Florea Diana -Mariana, sub atent a coordonare a doamnelor Popescu Cristina –
Maria și Pîrvu Aglaia, dar și cu ajutor din partea doamnei laborant Nic ulae Ge orgeta din
cadrul Stațiunii Zoologice Sinaia. Materialele utilizate au fost eprubete (Figura 1 2),
binoculare , pense, vase Petri și alcoo l etilic.

37

Figura 1 2: Laboratorul în care s-a desfășurat sortarea și identificarea indivizilor din fiecare unitate de
probă , Facultatea de Biologie. Sursa: Arhivă Personală .
Datele obținute în urma sortării și identificării au fost trecute într -o bază de date în
Excel pe laptopul meu personal , dar și pe un caiet special, separat față de cel de teren, doar cu
indivizii identificați aparținători ai unui Ordin, Clasă, respectiv Familie.
Modul în care comunitatea bentonică răspunde la prezența/ absența vegetaț iei
ripariene arborescente a fost evaluat cu ajutorul unor indici structurali ai biocenozei
(Rîșnoveanu și Popescu , 2011) , precum: frecvență – constanță , abundență – dominanță.
Frecvența (F%) reprezintă o măsură care dezvăluie cât de des apare o specie în
probă (Rîșnoveanu și Popescu , 2011), dar și probabilitatea de captură a unei specii în situația

38
în care captura se realizează în mod întâmplător printr -o tehnică sau cu un aparat neselectiv
(Rîșnoveanu și Popescu , 2011). Dacă numărul de unități de probă va fi mai mare, atunci și
valoarea estimată va fi mai aproape de cea reală, astfel încât eroarea de determinare va fi mai
scăzută (Botnariuc și Vădineanu, 1982, Rîșnoveanu și Popescu , 2011). Valoarea frecvenței se
poate calcula pentru un anumit moment de pre levare, precum la nivelul unei biocenoze, drept
raportul dintre numărul de unități de probă care conțin specia în cauză ( n’) și numărul total de
unități de probă ( n) prelevate la un anumit moment din acea biocenoză, folosind următoarea
formulă: F% = (n ’/n) *100 (Rîșnoveanu și Popescu , 2011).
Valorile indicelui de frecvență permite aprecierea constanței unei populații/ specii în
biocenoza studiată, încadrând organismele în următoarele clase:
 Specii constante: F% ≥ 50%
 Specii accesorii: 50% > F% ≥ 25%
 Speci i accidentale: F% < 25% (Rîșnoveanu și Popescu , 2011).
Speciile constante sunt nucleul de bază al structurii unei biocenoze, conferind
identitate acesteia (Rîșnoveanu și Popescu, 2011).
Abundența relativă sau procentuală (exprimată în procente – %) are sem nificație
doar atunci când se compară cu ceva. Pentru descrierea căilor parcurse de fluxurile de energie
și substanță dintr -un ecosistem este inevitabilă determinarea abundenței. Abundența relativă a
unui taxon este reprezentată de procentul de indivizi di n probă aparținând respectivului taxon.
Se calculează folosind formula: A₁(%) = (n/N)*100 , unde n este numărul de indivizi
aparținând taxonului considerat și N este numărul total de indivizi colectați din toate speciile
comunității cercetate indiferent de taxonul căruia aparțin (Botnariuc și Vădineanu, 1982).
Dominanța unei specii în probă (biocenoză) se apreciază pe baza abundenței relative
numerice și/ sau în biomasă. Speciile care au un rol indispensabil în funcționarea și
structurarea sistemelor integratoare sunt speciile dominante, acestea fiind incluse în structura
modelului homomorf (Rîșnoveanu și Popescu, 2011). În funcție de particularitățile sistemelor
studiate și de autor, valorile prag diferă în desemnarea speciilor/ populațiilor dominante
(Rîșnoveanu și Popescu, 2011). În actualul studiu, o populație este considerată a fi dominantă
dacă abundența numerică a acesteia A₁% ≥ 10% (Botnariuc și Vădineanu, 1982, Rî șnoveanu
și Popescu, 2011).
Cel mai des folosit indice de diversitate este Shannon -Wiener care se bazeză pe

39
numărul de specii și pe abundențele acestora, iar indicele de Echitabilitate se bazează pe
distribuția (uniformitatea) numărului de indivizi în cadrul speciilor unei biocenoze . Formulele
de calcul ale celor doi indici de diversitate sunt următoarele (Rîșnoveanu și Popescu, 2011,
Ibram și colab., 2015) :
Shannon -Wiener : H' = –Σ(Pᵢ x ln (Pᵢ)) , unde:
Pᵢ este proporția speciei i
Echitabilitate (Pi elou) : J' = H'/H'max = H'/ log S , unde:
limita J' trebuie să fie cuprins ă între 0 și 1,
S – numărul de specii dintr -o probă (comunitate) .
Programele utilizate pentru analiza datelor au fost: Excel și Past.
2.3. Rezultat e
În stațiile situate în zona de pădure, am prelevat un număr de 1175 indivizi,
aparținând la 43 de familii, 9 ordine , trei clase și o încrengătură.

Figura 13 : Frecvența (%) ordinelor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din stațiile de pădure
din BH Argeș, iunie 2019.
Ordinele: Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera, Diptera, Coleoptera și Fam ilia
Chironomidae (Ord. Diptera) au fost constante în probe . Speciile accesorii sunt întâlnite în
Ordinul Hemiptera, Clasele Arachnida și Clitellata (majo ritatea din Subclasa Oligochaeta), în
timp ce speciile accidentale sunt prezente în ordinele: Amphipoda, Odonata, Hymenoptera ,
Subclasa Collembola , Încrengătura Nematoda și Alte specii (Figura 13) .

40

Figura 14 : Abundența numerică (A%) a ordinelor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din
stațiile de pădure din BH Argeș, iunie 2019.
Ordinele dominante la nivelul stațiilor de prelevare din pădure sunt: Ephemeroptera,
Plecoptera, Diptera și Fam. Chironomidae (Ord. Diptera). Dintre acestea, re prezentanții
ordinului Ephemeroptera sunt puternic dominanți, cu abundența numerică de 47% (Figura
14). Abundența numerică de 8% a Ordinului Trichoptera poate exprima dominanța acestora
aflându -se în apropierea pragului de 10% după care s -a realizat clasar ea speciilor dominante
în funcție de abundența numerică a taxonilor.

Figura 15 : Frecvența (F%) familiilor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din stațiile de pădure
din BH Argeș, iunie 2019.

41
Familiile constante în probele prelevate din stațiil e de pădure au fost : Chironomidae,
Baetidae, Heptageniidae, Capniidae, Hydropsychidae, Simuliidae și Ordinele Diptera și
Coleoptera (Figura 15) . Speciile accesorii sunt întâlnite în familiile: Perlidae,
Sericostomatidae, Leuctridae, Ceratopogonidae, Blepha riceridae, Clasa Arachnida și
Clitellata (majoritatea din Subclasa Oligochaeta) , iar speciile accidentale sunt prezente în
familiile: Gammaridae, Oligoneuridae, Caenidae, Perlodidae, Chloroperlidae, Nemouridae,
Taeniopterygidae, Goeridae, Glossostomatidae, Brachycentridae, Psychomiidae,
Ryacophilidae, Limnephilidae, Gomphidae, Formicidae, Elmidae, Rhagionidae,
Mycetobiidae, Staphylinidae, Aphididae , Încr. Nematoda, Subclasa Collembola , alte
trichoptere, alte specii, Isoperla sp ., Psychoda sp ..

Figura 1 6: Abundența numerică (A%) a familiilor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din
stațiile de pădure din BH Argeș, iunie 2019.
Familiile dominante la nivelul stațiilor de prelevare din pădure sunt: Baetidae,
Heptageniidae și Chironomidae . Procentajul de 9% al Fam. Capniidae poate atesta dominanța
acestora, aflându -se în apropierea pragului de 10% după care s -a realizat clasarea speciilor
dominante. De asemenea, reprezentanții familiei Baetidae sunt puternic dominanți, cu
abundența numerică de 34% (Fig ura 16).
În stațiile amplasate în zonele fără vegetație ripariană arborescentă, am prelevat un
număr de 1944 indivizi, aparținând la 27 familii, 1 0 ordine, trei clase și o încrengătură.

42

Figura 17: Frecvența (%) ordinelor nevertebratelor bentonice în prob ele prelevate din stațiile
netamponate ( N) (situri pereche cu R – referință ) din BH Argeș, iunie 2019 .
Ordinele Diptera și Ephemeroptera, alături de Fam. Chironomidae și Clitellata
(majoritatea din Subclasa Oligochaeta ) sunt cele mai constante grupuri taxonomice la nivelul
stațiilor de prelevare impactate netamponate ( N). Speciile accesorii sunt întâlnite în Ord.
Trichoptera, Hemiptera și Altele (Figura 17) . Speciile accidentale sunt prezente în ordinele:
Amphipoda, Ple coptera, Odonata, Megaloptera, Hymenoptera, Coleoptera, Încrengătura
Nematoda, Clasa Arachnida și Clasa Gastropoda.

Figura 18: Abundența numerică (A%) a ordinelor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din
stațiile netamponate ( N) din BH Argeș, i unie 2019.

43
Familia Chironomidae (Ord. Diptera) și Clasa Clitellata au cea mai mare dominanță
numerică în stațiile de prelevare impactate (Figura 18) .

