Școala Doctorală Știința Mediului Evaluarea calității surselor apei potabile din localitatea Mediaș utilizând modelul indicilor de contaminare și de… [627271]

0
UNIVERSITATEA ”BABE Ș-BOLYAI”
CLUJ -NAPOCA
Facultatea de Știința și Ingineria Mediului
Școala Doctorală Știința Mediului

Evaluarea calității surselor apei potabile
din localitatea Mediaș utilizând modelul
indicilor de contaminare și de poluare

Conducător de doctorat,
Prof. univ. dr. Dumitru RISTOIU

Doctorand: [anonimizat]
2016

1
CUPRINS

INTRODUCERE
PARTEA TEORETICĂ – FUNDAMENTAREA PROBLEMEI
CAPITOLUL I Apa potabilă
I.1 Calitatea apei potabile
I.1.1 Generalită ți
I.1.2 Surse de apă potabilă
I.1.2.1 Contaminarea și poluarea apei potabile
I.1.2.2 Bioacumularea poluan ților
I.2 Legislația privind calitatea apelor subterane, potabile și solului
I.2.1 Legislație internațională
I.2.2 Legislație națională
CAPITOLUL II Surse ale apei potabile din localitatea Media ș
II.1 Scurtă prezentare a localită ții Mediaș
II.1.1 Mediaș – scurt istoric
II.1.2 Caracterizarea zonei din punct de vedere fizico -geografic
II.1.3 Geologia,geomorfologia si solul zonei
II.1.4 Hidrologia și hidrogeologia zonei
II.1.5 Clima zonei
II.2 Surse de poluare antropică a apei potabile din localitatea Mediaș
II.2.1 Sistem canalizare
II.2.2 Agricultura și zootehnia
II.2.3 Unită ți industriale poluatoare din perimetrul Mediaș
II.2.3.1 S.C. Sometra S.A. și S.C. Carbosim S.A.
CAPITOLUL III Modelul indicilor de contaminare și indicilor de poluare.
Coeficienți de transfer
III.1 Indici de contaminare și indici de poluare: defini ții, mod de calcul (apă)
III.1.1 Gradul de contaminare ( Degree of Contamination – Cd)
III.1.2 Indicele de poluare cu metale grele (Heavy Metal Pollution Index –
HPI)
III.1.3 Indicele de evaluare a metalelor grele (Heavy Metal Evaluation
Index – HEI)
III.2 Indicele de calitate a apei potabile: defini ții, mod de calcul (apă)
III.2.1 Indicele de calitate a apei ( Water Quality Index – WQI )
III.2.2 Indicele de calitate a apei potabile ( Drinking Water Quality Index –
DWQI )
III.3 Determinarea indicilor de evaluare a riscului asupra sănătă ții omului:
defini ții, mod de calcul
III.3.1 Coeficientul de hazard ( Hazard Quotient – HQ)
III.3.2 Aportul cronic zilnic ( Chronic Daily Intake – CDI)
III.4 Indici de contaminare și de poluare: defini ții, mod de calcul (sol)

2
III.4.1 Gradul de contaminare (Degree of contamination – Cd) și Factorul
de contaminare ( Contamination factor – Cf)
III.4.2 Indicele de geoacumulare ( Index of geoaccumulation – Igeo)
III.4.3 Ind icele de încărcare al poluării ( Pollution Load Index – PLI)
III.4.4 Factorul de risc ( Risk factor – Er) și indicele de risc ( Risk index – Ri)
III.5 Factorul de transfer sol-vegetale (Transfer fact or – Tf) și evaluarea
riscului asupra sănătă ții la As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb și Zn
PARTEA EXPERIMENTALĂ. CONTRIBU ȚII ORIGINALE
CAPITOLUL IV Metodologia cercetării
IV.1 Obiectivele tezei
IV.2 Prelevarea probelor de apă, sol și vegetale
IV.3 Tehnici și metode analitice utilizate pentru determinarea con ținutului de
compu și chimici ai probelor de apă, sol și vegetale
IV.3.1. Tehnici electrochimice
IV.3.2. Tehnici spectrometrice
IV.3.3 Metoda cromatografică – Determinarea conținutului de ioni (NO 2-,
NO 3-, SO 42-, Cl-, F-, PO 43-) prin cromatografie ionică în fază lichidă
IV.3.4 Metode volumetrice
IV.3.5 Metode gravimetrice
IV.4 Determinarea indicilor de contaminare, indicilor de poluare și a
coeficien ților de transfer
CAPITOLUL V Calitatea apei în localitatea Media ș
V.1 Analiza parametrilor fizico -chimici ai probelor de apă
V.1.1 Determinarea pH -ului, conductivității electrice (CE) și con ținutului
de total solide dizolvate (TSD)
V.1.2 Determinarea conținutului de metale (As, Ca, Cd, Cu, Cr, Fe, Mn,
Mg, Na, Ni, K, Pb, Zn)
V.1.3 Determinarea con ținutului de anioni ( NO 2-, NO 3-, SO 42-, Cl-, F-) și
conținutului de NH 4+
V.1.4 Determinarea durită ții totale, alcalinității totale, conținutului de
HCO 3- și de CO 32-, reziduul filtrabil uscat la 105°Cși consumul
chimic de oxigen prin metoda indicelui de permanganat (CCO -Mn)
V.1.5 Concluzii
V.2 Tipologia apelor subterane în func ție de diagrama Piper și diagrama Stiff
V.2.1 Concluzii
V.3. Varia țiile sezoniere și climatice ale compu șilor chimici
V3.1 Concluzii
V.4. Calcul ul indicilor de contaminare și indicilor de poluare
V.4.1 Gradul de contaminare ( Cd)
V.4.2 Indicele de poluare cu metale grele (HPI)
V.4.3 Indicele de evaluare a metalelor grele (HEI)
V.4.4 Concluzii
V.5. Indici de calitate a apei potabile