Figura 19: Frecvența (F%) familiilor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din stațiile
netamponate ( N) din BH Argeș, iunie 2019 .
Sunt constante familiile: Chironomidae, Baetidae și Simuliidae , alături de Ord.
Diptera și Oligochete (majoritatea din Subclasa Oligochaeta). Speciile accesorii sunt încadrate
la Alte specii necunoscute (greu de id entificat), în timp ce speciile accidentale fac parte din
familiile: Gammaridae, Caenidae, Heptageniidae, Perlidae, Perlodidae, Capniidae,
Leptoceridae, Psychomiidae, Hydropsychidae, Ceratopogonidae, Gomphidae, Formicidae,
Aphididae și Dripionidae , alături de Încrengătura Nematoda, Clasa Arachnida, Clasa
Gastropoda, Ord. Coleoptera, Ord. Megaloptera, Ord. Hemiptera și Psychoda sp .(Figura 19).

Figura 2 0: Abundența numerică (A%) a familiilor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din
stațiile netamponate ( N) din BH Argeș, iunie 2019 .

44
De departe, cele mai dominante grupuri taxonomice întâlnite la nivelul stațiilor de
prelevare impactate (situri pereche cu R) sunt reprezentate de Familia Chironomidae și Clasa
Clitellata (majoritatea din Subclasa Oligochaeta). Cu o abundență numerică de 66%, Familia
Chironomidae este puternic dominantă (Figura 20) .
În stațiile amplasate în zonele cu vegetație ripariană arborescentă ( R), am prelevat un
număr de 1867 indivizi, aparținând la 26 de familii, 9 ordine, 5 clase și o încrengătură.

Figura 21: Frecvența (%) ordinelor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din stațiile
tamponate ( R) (situri pereche cu N – netamponate ) din BH Argeș, iunie 2019 .
Ordinele Ephemeroptera și Diptera, alături de Fam. Chironomidae (Ord. Diptera) și
Clasa Clitellata (majoritatea din subclasa Oligochaeta) sunt constante (Figura 21) . Speciile
accesorii sunt întâlnite doar în ordinele Amphipoda și Odonata . Speciile accidentale sunt
prezente în ordinele: Plecoptera, Trichopt era, Hymenoptera, Hemiptera, Coleoptera,
Încrengătura Nematoda, Subclasa Collembola , Clasa Arachnida, Clasa Gastropoda și Alte
specii .

Figura 22: Abundența numerică (A%) a ordinelor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din
stațiile tamponate ( R) din BH Argeș, iunie 2019 .

45
Familia Chironomidae (Ord. Diptera) și Clasa Clitellata (majoritatea din Subclasa
Oligochaeta) au cea mai mare dominanță numerică în stațiile de prelevare de referință. Fiind
urmate de Ord. Diptera care are un procentaj de 9%, se poate deduce că și acestea sunt
dominante comparativ cu abundența numerică al celorlalte grup uri taxonomice (Figura 22) .

Figura 23: Frecvența (F%) familiilor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din stațiile
tamponate ( R) (situri pereche cu N – netamponate ) din BH Argeș, iunie 2019 .
Cele mai constante familii sunt: Chironomidae, Baetidae, Simuliidae, alături de Ord.
Diptera și Clitellata (majoritatea din Subclasa Oligochaeta ) (Figura 23) . Speciile accesorii
sunt întâlnite în familiile Gammaridae (Ord. Amphipoda ), Heptageniidae (Ord.
Ephemeroptera ) și Fam. Gomphidae (Ord. Odonata ). Speciile accidentale sunt prezente în
familiile Ephemeridae, Oligoneuridae, Caenidae, Chloroperlidae, Capniidae,
Hydropsychidae, Ceratopogonidae, Dolichopodid ae, Formicidae, Blephariceridae,
Aphididae , Subclasa Collembola , Clas ele Arachnida și Gastropoda , Ord. Coleoptera ,
Încrengătura Nematoda , Isoperla sp. și Alte specii.

46

Figura 24: Abundența numerică (A%) a familiilor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din
stațiile tamponate ( R) din BH Argeș, iunie 2019 .
Familia Chironomidae este cea mai dominantă familie la nivelul stațiilor de prelevare
de referință, fiind urmată de Clasa Clitellata (majoritatea din Subclasa Oligochaeta) (Figura
24).
În stați ile amplasate în zonele cu impact cumulat ( IC sau matrice ), am prelevat un
număr de 363 indivizi, aparținând la 18 familii, 7 ordine, 4 clase și o încrengătură.

Figura 25 : Frecvența (%) ordinelor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din stațiil e cu impact
cumulat ( IC sau matrice ) din BH Argeș, iunie 2019 .
Ordinele Diptera și Ephemeroptera, Clas ele Arachnida și Clitellata, Familia
Chironomidae (Ord. Diptera) și Alte specii sunt cele mai constante grupuri taxonomice din
stațiile de prelevare cu im pact cumulat ( matrice ). Speciile accesorii sunt întâlnite la nivelul

47
ordinului Odonata, în timp ce speciile accidentale sunt prezente în ordinele: Amphipoda,
Trichoptera, Hymenoptera, Încrengătura Nematoda și Clasa Gastropoda (Figura 25) .

Figura 26 : Abundența numerică (A%) a ordinelor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din
stațiile cu impact cumulat ( IC) din BH Argeș, iunie 2019 .
Dominanța numerică la nivelul stațiilor de prelevare cu impact cumulat este
reprezentată de Familia Chironomida e (Ord. Diptera) și Clasa Arachnida (Figura 26) .

Figura 27 : Frecvența (F%) familiilor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din stațiile cu
impact cumulat ( matrice ) din BH Argeș, iunie 2019 .
Clasele Arachnida și Clitellata împreună cu Familia Chironomidae (Ord. Diptera),
alături de Alte specii și Ord. Diptera sunt încadrările taxonomice ce au specii constante în
stațiile de prelevare cu impact cumulat ( matrice ). Speciile accesorii sunt întâlnite în familiile:
Baetidae, Simuliidae și Gomphidae , însă speciile accidentale sunt prezente în familiile:
Gammaridae, Caenidae, Heptageniidae, Hydropsychidae, Ceratopogonidae, Empididae,
Formicidae și Sciaridae , alături de Încrengătura Nematoda și Clasa Gastropoda (Figura 27) .

48

Figura 28: Abundența numeric ă (A%) a familiilor nevertebratelor bentonice în probele prelevate din
stațiile cu impact cumulat ( IC) din BH Argeș, iunie 2019 .
Familia Chironomidae (Ord. Diptera) și Clasa Arachnida sunt încadrările taxonomice
cu cei mai mulți indivizi/ unitate de probă dominanți în stațiile de prelevare cu impact cumulat.
Dintre acestea, reprezentanții familiei Chironomidae sunt puternic dominanți, cu abundența
numerică de 65% (Figura 28).
Cel mai mare număr de indivizi din toate unitățile de probă s -a găsit în sistemele
impactate ( I) – 1944 , fiind urmați de stațiile pereche lor – R (1867 ), stațiile de prelevare din
pădure ( 1175 ) și zonele cu impact cumulat ( IC) cu un număr de 363 de indiviz i/ up. Numărul
total de indivizi din toate stațiile de prelevare este de 5349 .
Stațiile de prelevare impactate netamponate ( I – impactate/ netamponate) au cel mai
mare număr de ordine (10), spre deosebire de stațiile de pădure și cele de referință (fiecare cu
câte 9 ordine) și cele cu impact cumulat (7 ordine). Spre deosebire de stațiile amplasate în zona
de pădure, unde reprezentanții ordinului Ephemeroptera au fost puternic dominanți (47%), în
celelalte trei tipuri de stații, dominanța numerică a aparținu t ordinului Diptera, familia
Chironomidae , cu cea mai mare pondere de reprezentare în sistemele impactate ( I) cu un
procentaj de 66% (IC – 65%, R – 61%).
Familia Heptageniidae joacă un rol important în ceea ce privește constanța deoarece
reprezentanții acesteia sunt constanți doar în stațiile amplasate în zona de pădure (F), accesorii

49
doar în zonele de referință și accidental întâlniți în stațiile netamponate și cu impact cumul at.
Prezența accidentală a unui reprezentant din familia Ephemeridae în stația R1 – centru
amonte oferă un răspuns îmbucurător în ceea ce privește mediul unor stații de referință, aceste
ephemeroptere având dimensiuni mai mari spre deosebire de alte famili i ale aceluiași ordin, un
regim trofic detritivor, cu necesități clare de medii acvatice neutre sau bazice, neputând
supraviețui în apele acide și dovedesc o sensibi litate la schimbările de temperatură din corpurile
de apă (McCafferty, 1973 , Rasmussen, 1988 , Giberson și Rosenberg , 1992 , Schloesser și
colab., 2000) . Acest motiv ilustrează importanța împăduririi zonelor ripariene, factor diferențial
luat în considerare între stațiile de prelevare de referință și perechea acestora (I – impactate).
În stații le pereche (I și R) s -au găsit specii accidentale ale familiilor Formicidae și
Aphididae care exprimă relația de mutualism dintre acestea, afidele având un metabolism
monofag (Thomas, 1992, Sakata, 1995) . Stațiile de referință găzduiesc speciile accesorii ale
familiei Gomphidae , reprezentanții căreia sunt adevărați prădători ale nimfelor de
ephemeroptere și larvelor de Chironomidae (Mahato și Dan , 1991 , Ramos și colab., 2008) .
Reprezentanții familiei Dolichopodidae consumă frecvent indivizi ai Ordinului Col eoptera,
fiind prădătoare înnăscute și de -a lungul creșterii și dezvoltării preferă acest tip de hrană
(Reeves și colab., 2004) .
În stațiile netamponate apar unele specii de molii ( Psychoda sp. ) aparținători ai
familiei Psychodidae , rezistente la devers ările unor ape uzate menajere în interiorul albiei
sistemului lotic provocând diferite boli incurabile oamenilor dacă acumulează larve ale acestei
familii în organism prin consumarea apei din sursele de apă ( Rutledge și Gupta, 2002, Rasti și
colab., 2016).
Lăsând la o parte abundențele, dominanțele, frecvențele și constanțele realizate, o
obligație necesară pentru caracterizarea anumitor efecte constă în identificarea taxonilor la
nivel de specie. Prin efectul direct al zonelor despădurite se oferă o libertate la întreprinderea
anumitor activități de către populația umană (precum spălatul rufelor, scăldatul sau pescuitul).
Diferențe între stațiile investigate au existat și în ceea ce privește diversitatea. Astfel,
cele mai multe familii au fost întâlnite în sta țiile de prelevare din pădure (un număr de 43 de
familii), urmate de siturile pereche (întâi cele impactate netamponate, urmate de cele de
referință) și cele cu impact cumulat (Figura 29).

50

Figura 2 9: Numărul total de familii la nivelul stațiilor de prelevare luate în considerare în studiu.
De asemenea, valoarea indicelui de diversitate Shannon a fost mai mare în stațiile de
pădure (Figura 30). Cu cât valoarea indicelui de diversitate Shannon este mai mare, cu atât
heterogenitatea biocenozei este mai mare (Rîșnoveanu și Popescu, 2011), fapt pentru care
stațiile de prelevare din pădure prezintă o diversitate ridicată spre deosebire de celelalte
stații. Stațiile cu impact cumulat (matrice) se clasează pe locul al doilea. Diferența dintre
stațiile pereche a fost foarte mică, heterogenitatea în stațiile cu vegetație ripariană fiind ușor
mai mare decât în cele fără vegetație ripariană (Figura 30). Reducerea valorii indicelui de
diversitate Shannon în I față de R este datorată echitabilității mai mici în staț iile I (Figura 31)
ca urmare a dominanței puternice a reprezentanților familiei Chironomidae în aceste stații.

Figura 30: Valoarea indicelui de diversitate H ’ (Shannon -Wiener ) din toate stațiile de prelevare.
Cu cât valoarea indicelui de diversitate Shan non este mai mare, cu atât
heterogenitatea biocenozei este mai mare (Rîșnoveanu și Popescu, 2011), fapt pentru care
stațiile de prelevare din pădure prezintă o diversitate ridicată spre deosebire de celelalte
stații. Stațiile cu impact cumulat (matrice) se clasează pe locul al doilea , dar aici rezultatele nu
sunt foarte concludente din cauza numărului de unități de probă redus. Între stațiile pereche se

51
observă o diferență ușoară, i ndicele de diversitate având valori mai mari în stațiile cu
vegetație ripariană.

Figura 31: Valorile indicelui de Echitabilitate Shannon în toate stațiile de prelevare.
Sensibilitatea la modificarea numărului de specii din unitățile de probe și lipsa unu i
număr egal de unități de probe ce urmează a fi comparate între ele reprezintă principalele
dezavantaje ale indice lui de Echitabilitate Shannon (Rîșnoveanu și Popescu, 2011). Astfel se
explică de ce valoarea din stațiile de prelevare cu impact cumulat sun t mai aproape de
valoarea 1 spre deosebire de siturile pereche. Ca și la diversitatea Shannon, stațiile de
prelevare din pădure conduc detașat la capitolul heterogenitate (Figura 31).

Figura 3 2: PCA – ordonarea celor 4 tipuri de sta ții pe baza abunden ței fiecărei familii (verde închis –
pădure, verde deschis – referință, roz – impactate netamponate, roșu – matrice).

52
Utilizând metoda de ordonare PCA a celor patru tipuri de stații în funcție de
abundența numerică a familiilor identificate, am pus în evidență diferențierea majoră a
stațiilor de pădure de celelalte trei tipuri de stații (Figura 32). Această analiză arată că
diferențele constau în spe cial în abundențele familiilor Chironomidae, Baetidae
Heptageniidae și ale subclasei Oligochaeta. Cele mai mari diferențe au existat între F și IC
(peste 80%, SIMPER). Cu toate că există o mare suprapunere pe grafic (Figura 32) între
stațiile R și I există diferențe de peste 57% (SIMPER).
Din punct de vedere statistic, densitatea medie a indivizilor familiilor responsabile de
diferențierea stațiilor de prelevare: Chironomidae, Baetidae și Heptageniidae , diferă înalt
semnificativ între stațiile de prelevare din pădure și celelalte tipuri de stații (ANOVA one –
way, testul Tukey, Figura 32).

Figura 3 3: Densitatea medie a indivizilor familiilor Chironomidae, Baetidae, Heptageniidae, Simuliidae
(ind/up) , Clasa Arachnida și a Subclas ei Oligochaeta ± eroarea stand ard a mediei, în stațiile studiate.
Densitatea reprezentanților clasei Arachnida diferă înalt semnificativ între stațiile de
prelevare cu impact cumulat ( matrice ) și celelalte tipuri de stații, în timp ce densitatea oligochetelor
diferă înalt semnificativ între siturile pereche față de siturile de pădure și cele cu impact cumulat
(IC). Totuși, Familia Simuliidae exprimă o densitate medie a indivizilor/ unitate de probă, mai mare
în siturile de pădure și în cele de referință, diferind semnificativ față de st ațiile de prelevare cu impact
cumulat (Figura 33).

53
Familia Chironomidae este un grup taxonomic important de macro nevertebrate de apă dulce
datorită abundenței relative mari , diversității ridicate și prezenței în majoritatea ecosistemelor
acvatice continentale deoarece larvele chironomidelor detritivore sunt esențiale pentru circulația
nutrienților în lacuri și rezervoare și pot modifica viteza procesului de eutrofizare în cu rsul hrănirii
lor (Marques și colab., 1999 ). Chironomidele apar frecvent în sistemele acvatice cu un nivel scăzut
de oxigen , o creștere semnificativă a abundenței acestora oferă drept răspuns îmbogățirii organice
prin acțiunile antropice și deteriorarea ul terioară a calității apei (Marques și colab., 1999).
Deteriorarea calității apelor din stațiile de prelevare din pădure este nesemnificativă, astfel încât
abundențele numerice ale altor grupuri taxonomice (Familiile Baetidae și Heptageniidae ) atestă
faptul că existența chironomidelor este semnificativ mai redusă în pădure spre deosebire de celelalte
trei tipuri de stații de prelevare (Figura 33) .

Figura 34 : Valorile medii ale parametrilor abiotici ( temperatur a apei (°C), pH -ului apei și
conductivit atea apei) în toate stațiile de prelevare (pădure, netamponate, referință și matrice).
Valoarea medie a temperaturii apei din stațiile de prelevare din pădure este mai mică
cu peste 5 °C spre deosebire de celelalte trei tipuri de stații (Figura 34). Temperaturile crescute
influențează abundența reprezentanților diferitelor familii, iar media cea mai ridicată este
întâlnită în stațiile de prelevare de referință (valoarea medie de 22 °C), fiind urmată de IC –
20,8 °C și de N cu 20,1 °C (Figura 34). Determinarea pH -ului apei oferă un răspuns al mediului
acid, neutru sau bazic, care influențează direct prezența/ absența grupărilor taxonomice
sensibile la poluarea cu diferiți solvenți organici, dar și a organismelor tolerante la deversări
din diferite puncte de intrare în sistem. Cel mai bazic mediu este identificat în stațiile din
pădure cu o valoare medie de 10,5; fiind urmată de stațiile de referință cu valoarea medie de
9,4; apoi de stațiile pereche acestora ( I – 9 și cele cu impact cumulat/ matrice – 8,6). Un pH
neutru se află în jurul valorii 7. Diferențele de pH nu sunt semnificative în cadrul acestui
studiu.
În ceea ce privește conductivitatea apei (totalitatea sărurilor dizolvate în apă) care
exprimă proprietatea de a conduce curentul electric și este un indicator c are diferă în funcție
de mineralizarea apei, se observă dife rențe mari între stațiile de prelevare din pădure ( F – 70)
spre deosebire de celelalte tipuri de stații, unde stațiile pereche ocupă prima și a doua poziție
(R – 590, I – 588) la mică diferență de stațiile matrice ( IC – 570) (Figura 34).