3
V.5.1 Indicele de calitate a apei ( WQI)
V.5.2 Indicele de calitate a apei potabile ( DWQI )
V.5.3 Concluzii
V.6. Indici i de evaluare a riscului asupra sănătă ții omului
V.6.1. Aportul cronic zilnic ( CDI)
V.6.2. Coeficientul de hazard ( HQ)
V.6.3 Concluzii
CAPITOLUL VI Calitatea solului in localitatea Media ș. Transferul metalelor
din sol în vegetale
VI.1. Analiza parametrilor fizico -chimici ai probelor de sol
VI.1.1 Determinarea con ținutului de metale
VI.1.2 Determinarea con ținutului de ioni ( NO 2-, NO 3-, SO 42-, Cl-, F-, PO 43-)
VI.1.3 Determinarea pH -ului și conductivită ții electrice
VI.1.4 Concluzii
VI.2. Calcul ul indicilor de contaminare și indicilor d e poluare
VI.2.1 Indicele de geoacumulare ( Index of geoaccumulation – Igeo)
VI.2.2 Gradul de contaminare ( Degree of contamination – Cd) și Factorul
de contaminare ( Contamination factor – Cf)
VI.2.3 Indicele de încărcare al poluării ( Pollution Load Index – PLI)
VI.2.4 Factorul de risc ( Risk factor – Er) și Indicele de risc ( Risk index –
Ri)
VI.2.5 Concluzii
VI.3. Calitatea , din punct de vedere chimic , a unor vegetale din localitatea
Media ș
VI.3.1 Determinarea con ținutului de metale
VI.3.2 Concluzii
VI.4. Modelul de transfer al metalelor din sol în vegetale și evaluarea riscului
asupra sănătă ții la As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn
VI.4.1 Concluzii
VI.5. Metoda de evaluare a calității surselor apei potabile utilizând modelul
indicilor de contaminare ș indicilor de poluare
CAPITOLUL VII Concluzii generale
VII.1 Concluzii generale
VII.2 Contribuții originale. Perspective
REFERIN ȚE BIBLIOGRAFICE
ANEXE

Cuvinte cheie : apa potabilă, calitatea apei potabile, indici de contaminare, indici de
poluare, coeficienți de transfer, evaluarea riscului asupra sănătății,
Mediaș