54
2.4. Discuți i
Modificarea structurii comunității bentonice diferă în funcție de modul de utilizare a
terenului, stațiil e de prelevare fiind amplasate din amonte înspre aval în următoarea ordine :
stații din pădure, impactate (fără vegetație arborescentă), referință (cu vegetație arborescentă),
matrice (impact cumulat). În zonele de pădure am identificat cea mai crescută diversit ate
biologic ă din sistemele acvatice studiate, cu o gamă largă de organisme detritivore (în
principal ordinele Plecoptera și Trichoptera) , sensibile la modificări genera te de activitățile
antropice, dar și grupuri de prădători care oferă un control biologic al comunităților fitofage /
detritofage . Prezența familiilor Hydropsychidae și Capniidae , alături de reprezentanții
ordinului Coleoptera în mod constant doar în ace astă stație , oferă un indiciu cu privire la
calitatea bună a sistemelor acvatice din zona montană. Răspunsul oferit de comunitatea
bentală din stațiile de prelevare amplasate în zo nele de pădure oferă o perspectivă a bunăstării
grupurilor de organisme sensibile la poluare, dar și a unei oferte îmbogățite de servicii
ecosistemice spre deosebire de celelalte tipuri de stații datorită prezenței unui număr mare de
familii, a unei echita bilității care se apropie de valoarea prag 1 (maximul echitabilității
Shannon ) și a unei diversități Shannon foarte bun e. Importanța alcalinității apei este esențială
în determinarea compoziției comunității ephemeropterelor, de exemplu, ordinul prezentând o
sensibilitate deosebită la mineralizarea substratului, fapt demonstrat prin gradientul de duritate
al carbonatului și al conductivității (Dolisy și Dohet, 2003). Familia Baetidae are
reprezentanți constanți în probele prelevate din trei tipuri de stații (pădure și stațiile pereche)
și accesorii în stațiile cu impact cumulat . Cu toate că este considerată ca fiind tolerantă la
poluarea cu substanțe organic e, nu toate speciile acestei familii dovedesc această trăsătură, ba
chiar specii precum Baetis melanony x și Alainites muticus sunt foarte sensibile la modificările
modului de utilizare a terenurilor (Dolisy și Dohet, 2003) . În schimb, m ajoritatea familiilor
din ordinul Ephemeroptera sunt sensibile față de creșterea temperaturii din ecosistemul
acvatic ( Dolisy și Dohet, 2003 ), lucru care se întâmplă în toate stațiile, cu excepția celor din
pădure.
Integrarea diverșilor indici și valori pentru crearea unei abordări robuste a
monitorizării și evaluării stării ecologice exprimă necesitatea informațiilor cu privi re la
răspunsurile diferite pe care comunitatea bentonică le oferă ca răspuns la gama largă de
poluan ți și, în general, la modificarea condițiilor abiotice . Cele mai sensibile plecoptere oferă
acest răspuns în condițiile acide, schimbările bruște de pH, î n special în rândul Perlidae -lor
mari (specii accesorii în stațiile de prelevare din pădure) , alături de Familiile Chloroperlidae

55
(întâlnite accidental doar în stațiile de referință și cele din pădure) și Perlodidae
(Metcalfe‐Smith , 1994 ). Mai puțin sensibile sunt Nemouridae -le, Leuctridae -le și Capniidae –
le (în stațiile din pădure se întâlnesc toate, în stațiile pereche doar Fam. Capniidae , iar în
stațiile matrice niciun taxon al ordinului Plecoptera) (Metcalfe‐Smith, 1994 ). În cazul
frigane lor (trichopterelor) este mai dificil să clasifici mai multe familii care prezintă atât
specii sensibile, cât și tolerante ( Metcalfe‐Smith, 1994 ).
Modificarea valorilor parametrilor abiotici, duce la modificări ale abundenței relative
și a distribuției spe ciilor (Couceiro și colab., 2006), cu efecte asupra proceselor ecologice din
ecosisteme. Prin parametrii abiotici se observă o diferență între stațiile care au o temperatură
ridicată spre deosebire de stațiile din pădure care își mențin un climat particula r, constant. De
asemenea, absența unor organisme sensibile la schimbările de pH, de exemplu, demonstrează
degradarea în care sistemul natural se află și pierderea diversității biologice, cauzate de
modificarea modului de utilizare a terenului de către popu lația umană.
Îmbogățirea cu substanțe organice este reflectată în valorile crescute de pH și
conductivitate. Cea mai semnificativă constatare din studiul realizat de Clements și Kotalik în
anul 2016 a fost că sensibilitatea dezvoltată de comunitatea benton ică colectată dintr -un
sistem lotic cu o conductivitate scăzută capătă o vulnerabilitate mare la ionii majori. Stațiile
de prelevare amplasate în pădure au o valoare medie mai mică (dar care diferă semnificativ de
restul) în comparație cu celelalte tipuri de stații. Macronevertebratele sunt afectate în principal
de viteza curgerii, conductivitatea apei, dimensiunea substratului și abundența plantelor
acvatice, secundar prin temperatura apei și latitudine (Miserendino, 2001). Unele dintre ele
par să prezinte preferințe pentru albiile râurilor stâncoase și ape curgătoare rapide, altele
preferă o conductivitate ridicată împreună cu plante acvatice profund înrădăcinate în substrat,
în apele curgătoare din Australia s -a înregistrat o separare semnificativă a comu nităților de
macronevertebrate bentonice de albia râurilor formată din bolovani sau pietre de albiile
nisipoase sau noroioase (mâloase) (Miserendino, 2001).
Analiza realizată de Cormier și colab. în anul 2012 nu arată numai coincidența dintre
conductivitat ea ridicată și pierderea biocenozelor din sistemele lotice, dar și faptul că există o
relație de expunere – răspuns regulată, care se extinde până la cele mai mici concentrații
observate (dovezi de suficiență), dovedind prin rezultatele obținute faptul că numărul de
indivizi pe unitate de probă al ephemeropterelor descrește în funcție de creșterea
conductivității. Acest lucru a fost evidențiat și în studiul nostru, în stațiile impactate și în cele
matrice se prezintă cele mai puține familii ale ordinului Ep hemeroptera, în comparație cu
celelalte două stații (de referință și pădure). Trebuie menționat faptul că luna iunie a început

56
să devină ”luna inundațiilor” în România, datorită creșterii semnificative a temperaturii medii
din luna mai (în acest an, s -a dovedit ca fiind cea mai călduroasă lună mai din ultimii 141 de
ani la nivel global) ( https://public.wmo.int/en/media/news/show -your-stripes -heat-continues –
2020 ). Stud iul lui Crowns și colab. din anul 1995 atestă că există o probabilitate și o creștere a
nivelului conductivității din cauza dezvoltărilor agricole și a numărului mare de baraje (fie ele
naturale sau antropice) de pe afluenți care reduc curgerea apelor de s uprafață, în timp ce
Walters și colab. în anul 2009 au detectat niveluri ridicate de conductivitate și turbiditate în
apele de suprafață. Ei le văd drept indicatori ai tulburărilor cronice pe termen lung (presiune)
rezultate din alterarea sistemelor ecolog ice, a ansamblului de comunități acvatice din amonte
și de urbanizarea crescută, precum și studiile altor autori înregistrate în apropierea districtului
Blue Ridge Mountains.
Stațiile noastre din pădure alături de cele de referință ( tampon ) au avut în mare parte
valori mai mari pentru gradul de acoperire cu vegetație ( umbrire ) (exprimate în procente),
deși cea mai mare valoare medie a temperaturii a fost găsită în stațiile de referință. Acest
rezultat poate fi influențat de momentul prelevării probelor, dat fiind faptul că, în general, am
prelevat dimineața din stațiile impactate și, după prânz, din cele de referință. În schimb,
stațiile de prelevare impactate și matrice au prezentat un grad de acoperire cu vegetație foarte
scăzut (din cauza lipsei vegetație i arborescente) în comparație cu celelalte două tipuri de
stații, aceste informații indic ând efectele modific ării modului de utilizare a terenurilor, pentru
favorizarea creșterii animalelor și a soiurilor cultivate în terenurile agricole (Burdon și colab.,
2020) , asupra sistemelor acvatice. Un grad scăzut de acoperire cu vegetație arborescentă
contribuie, în primul rând, la creșterea temperaturii apei și a intensității luminii.
Cu toate că din punct de vedere fizico -chimic nu au existat diferențe majore înt re
stațiile pereche (impactat și referință) , compoziția comunității nevertebratelor acvatice a fost
ușor diferită . Atât în stațiile netamponate, cât și în cele de referință am identificat aceleași
grupe taxonomice constante, dar în stațiile de referință am întâlnit cu precădere, taxoni
accesorii și accidentali, din categoria celor sensibili la poluarea cu diferiți nutrienți (Familiile
Gammaridae, Heptageniidae, Ephemeridae, Chloroperlidae, Blephariceridae ) (Botnariuc și
Vădine anu, 1982, Winter și colab., 1996, Neculiseanu și colab., 2015 , Aksoy și colab., 2018 ),
în timp ce din stațiile netamponate au fost prezenți mai mulți reprezentanți care au dezvoltat o
toleranță la mediul de viață modificat (Familia Psychodidae , Ordinul Di ptera și Clasa
Gastropoda) (Rutledge și Gupta, 2002, Neculiseanu și colab., 2015, Rasti și colab., 2016) . De
exemplu, Couceiro și colab. (20 06) asociază prezența populațiilor de Psychodidae cu
fenomenul de eutrofizare a apelor de suprafață (Couceiro și col ab., 20 06). Probabil