4
ABREVIERI
aT alcalinitatea totală
Cd Grad de contaminare Degree of contamination
CDI Aportul cronic zilnic Chronic Daily Intake
Cf Factor de contaminare Contamination factor
CMA Concentrația Maxim Admisă
dT duritatea totală
DDT Diclor -difenil -tricloretan
DWQI Indicele de calitate al apei potabile Drinking Water Quality Index
EPA Agenția de protecția Mediului Environmental Protection Agency
EDEM Estimarea aportului zilnic la metale Estimated daily intake of trace metals
Er Factor de risc Risk Factor
HEI Indice de evaluare metale grele Heavy Metal Evaluation Index
HI Indicele de hazard Hazad Index
HQ Coeficient de hazard Hazard Quotient
HPI Indice de poluare cu metale grele Heavy Metal Pollution Index
ICP-MS Spectrometrie de masa cuplată cu plasmă
inductiv Inductively Couple Plasma – Mass
Spectrometry
ICP-OES Spectrometrie de emisie optică cuplată cu
plasmă inductiv Inductively Couple Plasma – Optical
Emission Spectrometry
Igeo Indice de geoacumulare Geoaccumaliation Index
MCL Nivelul maxim de contaminant Maximum Contaminant Level
MCLG Ținta nivelului maxim de contaminant Maximum Contaminant Level Goal
NPDWR Regulamentul na țional primar pentru apa
potabilă National Primary Drinking Water
Regulations
NSDWR Regulamentul na țional secundar pentru apa
potabilă National Secondary Drinking Water
Regulations
PAH Hidrocarburi Aromatice Policiclice
POC Pesticide Organoclorurate
Ri Indice de risc Risk Index
SLCM Sub Limita de Cuantificare a Metodei
Tf Factorului de transfer Transfer factor
TT Tehnica de tratare Treatment Technique
WQI Indicele de calitate al apei Water Quality Index
WHO Organizația Mondială a Sănătății World Health Organisation

5
„Uităm că cercul apei și al vieții este același
(Jacques -Yves Cousteau).”

INTRODUCERE

Apa este mai mult decât o condiție a vieții, ea este izvorul vieții, este sângele albastru
al Pământului. Apa este o bogăție fără seamăn pe Pământ;cea mai curată, cea mai pură,
sufletul Pământului (Antoine de Saint -Exupéry, “Terre des hommes ”). Apa constituie factorul
natural indispensabil tuturor formelor de viață de pe Pământ. Limitarea acestei resurse și
alterarea calității apei (datorită activităților antropice) au dus la fondarea unei legislații a l cărei
obiectiv principal îl constituie protecția apei și, implicit , a resurselor de apă . Sursele de
poluare a apei sunt activi tățile industriale (industria chimică, metalurgică, farmaceutică),
agricultura (utilizarea pesticidelor, fertilizatorilor naturali și sintetici pe bază de azot și
creșterea animalelor) și exploatarea resurselor naturale.
Pentru o mare parte a locuitori lor orașului Mediaș , apa de fântână este încă uti lizată ca
sursă de apă potabilă . Lipsa unei alte surse de apă potabilă sau neputin ța de a achizi ționa apă
potabilă îmbuteliată face ca apa de fântână și cea de izvor public s ă fie o sursă importantă și
prețuită d e către locuitori. Determinarea calității apei consumate , datorită influenței directe
asupra sănătății consumatorilor, constituie motiv ul principal care a stat la baza abordării
tematicii tezei de doctorat .
Scopul tezei constă în elaborarea unui model integrat de evaluare a calității surselor
de apă potabilă pe baza modelului indicilor de contaminare și indicilor de poluare și , aplicarea
acestui model în cazul particular al localității Mediaș, jud ețul Sibiu .
Pentru atingerea scopul ui propus, activitatea de cercetare derulată a avut ca obiective
majore: 1revizuirea informațiilor privind : sursele de apă potabilă, modelul indicilor de
contaminare și indicilor de poluare și coeficienții de transfer sol ⇛ vegetale ; 2aplicarea
modelului indicilor de contaminare și indicilor de poluare dezvoltat în vederea stabilirii
calității apei potabile din localitatea Mediaș ; 3evaluarea riscului asupra sănătății umane
datorat transferului metalelor din sol ⇛ vegetale . Notă: o atenție deosebită a fost acordată
activității de diseminare ca bază a recunoașterii calității rezultatelor obținute.