57
concentrația diferiților nutrienți ar putea explica prezența acestei familii în stațiile impactate
din studiul nostru. Apariția speciilor tolerante la poluare în stațiile impactate este unul din
modurile în care comunitatea bentonică r ăspunde la despădurirea zonelor ripariene (Couceiro
și colab., 2006).
Rezultatele noastre au arătat că presiunea antropică din zonele adiacente și din
amonte, influențează negativ comunitățile acvatice chiar dacă zona ripariană este împădurită .
În stațiile de referință , deși preconizam să întâlnim valori asemănătoare cu cele din pădure,
datorită prezenței vegetației ripariene arborescente , rezultatele au fost altele .
Presiunile antropice precum: spălatul cailor și al căruț elor, trecerea cu căruțe sau
mașin i și trecerea animalelor prin albia minoră a râului în amontele acestor stații și lipsa
vegetației ripariene arborescente tot în amonte , cumulate cu utilizarea terenului în scopuri
agricole au dus la modificarea compoziției comunității bentonice în stațiil e de referință , în
sensul creșterii ponderii taxonilor toleranți la poluare. Totuși, existența accidentală a unui
reprezentant al Familiei Ephemeridae , cu sensibilitate crescută la poluare, caracteristic
sistemelor acvatice cu vegetație ripariană arborescentă (Winter și colab., 1996) deoarece
preferă temperaturi constante (Giberson și Rosenberg, 1992), poate constitui un indiciu despre
îmbunătățirea calității apei în aceste zone. Astfel de rezultate subliniază importanța pe care
împădurirea zonelo r ripariene o are asupra comunității bentonice, cu toate că, în linii mari,
stațiile R se aseamănă cu stațiile I. Este evident, totuși, că pentru a trage concluzii relevante,
programul de cercetare trebuie derulat pe termen mai lung, un singur moment de pr elevare
fiind insuficient.
Rezultatele studiului realizat de Iñiguez -Armijos și colab. (2014) demonstrează
relația puternică pe care macronevertebratele bentonice o au cu zonele împădurite, sugerând
contribuția lor la conservarea biodiversității și menține rea calității apei din pârâuri datorită
îmbunătățirii compoziției comunităților acvatice. Autorii subliniază importanța pe care o are
abordarea la nivel spațial mai mare, adică la nivelul bazinului hidrografic și vorbesc despre o
pondere de reprezentare de peste 70% a zonelor împădurite la acest nivel. Un astfel de procent
poate contribui semnificativ la gestionarea zonelor ripariene pentru protecția sau restaurarea
bazinelor hidrografice în care pădurile au fost înlocuite cu pajiști (Iñiguez -Armijos și col ab.,
2014) . Rezultatele studiului nostru sunt în concordanță cu cele ale lui Iñiguez -Armijos și
colab. (2014) , cu toate că stațiile din zonele de referință se aseamănă mult cu cele impactate în
ceea ce privește compoziția comunității de nevertebrate acvati ce ilustrată prin indicii calculați
(frecvență – constanță, abundență – dominanță).
Chiar dacă aceste lucruri sunt enunțate în nenumărate studii și articole științifice, din

58
păcate, defrișările forestiere vor exista în continuare în lipsa implementării și respectării unor
acte normative prin care se interzice practicarea acestei activități la nivel local, pentru ca mai
apoi să fie observabile la nivel regional, macro -regional și global.
Sistemele acvatice sunt o parte importantă a peisajului european și exprimă o
importanță semnificativă pentru diversitatea lor biologic ă (Pedersen și Friberg, 2009).
Diversitatea habitatului din râuri și pârâuri a scăzut în ultimul secol, ajungându -se la s ărăcirea
habitatelor cu o mică coexistență între macrofite și macronevertebrate (Pedersen și Friberg,
2009). Principalele elemente perturbatoare care oferă un efect stresor sistemelor lotice îl
reprezintă fermele, agricultura și industria, prin influența p resiunii antropice rezultând
poluarea organică și degradarea habitatului natural al ecosistemelor acvatice, lucru care este
observabil prin indicii structurali calculați (frecvență – constanță, abundență – dominanță).
Majoritatea eforturilor de restaurare sunt focusate pe reducerea alterării/ aleuriției
locale ale sistemelor acvatice, lucru care este insuficient în garantarea unor condiții ecologice
acceptabile pentru comunitatea de nevertebrate bentonice din cadrul ecosistemelor de apă
dulce (Bruno și cola b., 2014). Restaurarea afectează în mod pozitiv heterogenitatea
comunităților și habitatul macronevertebratelor, putând avea un succes ecologic prin utilizarea
speciilor de plante native și evitarea utilizării speciilor de plante invazive, care pot afecta
structura și funcționalitatea sistemelor acvatice ( Iñiguez -Armijos și colab., 2014). Zonele cu
vegetație arborescentă (stațiile de referință) nu reprezintă un înlocuitor pentru zonele
împădurite, însă aceste promovează diversitatea biologică și pot integra ecosistemele acvatice
în bazinele hidrografice afectate de despăduriri ( Iñiguez -Armijos și colab., 2014).
Comunit ățile bentonice din stațiile de prelevare amplasate în pădure au arătat o biodiversitate
mai ridicată, având o dominanță puternică a mai multo r taxoni sensibili la poluare decât cei
identificați în restul stațiilor. Studiul de față indică o degradare a calității ecosistemelor aflate
în stațiile pereche și în cele cu impact cumulat.
Analiza noastră determină o perspectivă ce poate fi parcursă in clusiv de factorii de
decizie (decidenții) care pot elabora anumite măsuri care pot fi benefice pentru sistemele
naturale prin implementarea unor noi acte normative pentru reîmpădurirea zonelor afectate de
intervențiile umane asupra ecosistemelor acvatice. Cu toate că, a bordarea occidentală obligă
fermierii să nu cultive pe întreaga suprafață ocupată cu terenuri agricole, deseori în România
este întâlnită cultivarea anumitor lanuri/ soiuri până la malul râurilor amplificând efectele
directe și indirecte asu pra acestora (de felul scurgerilor de suprafață care produc inundații
foarte mari).
Cu cele zise, interesul managerilor este esențial să existe cu precădere asupra

59
conceptului nostru utilizat, pentru că sugerează potențialul de îmbunătățire a stării ecolog ice
din sistemele acvatice prin folosința zonelor tampon (stațiile de referință) și a zonelor de
pădure care exprimă o degradare scăzută în comparație cu celelalte tipuri de stații, condiția
necesară este depunerea eforturilor suficient de mari pentru împă durirea condițiilor de mediu
acvatice la nivel bazinal (Burdon și colab., 2020).
2.5. Concluzii
Prin realizarea unui model D.P.S.I.R. am identificat faptul că despăduririle, deșeurile
menajere și asimilabile, deșeurile biodegradabile, utilizarea și folosirea în exces a
fertilizatorilor și a pesticidelor, activitățile localnicilor în pajiști, irigarea terenuril or agricole,
rutele/ traseele turistice în zonele de luncă și acumularea metalelor grele în sediment și în
organismele populațiilor acvatice/ terestre ca fiind principalele presiuni exercitate asupra
sistemelor acvatice. Efectele acestora constau în modificarea stării sistem elor, în sensul
afectării pânzei de apă freatice și, implicit, a surselor de apă potabilă, crește rea concentrați ei
nutrienților din apele de suprafață, creșterea temperaturii din sistemul lotic și modificarea
abundenței , diversității și bogăției de specii sensibile la poluare.
Starea sistemelor ecologice determină calitatea și cantitatea serv iciilor ecosistemice.
Prin afectarea calită ții sistemelor acvatice, toate tipurile de servicii sunt periclitate, în mare
măsură a celor de reglare și menținere (care asigură heterogenitatea abiotică, furnizează
substratul pentru diversitatea biologică și spațiu adecvat pentru activități umane), ală turi de
serviciile de producție (prezența peștilor în sistemele lotice) și cele culturale , de exemplu,
valoarea estetică a peisajului sau spațiul de recreere.
Răspunsul societății prevede implementarea unor acte normative pentru interzicerea
exploatării fo restiere (precum inițiativa din Norvegia), tratarea apelor uzate provenite din
gospodării și industrie și evitarea scurgerii acestora în interiorul apelor de suprafață (aspect
des întâlnit în România), implementarea mai multor cerințe pentru eliberarea aut orizațiilor de
construcție, depoluarea corpurilor de apă, oferirea protecției speciilor native, autohtone și
împădurirea zonei ripariene din apropierea ecosistemelor lotice cu specii de arbori întâlniți la
nivel local (nativi sau autohtoni) .
Reprezentanții ordinelor Ephemeroptera, Plecoptera și Trichoptera ( EPT ), alături de
Familia Elmidae a ordinului Coleoptera sunt printre cei mai utilizați bio indicatori ai stării
sistemelor lotic e prin sensibilitatea pe care o au la diferite forme de poluare (Neculiseanu și
colab., 2015) . Mai puțin sensibile la poluare se dovedesc a fi reprezentanții ordinelor
Hemiptera, Megaloptera, Amphipoda, Subclasa Oligochaeta, Clasa Bivalvia și două familii

60
ale ordinului Diptera ( Tabanidae , respectiv Athericidae ) (Neculiseanu și col ab., 2015) .
Toleranța la poluare este întâlnită la: Famili ile Chironomidae , Simuliidae și Tipulidae (toate
din Ord. Diptera) reprezint ând principalele g rupe taxonomice care sunt întâlnite în mod
frecvent în zonele deteriorate prin modificările structurale și funcționale ale heterogenității
substratului, alături de Clasa Hirudinea (lipitorile), Ord. Naidomorpha și melcii care au
cochilie fără opercul (Necu liseanu și colab., 2015).
În ceea ce privește răspunsul pe care comunitatea bentonică l -a avut la modificarea
modului de utilizare a terenului, în termeni structurali, am constatat că stațiile de prelevare din
păduri au diferit foarte mult de celelalte amp lasate în zone impactate, de referință și zone cu
impact cumulat. Chiar dacă, atât stațiile din zona de pădure cât și cele din zona de referință au
avut vegetație ripariană arborescentă, au existat diferențe între abundențele numerice ale
acestora, constan ța speciilor, diversitatea Shannon, echitabilitatea Shannon și numărul total de
familii întâlnite în stații. În stațiile de prelevare amplasate în pădure, valorile acestor indici au
fost mai mari în comparație cu stațiile de referință. De asemenea, valoril e parametrilor abiotici
au indicat condiții favorabile speciilor sensibile la poluare, în stațiile din pădure.
Cu toate că stațiile pereche (impactat și referință) nu au diferit din punct de vedere
fizico -chimic și au avut aceleași specii constante în compoziția comunității nevertebratelor
bentonice și abundențe numerice similare, prezența unor familii cu indivizi toleranți la
poluarea cu substanțe organice, în impactat (Subclasa Oligochaeta, Familia Psych odidae ) și a
unora cu indivizi sensibili, în referință (Familia Ephemeridae ), a evidențiat importanța
prezenței zonelor ripariene arborescente în structurarea acestei comunități.
În concluzie, lucrarea de față demonstrează importanța împăduririi zonelor ri pariene
pentru buna fun cționare a sistemelor acvatice. Pentru o analiză mult mai complexă, este
absolut necesară identificarea la nivel de specie a indivizilor nevertebratelor ripariene și, în
plus, identificarea atributelor funcționale ale acestora.
Bibli ografie
1. Administrația Bazinală de Apă Argeș Vedea Pitești (ABAAVP) (2014) – Realizarea
hărților de Hazard la Inundații și a Planului pentru Prevenirea, Protecția și Diminuarea
Efectelor Inundațiilor din Bazinul Hidrografic Argeș -Vedea, AquaProiect S.A., pg . 24-37.
http://www.rowater.ro/daarges/Document%20informare%20AXA%205%20POS%20MEDIU
/PPPDEI_Arges_ANPM.pdf
2. Aksoy, S., Ertorun, N., Mutlu, M.B. (2018) – Effect of Water Quality Values on
Gammaridae and Ephemeroptera Biodiversity in Mezit River (Bilecik -Turkey) , Proceedings

61
of the 3rd World Congress on Civil, Structural, and Environmental Engineering (CSEE’18) ,
Budapest, Hungary , Paper No. AWSPT 1 02. DOI: 10.11159/awspt18.102
3. Albu, M. (2019) – A Short Analysis about the Structure of Benthic Macroinvertebrates
and Their Efficiency, Sustained presentation in the framework of the Annual Students `
Conference – `A Special Kind Of Beauty Exists Which Is Born in Language, of Language,
and for Language`, The Faculty of Foreign Languages and Literatures, The University of
Bucharest.
4. Albu, M. (2019) – Județul Giurgiu – Modelul DPSIR cu privire la ciclul deșeurilor din
județul Giurgiu, Prezentare susținută pentru materia Principiile Gestiunii Mediului în cadrul
Facultății de Biologie, Universitatea din București.
5. Angelsen, A., Kaimowitz, D. (1999) – Rethinking the Causes of Deforestation:
Lessons from Economic Models, The World Bank Research Observer, Volume 14, Issue 1,
pg. 73 –98. https://doi.org/10.1093/wbro/14.1.73
6. Benstead, J.P., Douglas, M.M. și Pringle, C.M. (2003) – Relationships of stream
invertebrate communi ties to deforestations eastern Madagascar, Ecological Applications
13(5), pg. 1473 –1490.
7. Bogoescu, C. (1932) – Contribuțiuni la Studiul morphologic și biologic al phanerelor
larvelor de ephemerine , Institut de Arte Grafice E. Marvan, București, pg. 15 -93.
8. Bogoescu, C. (1958) – EPHEMEROPTERA, Fauna Republicii Populare Romîne,
Insecta Volumul VII, Fascicula 3, Ed. Academia Republicii Populare Romîne, pg. 7 -169.
9. Botnariuc, N. și Vădineanu, A. (1982) – Ecologie, Ed. Didactică și Pedagogică,
București, pg. 20-67, 165-357.
10. Boyd, J. și Banzhaf, S. (2007) – What are ecosystem services? The need for
standardized environmental accounting units , Ecological economics, 63(2 -3), pg. 616-626.
https://doi.org/10.1016/j.ecolecon.2007.01.002
11. Bruno, D., Belmar, O., Sánchez -Fernández, D., Guareschi, S., Millán, A. și Velasco, J.
(2014) – Responses of Mediterranean aquatic and riparian communities to human pressures at
different spatial scales , Ecological Indicators, 45, pg. 456–464.
doi:10.1016/j.ecolind.2014.04.051
12. Bucovală , C. și Cândea, M. (2003) – Ghidul elevului pentru activități la clasă,

62
Educație pentru mediu în zona costieră românească, Mare Nostrum, Constanța.
13. Burdon, F.J., Ramberg, E., Sargac, J., Forio, M.A.E., de Saeyer, N., Mutinova, P.T.,
Moe, T.F., Pavelescu, M .O., Dinu, V., Cazacu, C., Witing, F., Kupilas, B., Grandin, U., Volk,
M., Rîșnoveanu, G., Goethals, P., Friberg, N., Johnson, R.K., McKie, B.G. (2020) –
Assessing the Benefits of Forested Riparian Zones: A Qualitative Index of Riparian Integrity
Is Positi vely Associated with Ecological Status in European Streams , Water 2020, 12, 1178.
https://doi.org/10.3390/w12041178
14. Burgmer, T., Hillebrand, H. și Pfenninger, M. (2007) – Effects of climate -driven
temperatu re changes on the diversity of freshwater macroinvertebrates , Oecologia 151, pg.
93–103. https://doi.org/10.1007/s00442 -006-0542 -9
15. Calabrese, S., Mezzanotte, V., Marazzi, F., Canobbio, S. și Fornar oli, R. (2020) – The
influence of multiple stressors on macroinvertebrate communities and ecosystem attributes in
Northern Italy pre -Alpine rivers and streams, Ecological Indicators,
10.1016/j.ecolind.2020.106408, 115, (106408).
16. Cameron, A. (2012) – 15 – All we hear is Lady -o Gaga: Popular Culture 2.0, Digital
Dialogues and Community 2.0 After Avatars, Trolls and Puppets , Chandos Publishing Social
Media Series, pg. 209 -218. https://doi.or g/10.1016/B978 -1-84334 -695-1.50015 -7
17. Ciubuc, C. (2010) – Trichopterele din România – Bioindicatori ai apelor dulci – Clasa
Insecta, Ordinul Trichoptera, Subordinele Spicipalpia și Annulipalpia, Ed. MiniEd, Volumul
I, pg. 5 -20.
18. Clements , W.H. și Kotalik, C. (2016) – "Effects of major ions on natural benthic
communities: an experimental assessment of the US Environmental Protection Agency
aquatic life benchmark for conductivity" , Freshwater Science 35, no. 1 , pg. 126-138.
https://doi.org/10.1086/685085
19. Coculescu, A. (2018) – Județul Giurgiu. Potențialul turistic antropic și direcții de
valorificare, Facultatea de Geografie, Universitatea din București, pg. 67 -70, 89 -94.
20. Common International Classification of E cosystem Services (CICES): 2011 Update
(2011) – European Environment Agency, Centre for Environmental Management, University
of Nottingham, UK.
https://cices.eu/conte nt/uploads/sites/8/2009/11/CICES_Update_Nov2011.pdf

63
21. Cormier, S. M., Suter, G. W., Zheng, L. și Pond, G. J. (2012) – Assessing causation of
the extirpation of stream macroinvertebrates by a mixture of ions , Environmental Toxicology
and Chemistry, 32(2), pg. 277–287. doi:10.1002/etc.2059
22. Couceiro, S. R. M., Hamada, N., Luz, S. L. B., Forsberg, B. R., și Pimentel, T. P.
(2006) – Deforestation and sewage effects on aquatic macroinvertebrates in urban streams in
Manaus, Amazonas, Brazil , Hydrobiologia, 575(1), 271–284. doi:10.1007/s10750 -006-0373 -z
23. Crivineanu Faier, M. (2012) – Studiul proceselor de emisie a metalelor grele în ape
curgătoare utilizând tehnici de modelare matematică , Teze de doctorat ale UPT, Seria 4, Nr.
61, Editura Politehnica, pg. 4 -29.
24. Crowns , J.E., Chessman , B.C., M cevoy , P. K. și Wright , I.A. (1995) – Rapid
assessment of rivers using macroinvertebrates , Case studies in the Nepean River and Blue
Mountains, NSW , Austral Ecology, 20(1), pg. 130–141.
doi:10.1111/j.1442 -9993.1995.tb00527.x
25. Dijkstraac, L.J. și Kriegb, L. J. (2016) – From MDMA to Lady Gaga: Expertise and
Contribution Behavior of Editing Communities on Wikipedia , Procedia Computer Science,
Volume 101, pg. 96 -106. https://doi.org/10.1016/j.procs.2016.11.013
26. Dolisy, D. și Dohet, A. (2003) – The use of Ephemeroptera to assess aquatic
biodiversity in the rhithral part of the Luxembourgish rivers. Research Update on
Ephemeroptera & Plecoptera , Universitadi Perugia, Peru gia, Ital ia, 299 -303.
27. Dumbravă -Dodoacă M., Petrovici M. (2010) – The influence of the anthropic
activities on the benthonic macroinvertebrates communities existing in the Jiu and Jiul de
Vest rivers, south -west of Romania , AACL Bioflux, 3(2), pg. 133 -140.
28. FAO (1992) – The state of food and agriculture, FAO Agriculture Series, no. 25,
Roma, Italia, pg. 3 -30. http://www.fao.org/3/a -t0656e.pdf
29. Fisher, B și Turner, K (2008) – Ecosystem services: Classification for valuation.
Biological Conservation, 141, pg. 1167 -1169.
30. Fisher, B., Turner, R. K. și Morling, P., (2009) – Defining and classifying ecosystem
services for decision making , Ecological economics, 68(3), pg. 643-653.
https://doi.org/10.1016/j.ecolecon.2008.09.014
31. Fodor, D. (2006) – Influența industriei miniere asupra mediului, Ed. Agir, pg. 1 -12.