6
Obiectivele specifice au fost astfel definite încât să răspundă scopului propus , și
anume: calitatea apei potabile, sursele de apă pota bilă si legislația în vigoare privind
calitatea apelor subterane și potabile precum și a solului (studiu documentar) ; surse d e apă
potabilă din localitatea M ediaș și poluarea antropic ă a acestora (studiu documentar) ; indici
de contaminare și indici de poluare: definiții, modele de calcul ; coeficienți de transfer:
definiții, modele de calcul ; determinarea calității apei potabile în localitatea Media ș;
determinarea calității solului în localitatea Media ș; transferul metalelor din sol în vegetale
– calculul coeficien ților de transfer ; evaluarea riscului asupra sănătății umane datorat
proceselor de transfer al metalelor din sol în vegetale .
Lucrarea este structurată în două păr ți: prima parte, teoretică , prin care se
fundamentează problematica tezei, urmată de contribu țiile originale , prezentate în partea
experimentală, respectiv în cea de -a doua parte a tezei.
Partea teoretică este structurată în trei capitole.
Capitolul I Apa potabilă , teoretic , este un studiu documentar privind calitatea apei
potabile, sursele de apă potabilă , contaminarea și poluarea apei potabile și bioacumularea
poluan ților. Un alt aspect de interes prezentat este l egislația referitoare la calitatea apelor
subterane, apelor potabi le și a solului .
Capitolul II Surse ale apei potabile din localitatea Media ș, teoretic , face o scurtă
prezentare a localită ții Mediaș , un scurt istoric și o c aracterizare succintă a zonei din punct de
vedere fizico -geografic al geologi ei, geomorfologi ei si solul ui zonei , al h idrologi ei și
hidrogeologiei zonei. Un alt aspect abordat este reprezentat de c lima zonei , ținând cont de
importanța și impactul factorilor climatici asupra calității mediului. De asemenea, sunt
prezentate s ursele majore de poluare antropică a apei potabile din localitatea Mediaș : sistem ul
de canalizare , agricultura și zootehnia precum și u nitățile industriale ,
Capitolul III Modelul indicilor de contaminare și de poluare. Coeficienți de
transfer , teoretic , este dedicat pr ezentării : (1)indicilor de contaminare și de poluare a apei:
defini ții, mod de calcul (apă) și anume: gradul de contaminare ( Degree of Contamination –
Cd), indicele de poluare cu metale ( Heavy Metal Pollution Index – HPI), indicele de
evaluare a metalelor ( Heavy Metal Evaluation Index – HEI), indicele de calitate a apei
potabile: defini ții, mod de calcul (apă) , indicele de calitate a apei ( Water Quality Index –
WQI ) și indicele de calitate a apei potabile ( Drinking Water Quality Index – DWQI );
(2)modul de d eterminare a indicilor de evaluare a riscului asupra sănătă ții omului: defini ții,

7
mod de calcul : coeficientul de hazard ( Hazard Quotient – HQ) și aportul cronic zilnic
(Chronic Daily Intake – CDI). De asemenea sunt prezentați și i ndici i de contaminare și de
poluare ai solului: defini ții, mod de calcul: gradul de contaminare ( Degree of Contamination
– Cd) factorul de contaminare ( Contamination factor – Cf); indicele de geoacumulare
(Index of geoaccumulation – Igeo); indicele de încărcare al poluării ( Pollution Load Index –
PLI) și factorul de risc ( Risk factor – Er) și indicele de risc ( Risk index – Ri). Acest capitol
urmărește familiarizarea specialiștilor români cu modele mai puțin aplicate în studiile de
mediu realizate p ână în prezent în țară.
Partea experimentală a tezei de doctorat conține patru capitole și prezintă rezultatele
obținute în activitatea de cercetare derulată.
Capitolul IV Metodologia cercetării , experimental, prezintă detaliat obiectivele tezei
de doctorat, modul în care a fost efectuată p relevarea probelor de apă, sol și vegetale ,
metode le analitice utilizate pentru determinarea con ținutului de compu și chimici /poluanți din
probel e de apă, sol și vegetale precum și modul de d eterminare efectivă a indicilor de
contaminare și de poluare și a coeficien ților de transfer .
Capitolul V Calitatea apei în localitatea Media ș, experimental, este un capitol
complex și prezintă rezultatele parametrilor fizico -chimici analizați ai probelor de apă și
anume: conținutul de metale , conținutul de ioni (nitri ți, nitra ți, sulfa ți, fosfa ți, cloruri) , valorile
înregistrate ale pH-ului, conductivită ții electrice, durită ții totale, reziduului filtrat, indicelui de
permanganat, con ținutului de total solide dizolvate, con ținutului de HCO 3- și CaCO 3-. Pe baza
rezultatelor obținute este analizată t ipologia apelor subterane , pe baza diagramei Piper și
diagram ei Stiff și de asemenea și v ariațiile sezoniere ale compu șilor chimici în cazul probelor
de apă analizate. Sunt detaliat e rezultatele obținute pentru calcul ul indicilor de contaminare și
de poluare (gradul de contaminare ( Cd), indicele de poluare cu metale grele (HPI), indicele de
evaluare a metalelor grele (HEI)), indicelui de calitate a apei potabile (indicele de calitate a
apei ( WQI ) și indicele de calitate a apei potabile ( DWQI )), precum și al i ndici lor de evaluare a
riscului asupra sănătă ții omului (aportul cronic zilnic ( CDI) și coeficientul de hazard ( HQ))
Capitolul VI Calitatea solului in localitatea Media ș. Transferul metalelor din sol
în vegetale , experimental , este dedicat analizei efectuate pentru determinarea parametrilor
fizico -chimici ai probelor de sol (conținutul de metale , conținutul de ioni (nitri ți, nitra ți,
sulfa ți, fosfa ți, cloruri) , pH și conduc tivitate electric ă). Sunt prezentate și valorile obținute
pentru indici i de contaminare și de poluare calculați: gradul de contaminare ( Degree of
contamination – Cd), Factorul de contaminare ( Contamination factor – Cf) indicele de