64
http://www .agir.ro/buletine/199.pdf
32. Fuller, R. și Mackay, R. (1979) – Feeding ecology of three species of Hydropsyche
(Trichoptera: Hydropsychidae ) in southern Ontario, Canadian Journal of Zoology, 58, pg.
2239 -2251. doi:10.1139/z80 -306.
33. Fundația Centrul Național p entru Dezvoltare Durabilă (CNDD) (2015 -2016) –
Ecosisteme și servicii ecosistemice, Website project: http://valueecoserv.cndd.ro
34. Gattenlöhner, U., Peiffer, A, Volles, R. (Global Nature Fund) (2018) – ECO KARST –
Serviciile ecosistemice din ariile protejate carstice – forță motrice a dezvoltării durabile locale,
Varianta electronică disponibilă la adresa: www.interreg -danube.eu/approved -projects/eco –
karst/outputs
35. Ghețeu, D. (2008) – Determinator ilustrat pentru larvele de Trichoptere (Insecta:
Trichoptera) din bazinul superior al râului Bistrița, Ed. Universității „Alexandru Ioan Cuza”,
Iași, pg. 7 -81.
36. Giber son, D. J. și Rosenberg, D. M. (1992) – Effects of temperature, food quantity,
and nymphal rearing density on life -history traits of a northern population of Hexagenia
(Ephemeroptera: Ephemeridae ), Journal of the North American Benthological Society, 11(2) ,
pg. 181 -193. doi:10.2307/1467384
37. Grizzetti, B., Liquete, C., Pistocchi, A., Vigiak, O., Zulian, G., Bouraoui, F., De Roo,
A., Cardosso, A.C. (2019) – Relationship between ecological condition and ecosystem
services in European rivers, lakes and coastal waters. Science of The Total Environment,
Volumul 671, pg. 452-465.
38. Guilpart A., Roussel J.M., Aubin J., Caquet T., Marle M., Le Bris H. (2012) – The use
of benthic invertebrate community and water quality analyses to assess ecological
consequences of fish farm effluents in rivers , Ecological Indicators, 23, pg. 356 -365.
https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2012.04.019
39. Hanna, R., Rohm, A. și Crittenden, V. L. (2011) – We’re all connected: The power of
the social media ecosystem, Business Horizons, Volume 54, Issue 3, Pages 265-273.
https://doi.org/10.1016/j.bushor.2011.01.007
40. Hering D., Moog O., Sandin L., Verdonschot P.F.M. (2004) – Overview and
application of the AQEM assessment system, Hydrobiologia, 516 , pg. 1-20.

65
41. Holzenthal, R.W., Thomson, R.E., Ríos -Touma, B. (2015) – Chapter 38 – Order
Trichoptera, Thorp and Covich's Freshwater Invertebrates (Fourth Edition), Ecology and
General B iology, pg. 965 -1002. https://doi.org/10.1016/B978 -0-12-385026 -3.00038 -3
42. Hughes R.M. (1995) – Definin g acceptable biological status by comparing with
reference conditions. In: Biological Assessment and Criteria: Tools for Water Resource
Planning and Decision Making (Eds W. Davis & T. Simon), Lewis Publishers, Boca Raton,
FL, pg. 31 -47.
43. Ibram, O., Cioacă, E., Teodorof, L., Tudor, I -M., Năstase, A., Tudor, M., Cernișencu,
I. (2015) – Ghid metodologic de monitorizare a factorilor hidromorfologici, chimici și
biologici pentru apele de suprafață din Rezervația Biosferei Delta Dunării, Editura Centrul de
Informare Tehnologică Delta Dunării, Tulcea, pg. 124-137.
44. Iñiguez -Armijos, C., Leiva, A., Frede, H.G., Hampel, H., Breuer, L. (2014) –
Deforestation and benthic indicators: how much vegetation cover is needed to sustain healthy
Andean streams? , PLoS One , 9(8):e105869. doi:10.1371/journal.pone.0105869
45. Kis, B. (1974) – PLECOPTERA, Fauna Republic ii Socialiste România, Insecta
Volumul VIII, Fascicula 7, Ed. Academiei Republicii Socialiste România, pg. 9 -50, 58 -263.
46. Kriska, G. (2013) – Freshwater Invertebrates in Central Europe: A Field Guide, Ed.
Springer Verlag GMBH, Vienna, Austria, pg. 314 -350.
47. Kristensen, P. (2004) – The DPSIR Framework, National Environmental Research
Institute, Denmark Department of Policy Analysis European Topic Centre on Water, pg. 1 -10.
http://eclass.teiion.gr/modules/document/file.php/ECO170/Υποστηρικτικό%20Υλικό/DPSIR
%20Overview.pdf
48. La Notte, A., D’Amato, D., Mäkinen, H., Paracchini, M. L., Liquete, C., Egoh, B. și
Crossman, N. D. (2017) – Ecosystem services classification: A systems ecology perspective
of the cascade framework , Ecological indicators, 74, pg. 392-402.
https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2016.11.030
49. Large, A.R.G. și Prach, K. (1999) – In: Ecohydrology, Ed. A.J.Baird and R.L.Wil – by.
Routledge, Londra, Marea Britanie.
50. Lozan, R., Tărîță, A., Sandu, M., Gladchi, V., Moșanu, E., Procopii, D., Spătaru, P.,
Jabin, V., Țurcan, S. (2011) – Izvorul – indicator al stării ecologice a teritoriului (raioanele

66
Orhei, Telenești și Șoldănești), Calendar de mediu – Mediul ambiant.
51. Mahato, M. și Dan M.J. (1991) – Invasion of the bays mountain lake dragonfly
assemblage by Dromogomphus spinosus (Odonat a: Gomphidae ), Journal of the North
American Benthological Society, 10.2, pg. 165 -176.
52. Manzini, E. și Tassinari, V. (2013) – Sustainable qualities: Powerful drivers of social
change, In Motivating Change: Sustainable Design and Behaviour in the Built Envir onment,
Routledge, pg. 249 -264.
http://www.sigeneration.ca/documents/SustainablequalitiesbyEzioManziniandVirginiaTassina
ri.pdf
53. Marques, M.M.G.S .M., Barbosa, F.A.R., și Callisto, M. (1999) – Distribution and
abundance of Chironomidae (Diptera, Insecta) in an impacted watershed in south -east Brazil,
Revista Brasileira de Biologia, 59(4), pg. 553 -561.
54. McCafferty, W. P. (1973) – Systematic and zoogeo graphic aspects of Asiatic
Ephemeridae (Ephemeroptera), Oriental insects, 7(1), pg. 49 -67.
55. Metcalfe‐Smith, J. L. (1994) – Biological water‐quality assessment of rivers: use of
macroinvertebrate communities , The rivers handbook: hydrological and ecological principles,
pg. 144-170.
56. Millennium Ecosystem Assessment (Raportul privind Evaluarea Ecosistemelor
Mileniului) (2005) – Ecosystems and Human Well -being: Synthesis , Island Press,
Washington, DC. http://www.millenniumassessment.org/documents/document.356.aspx.pdf
57. Miserendino, M.L. (2001) – Macroinvertebrate assemblages in Andean Patagonian
rivers and streams: environm ental relationships , Hydrobiologia 444, pg. 147–158.
https://doi.org/10.1023/A:1017519216789
58. Morse, S. (2019) – The Rise and Rise of Indicators: Their History and Geography ,
Routledge.
59. Neculiseanu , Z., Zubcov, E., Ungureanu, L., Negru, M. (2015) – Monitorizarea
calității apei în baza macronevertebratelor acvatice, Ghid prezentat în cadrul proiectului
„Rîurile noastre – provocarea apelor transfrontaliere”, implementat de Centrul Național de
Mediu, f inanțat de Programul de Granturi Mici GEF, implementat de PNUD și cofinanțat de
Fundația EcoCatalyst Foundation, pg. 5 -31, 110 -111.

67
http://www.sgpmoldova.org/files/Monitorizarea%20calității%20apei%20în%20baza%20macr
onevertebratelor%20acvatice.pdf
60. Okano, J -i., Shibata, J -y., Sakai, Y., Yamaguchi, M., Ohishi, M., Goda, Y., Nakano, S –
i., Okuda, N. (2018) – The effect of human act ivities on benthic macroinvertebrate diversity
in tributary lagoons surrounding Lake Biwa, Limnology, 19(2), pg. 199 -207.
https://doi.org/10.1007/s10201 -017-0530 -2
61. Oprina -Pavelescu, M. (2019) – Note de curs la materia Politici și legislație de mediu,
Facultatea de Biologie, Universitatea din București, pg. 54 -59.
62. Oprina -Pavelescu, M. (2020) – Note de curs la materia Instrumente de management de
mediu și audit (IMMA), Facultatea de Biologie, Universitatea din București, pg. 5 -8.
63. Paine , R.T., Tegner , M.J., Johnson , E.A. (1998) – Compounded perturbations yield
ecological surprises , Ecosystems, 1, pg. 535–545.
64. Pedersen, M. L. și Friberg, N. (2009) – Influence of disturbance on habitats and
biological communities in lowland streams , Fundamental and Applied Limnology/Archiv für
Hydrobiologie, 174(1), pg. 27-41.
65. Planul de anal iză și acoperire a riscurilor (2016) – Județul Argeș, Inspectoratul pentru
Situații de Urgență ,,Cpt. Puică Nicolae,, al Județului Argeș, pg. 40 -43.
http://www.isuarges.ro/PAAR_AG_2016.pdf
66. Planul de management al Spațiului Hidrografic Argeș -Vedea –
http://ww w.rowater.ro/daarges/Documente%20Repository/PLANUL%20DE%20MANAGE
MENT%20AL%20SPATIULUI%20HIDROGRAFIC%20ARGES –
VEDEA/Plan%20Management%20SH%20Arges -Vedea%20 -%20vol.%20I.pdf
67. Planul Național de Amenajare a Bazinelor Hidrografice din România (2013) – Sinteză,
Administrația Națională ”Apele Române”, versiune revizuită în Februarie 2013, pg. 178 -179.
http://www.mmediu.ro/beta/wp -content/uploads/2013/03/2013 -03-26-PNABH.pdf
68. Popescu, C. -M. (2019) – Note de curs la materia Principiile Gestiunii Mediului,
Facultatea de Biologie, Universitatea din București, pg. 3 -15.
69. Potschin, M. și Haines -Young, R. (2011) – Introduction to the special issue , Progress
in Physical Geography 35(5) , pg. 571-574.

68
70. Ramos, I.P., Vidotto -Magnoni, A.P. și Carvalho, E.D. (2008) – Influence of cage fish
farming on the diet of dominant fish species of a Brazilian reservoir (Tietê River, High Paraná
River basin), Acta Limnol. Bras., vol. 20, no. 3, pg. 245 -252.
71. Rasmussen, J. B. (1988) – Habitat requirements of burrowing mayflies (Ephemeridae:
Hexagenia) in lakes, with special reference to the effects of eutrophication, Journal of the
North American Benthological Society, 7(1), pg. 51 -64.
72. Rasti, S., Dehghani, R ., Naeimi Khaledi, H., Takhtfiroozeh, S.M. și Chimehi, E.
(2016) – Uncommon Human Urinary Tract Myiasis Due to Psychoda sp. Larvae, Kashan,
Iran: A Case Report, Iran J Parasitol, 11(3), pg. 417 -421.
73. Reeves, Will și Hurley, Richard și Runyon, Justin (2004) – Larval Development Sites
for Aquatic Dolichopodidae (Diptera), Journal of Entomological Science, 39, pg. 284 -286.
10.18474/0749 -8004 -39.2.284.
74. Reice, S.R. și Wohlenberg, M. (1993) – Monitoring freshwater benthic
macroinvertebrates and benthic processes: measure for assessment of ecosystem health ,
Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates, pg. 287 -305.
75. Riley, M.R., Gerba, C. P., Elimelech, M. (2011) – Biological approaches for
addressing the grand challenge of providing access to clean drinki ng water, Journal of
Biological Engineering , 5:2.
76. Rîșnoveanu, G. (2010) – Caracterizarea sistemelor populaționale, Ed. Ars Docendi,
București, pg. 37 -291, 322 -337.
77. Rîșnoveanu, G. (2011) – Identificarea și caracterizarea sistemelor ecologice, Ed. Ars
Docendi, București, pg. 15 -74, 105 -154, 289 -371, 449 -466.
78. Rutledge, L.C. și Gupta, R.K. (2002) – Moth Flies and Sand Flies ( Psychodidae ),
Chapter 11, Medical and Veterinary Entomology, pg. 147 -150.
79. Sakata, H. (1995) – Density -dependent predation of the ant Lasius niger
(Hymenoptera: Formicidae) on two attended aphids Lachnus tropicalis and Myzocallis
kuricola (Homoptera: Aphididae ), 37, pg. 159 –164. https://doi.org/10.1007/BF02515816
80. Schloesser, D. W., Krieger, K. A., Ciborowski, J. J. și Corkum, L. D. (2000) –
Recolonization and possible recovery of burrowing mayflies (Ephemeroptera: Ephemeridae :
Hexagenia spp .) in Lake Erie of the Laurentian Great Lakes, Journal of Aquatic Ecosystem

69
Stress and Recovery , 8(2), pg. 125 -141.
81. Spangenberg, J.H., Douguet, J. -M., Settele, J., Heong, K.L. (2015) – Escaping the
lock-in of continuous insecticide spraying in rice: Developing an integrated ecological and
socio -political DPSIR analysis, Ecological Modelling, Volume 295, pg. 188 -195.
https://doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2014.05.010
82. Spangenberg, J.H., Martinez -Alier, J., Omann, I., Monterroso, I., Binimelis, R. (2009)
– The DPSIR scheme for analysing biodi versity loss and developing conservation strategies ,
Ecological Economics 69 (1), pg. 9 –11.
83. Sponseller, R. A., Grimm, N. B., Boulton, A. J. și Sabo, J. L. (2010) – Responses of
macroinvertebrate communities to long‐term flow variability in a Sonoran Desert stream ,
Global Change Biology, 16(10), pg. 2891 -2900.
84. Stoica, C. (2016) – Evaluarea stării ecologice a ecosistemelor acvatice lotice:
compoziția și structura faunei bentale , Teză de doctorat, Universitatea din București.
85. Tachet, H., Bournaud, M. și Richoux, P. (1991) – Introduction à l'étude des
macroinvertébrés des eaux douces (systématique élémentaire et aperçu écologique).
86. Teodorescu, I. și Antonie, I.V. (2008) – Entomologie, Ed. GEEA, București, pg. 134 –
253.
87. Thomas F.S. (1992) – Mutualistic Inter actions of the Aphid Lachnus allegheniensis
(Homoptera: Aphididae ) and Its Tending Ant Formica obscuripes (Hymenoptera:
Formicidae ), Annals of the Entomological Society of America, Volume 85, Issue 2, 1, pg.
173–178. https://doi.org/10.1093/aesa/85.2.173
88. Thunberg, G. (2019) – No one is too small to make a difference., Penguin.
89. Tinoco -Pérez, L.I., Navarrete, K.A.S., Alejandra, I., Aparicio, H., Ortega, M.A.H.,
Mejía, G.C. și Mejía, J.C. (2019) – Water qu ality study of the Actopan river in the localities
of Santa Rosa and La Linda, Veracruz using macroinvertebrates and diatoms as bioindicators.
90. Traistă, E. și Ionică, M. (2006) – Influența activităților industriei miniere asupra
calității apelor de suprafaț ă din Valea Jiului, Ed. Agir, pg. 1 -10.
http://www.agir.ro/buletine/205.pdf
91. Trayler, K. M. și Davis, J.A. (1998) – Forestry impacts and the vertical distribution of
stream invertebrates in south -west Aus tralia, Freshwater Biology 40, pg. 331 –342.

70
92. UNESCO (2020) – UN-Water: United Nations World Water Development Report
2020: Water and Climate Change , United Nations Educational, Scientific and Cultural
Organization 7, Place de Fontenoy, 75352 Paris 07 SP, Fr ance, pg. 33 -77.
93. Vădineanu, A. (2004) – Managementul dezvoltării: o abordare ecosistemică, Ed. Ars
Docendi, București, pg. 52 -95.
94. Walters, D.M., Roy, A.H. și Leigh, D.S. (2009) – Environmental indicators of
macroinvertebrate and fish assemblage integrity in urbanizing watersheds , Ecological
Indicators, 9(6), pg. 1222 –1233. doi:10.1016/j.ecolind.2009.02.011
95. WHO (2011) – Guid elines for drinkin g-water qualit y, Vol. 1:4ͭ ͪ ed., Recommendations.
World Health Organization, Geneva, Elveția.
96. Winter, A., Ciborowski , J.J. și Reynoldson, T. B. (1996) – Effects of chronic hypoxia
and reduced temperature on survival and growth of burrowing mayflies, ( Hexagenia limbata )
(Ephemeroptera: Ephemeridae ), Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 53(7),
pg. 1565 –1571. doi:10.1139/f96 -093
97. Wissinger, S.A., Sparks, G.B., Rouse, G.L., Brown, W.S., Steltzer, H. (1996) –
Intraguild predation and cannibalism among larvae of detritivorous caddisflies in subalpine
wetlands , Ecology 77, pg. 2421 –2430. https://doi.org/10.2307/2265743
98. Wood, P.J. și colab. (2001) – Hydro -ecological variability within a groundwater
dominated stream. In: Hydro -ecology: Linking hydrology and aquatic ecology , Ed.
M.C.Acreman , IAHS Publication 2 66, IAHS Press , Wallingford , Marea Britanie.
99. Woszczynski, A., Green, A., Dodson, K., Easton, P. (2020) – Zombies, Sirens, and
Lady Gaga – Oh My! Developing a Framework forCoordinated Vulnerability Disclosure for
U.S. Emergency Alert Systems , Government Inf ormation Quarterly, Volume 37, Issue 1,
101418, pg. 1 -15. https://doi.org/10.1016/j.giq.2019.101418
100. WWF International (2013) – Microhidrocentralele din România sunt printre cele mai
problematice din lume, WWF România.
https://www.wwf.ro/resurse/comunicate_de_presa/?208091/WWF -Microhidrocentralele -din-
Romnia -sunt-printre -cele-mai-distructive -din-lume
https://wwf.panda.org/wwf_news/?208091/WWF -Microhidrocentralele -din-Rom nia-sunt-
printre -cele-mai-distructive -din-lume

71
101. http://cices.eu
102. https://public.wmo.int/en/media/news/show -your-stripes -heat-contin ues-2020
103. https://www.youtube.com/watch?v=KIibu7GHkxw
104. www.biodiversity.europa.eu