8
geoacumulare ( Index of geoaccumulation – Igeo), indicele de încărcare al poluării ( Pollution
Load Index – PLI) și factorul de risc ( Risk factor – Er) și indicele de risc ( Risk index – Ri). Pe
baza rezultatelor obținute este evaluată c alitatea , din punct de vedere chimic , a unor vegetale
din localitatea Media ș (conținutul de metale ). Datele obținute în capitolele V și VI au fost
integrate și , prin aplicarea modelul ui de transfer al metalelor din sol în vegetale , s-au
determinat coeficien ții de transfer în lanțul trofic. Toate rezultatele obținute au stat la baza
elaborării unei metode de evaluare a calității surselor apei potabile utilizând modelul indicilor
de contaminare și indicilor de poluare.
Ultimul capitol , Capitolul VII , prezintă concluz iile generale ale lucrării , contribu țiile
originale și perspectivele de viitor.
Studiul de fa ță are importan ță în ceea ce prive ște calitatea apei potabile utilizat e de
locuitorii ora șului Media ș pentru consum și de asemenea , și pentru specialiștii din domeniu
prin propunerea unei metode integrate de evaluare a calității apei pe baza evaluarii gradului de
poluare ținând cont atât de parametrii de calitate ai apei cât și ai solului . Diseminările realizate
au urmărit ca, pe baza dreptului la cunoaștere, comunitatea din Mediaș să fie informată de
starea calit ății apei potabile .
Aduc mul țumiri conducătorului științific al tezei de doctorat, domnului
Prof.Dr. Dumitru Ristoiu pentru bunăvoin ța, îndrumarea activită ților științifice pentru
elaborarea acestei lucrări. Mulțumiri domnilor Prof. Dr. Călin Baciu, Lect.Dr. Simeon
Beldean -Galea, și Conf.Dr. Victor Boco ș-Bințințan, membrii comisiei de îndrumare , pentru
toate sfaturile și ajutorul acordate pentru realizarea lucrării de fa ță.
Aș dori de asemenea, să mulțumesc și Comisiei pentru răbdarea cu care au analizat
lucrarea și sugestiile făcute.
Mulțumesc domnului director al INCDO -INOE 2000, Filiala ICIA, Cluj -Napoca
Dr.ing. Mircea Chintoanu pentru acordul primit în vederea desfă șurării tuturor analizelor
chimice în cadrul laboratoarelor de analize de mediu din ICIA . Mii de mul țumiri și
recuno ștință colegilor din ICIA pentru toate sfaturile, tot ajutorul și pentru miile de
încurajări. Nu în ultimul rând, deosebită recuno ștință datorez șefului departamentului de
cercetare din cadrul ICIA, doamnei dr. Cecilia Roman , căreia îi aduc mulțumiri sincere
pentru îndrumarea, sprijinul și sfaturile primite nu doar pentru elaborarea tezei de doctorat,
ci și pentru toate cuno ștințele și învă țăturile încredin țate.
Mulțumesc familiei care m -a înțeles și sprijinit în tot acest timp .

9

CAPITOLUL I
APA POTABILĂ

I.1. Calitatea apei potabile
I.1.1 Generalită ți

Apa constituie un sistem deschis și versatil care realizează cu mediul înconjurător
schimb de substanțe, energie și informații , fiind cea mai abundentă moleculă de pe suprafa ța
Pământului (Singh & Jain., 2013) . Suprafa ța Pământul ui este acoperită de 70 % apă din care
doar 2,5 % este reprezentată de resursa de apă dulce. Însă, din volumul total de apă dulce ,
doar 1 ,0 % este accesibil viețuitoarelor pentru consum, ca apă potabilă (Gleick, 1993 , Singh
& Jain., 2013 ). În alcătuirea organismului apă intră o plajă largă de substanțe organice,
substanțe ano rganice (microelemente și macroelemente), microorganisme și substanțe
radioactive (Gleick, 1996).
Apa potabilă are o importan ță semnificativă prin prisma utilizării indispensabile , fiind
esențială în sus ținerea vie ții ca parte integrantă a tuturor viețuitoarel or (90 % din structura
sângelui omului , animalelor , 60-70 % din corpul uman , peste 90 % din corpul unor vie țuitoare
acvatice și 90 % din structura sevei copacilor este constituită de apă) (Taylor, 1956; Dean,
2005 , WHO, 2011 ). Importan ța și utilizarea apei este ilustrată pretutindeni , începând de la
componenta abiotică , componenta biotică și procesele fizice, biologice , geologice ,
morfologice și chimice. Câteva din argumentele importan ței, contribu ției și rolul apei în
corpul vie țuitoarelor și func ționarea mediului natural sunt prezentate în cele ce urmează:
 În mediu, apa se găse ște în trei faze de agregare (lichidă, gazoasă și solidă),
trecând prin fiecare fază, redistribuindu -se și formând un circuit crucial în
desfă șurarea proce selor chimice, biologice, geologice, fizice și climatice .
 Reglarea temperaturii planetei, prevenind schimbări climatice dramatice este
realizată de către apă (Singh & Jain., 2013) .
 Sistemul acvatic constituie habitat ul nenumăratelor vie țuitore și sursă limitată de
hrană om ului și animale lor.

10
 Apa are capacitatea de absorbție a vibrațiilor energetice , mai exact atenuarea
undelor seismice de către apele oceanului (Aizawa et al., 2008) .
 În corpul uman, apa are rol semnificativ în producerea, structura celul ară și
structura proteinelor (moleculele apei ocupă majoritatea cavităților globulelor
proteice, în care sunt prezente în număr egal cu cel al aminoacizilor) (Chaplin,
2006) .
 Cu ajutorul apei se asigură t ransport ul nutrien ților, eliminarea ”deșeurilor” din
organism , regl area temperatur ii organismului , reprez entând un element
semnificativ în reac țiile chimice și metabolice (Montain et al., 1999) .
 În majoritate cultelor religi oase apa este considerată element p urifica tor spiritu al
(White et al., 2010).
Însă, cu toate acestea, ca urmare a modificării conținutului chimic și microbiologic
imprimat de activită țile antropice, apa a devenit sursă de organisme patogene , bacterii și
diverse substan țe chimice și radioactive, devenind astfel de multe ori un mediu ostil vieții cu
impact negativ asupra sănătă ții vie țuitoarelor . Procesul de urbanizare rapid și ireversibil și-a
pus amprente semnificative asupra P ământului , atât prin utilizarea nera țională a resurselor
naturale, cât și prin producerea unor deșeuri cu un conținut ridicat de diverse substanțe
chimice, precum: compu și organic i volatili (formaldehida, hidrocarburi aromatice policiclice)
(Al-Mudhaf et al., 2009), compu și anorganici și disruptori endocrini (clor rezidual liber,
SO 42-, NO 2-, NO 3-, ftalați, metale: As, Cd, Cr, Pb, Cu, Fe, Zn, Mn, Ni, Co, Hg , policloro
bifenili – PCB, Diclor -Difenil -Tricloretanul – DDT ) (Legea 311, 2004; Lane et al., 2015 ),
trihalometani, pesticide (Legea 311, 2004) , micotoxine (Chakraborty T. & Ledwani L, 2016 ),
produse farmaceutice (Gaffney et al., 2015) și produ și secundari de dezinfec ție ai apei (Otero
et al., 2015 ). Calitatea apei potabile și solului este direct afectată de prezen ța și conținutul
ridicat al acestor substan țe chimice și biologice, con ținuturi care de multe ori depă șesc
valorile maxim admise , conform legisla ției de protec ție a apei și a solului .

I.1.2 Surse de apă potabilă

Conform Organiza ției Mondiale a Sănătă ții (World Health Organization ,WHO) din
anul 1990 (76 % din popula ția Pământului) până în anul 2015 (91 % din popula ția globului) ,
2,6 miliarde de oameni au acces la o sursă îmbunătă țită de apă potabilă, ceea ce înseamnă o
creștere cu 15 % a popula ției cu posibilitate de a folosi o sursă de apă potabilă

11
corespunzătoare (WHO, 2015 ). Dar , totuși, 663 de milioane de oameni depind de surse
neîmbunătă țite, din care 24 % din locuitori utilizează apa de suprafa ță ca sursă de apă potabilă
(WHO, 2015 ).
Sursele directe și disponibile de apă pota bilă sunt reprezentate de apa de suprafa ță
(fluvii, râuri, pâr aie, lacuri) , apa subterană (acvifere de adâncime și acvifere de adâncime
mică) și ghe țari. Resurs ele de apă potabil ă sunt resurse naturale limitat e iar conservarea și
sustenabilitatea calită ții apei sunt semnificativ e tuturor vie țuitoarelor terestre și se impun cu
mare stringență . Dar, a șa cum s -a remarcat anterior, c alitatea sursele de apă potabilă se află
sub presiune, contaminarea apelor de către factorul uman fiind principala cauză având ca
rezultat o continuă modificare a acesteia .

I.1.2.1. Contaminarea și poluarea apei potabile
Contaminarea este definită ca fiind prezen ța în mediu, respectiv în apă a unor
concentra ții ridicate de substan țe, concentra ții care depă șesc nivelul normal (background)
(Sciortino J.A. & Ravikumar R., 1999) . Pe de altă parte, poluarea mediului, apei, solului ,
după Sciortino & Ravikumar (1999) și conform Legii 278 (2013) reprezintă introducerea
unor substan țe în mediul natural (apă, aer, sol), ca urmare a activită ților antropice , având ca
rezultat periclitarea resurselor naturale și a calită ții acestora, precum și prejudicierea sănătă ții
viețuitoarelor (Sciortino J.A. & Ravikumar R., 1999 , Legea 278, 2013 ). Introducerea direct ă
și/sau indirectă a substan țelor contaminante în mediu este cauzată de activită ți naturale și/sau
antropice (Legea 278, 2013).
Ca urmare a unor condiții de mediu extreme, calamități naturale, precum secetă,
erupții vulcanice, valuri tsunami, cutremure, uragane, căderi de precipitații în cantități mari,
calitatea factorilor de mediu poate fi alterată. Fenomenele naturale pof fi răs punzătoare și de
efecte de tip Domino , spre exemplu cantități mari de precipitații sau propagarea unelor
seismice de intensitate și magnitudine mari pot duce la distrugerea unor baraje sau unități
industriale, soldată cu contaminarea aerului, solului și re surselor de.
Contaminarea se realizează și de către componenți chimici existenți în mod natural în
mediu, spre exemplu, prezența și tendința de acumulare a arsenului în apa potabilă, conform
studiilor cazurilor existente în sud -estul Asiei (India Tailanda, Vietnam, Laos), Câmpia
Panonică (vestul României, Serbia, Slovaci, Ungaria, Croația) și S.U.A. (Rowland et al.,
2011, Winkel et al., 2008, Saunders et al., 2005).

12
Concentrații ridicate de mercur sunt eliberate în mediu în urma unor procese sau
fenomene na turale precum vulcanismul, procese le de evaporare și de eroziune ale crevaselor
geologice (E bbinghous et al., 1999). Procesele industriale metalurgice, combustia
combustibililor, incinerarea deșeurilor reprezintă cele mai importante surse antropice de
merc ur (E bbinghous et al., 1999).
Creșterea numărului populației, dezvoltarea industriei și dezvoltarea economică pun
semnificative presiuni asupra mediului înconjurător, în speță asupra mediului acvatic,
imprimând o poluare progresivă și continuă (Voeroesmart y et al., 2010, Yang et al, 2015).
Apa are abilitatea de a se purifica și regenera în mod natural prin procesele de evaporare și
precipitare. Astfel , contaminanții se diluează sau se sfărâmă prin procese de sedimentare. Dar,
în cazul unor cantități și conc entrații ridicate, perioada în care apa se regenerează crește,
abilitatea de purificare fiind foarte lentă sau chiar dezactivată. Astăzi l a nivel internațional,
poluarea antropică a mediului acvatic (corpurilor de apă – izvoare, fântâni, râuri folosite ca
surse de apă potabilă) și utilizarea în exces a resurselor naturale de apă constituie cele mai
semnificative probleme cu care se confruntă societatea (Sharma et al, 2014).
Poluarea antropică a apei se realizează prin două tip uri principale de surse de pol uare,
și anume:
1. Surse punctiforme de polua re – reprezentate de apele uzate (industriale, menajere,
de drenaj, pluviale, orășenești) colectate și transportate prin sistemul de canalizare
(conducte) către receptorii naturali (pâraie, râuri, mare, lacuri) sau stații de epurare.
Poluanții surselor punctiforme sunt emiși de o s ingură sursă de poluare (Szocs &
Szekely, 2014).
2. Surse difuze de polua re – sunt surse de emisii de evacuare dispersivă a poluanților
în mediu (depuneri atmosferice, așezările umane caracterizate de procente mici de
racolare la rețeaua de canalizare , traficul auto, industria, agricultura – utilizarea
excesivă a pesticidelor, in secticidelor, îngră șămintelor). Poluanții sunt emiși de
surse multiple de poluare ( Reti & Munteanu, 2011).
Industria . Revoluția industrială a luat naștere ca urmare a apariției uzinelor de mici
dimensiuni, prod ucătoare în principal de fum (singura sursă de poluare ). Limitarea numărului
de fabrici și orelor de muncă în fabrici a fost un factor de „control” al poluării. Însă, de -a
lungul anilor, dezvoltarea industriei a început să necesite cantități semnificative de resurse
energetice, ceea ce a dus și duce în continuare, iminent , la contaminarea, poluarea și
degradarea mediului înconjurător.

13
Substanțele chimice, toxice ajung în mediu datorită lipsei politicilor sau aplic ării
precare a acestora privind controlul calității. De asemenea, depozitarea deșeurilor în condiții
necorespunzătoare este răspunzătoare de scurgerile și infiltrările levigatului încărcat cu
poluanți (metale – Cd, Pb, As, Cr, Hg, Zn, Cu, compuși organici xenobiotici, compuși ai
azotului – NO 2-, NO 3-, NH 4+, carbon organ ic dizolvat, conform Camargo & Alonso, 2006,
Postigo & Barcelo, 2015 ) în sol și în resursele de apă subterană, apă de suprafață, mări,
oceane (Mel nyk et al., 2014).
Folosirea neadecvată a filtrelor pentru sistemele de exhaustare și urmările accidentelor
de muncă duc la eliberarea emisiilor necontrolate, precum solide în suspensie (fum, praf,
vapori) , poluanți gazoși (HS, SO-, CO-, CO 2-, NO x-, derivați halogenați – HCl, HF-, Cl-, F-, I-,
Br, aldehide) și picături de apă (ceață) contaminând calitatea aerul ui pe distanțe însemnate
(Sutherland, 2008).
În România, activitățile industriale au pus amprentă în ceea ce privește calitatea
factorilor de mediu , în special în perioada anilor 1900. Industria metalurgică neferoasă (S.C.
Sometra S.A.) a fost surs ă de cont aminare cu metale (Cu, Zn, Pb, Sn ), industri ile chimică și
petrochimică din localitățile Râmnicu Vâlcea, Năvodari, Băile Govora, Turnu Măgurele,
Copșa Mică fiind surse de diverși și variați compuși chimici. O altă sursă semnificativă de
poluare a aerului cu particule solide, gaze și implicit de poluare a solului și resurselor de apă
este industria materialelor de construcții (Târnăveni, Turda, Mediaș) (Muntean et al., 2013).
Localitatea Baia Mare este cunoscută pe plan național și european datorită activit ăților
miniere, chimice și metalurgice ale complexului industrial metalurgic din regiune. În
localitatea Baia Mare, echilibrul mediul înconjurător a suferit modificări datorită poluării cu
emisii de metale grele și implicit , ploi acide (Lăcătușu et al., 2001, Levei et al., 2010). De
asemenea, în anul 2000, Baia Mare a devenit un punct de interes și importanță internațională
datorită accidentului cu implicarea scurgerii de cianură în mediul terestru și acvatic.
Accidentul de m ediu s -a soldat cu afectarea calitatății apelor de suprafa ță Someș, Săsar, Tisa
și Dunăre și totodată a fectarea echilibrului ecosistemel or acvatice (Levei et al., 2009).
Conform studiilor, sit -ul Zlatna este recunoscut în estul Europei ca fiind caracteriza t
de degradarea mediului și imprimarea efectelor negative asupra sănătății omului (Weindorf et
al., 2013). Poluarea cu metale grele din localitatea Zlatna este datorată activităților de
prelucrare a cuprului din cadrul combinatul ui S.C. Ampelum S.A. . Uzina și-a început
activitățile metalurgice încă din anul 1747, urmând ca după anul 1850 , combinatul să -și

14
deschidă și alte districte, având ca și obiective : producția de sulfat de cupru, magneziu, fier și
de acid sulfuric (Clepan, 1999).
În general, gradul de poluare, atât în cele două regiuni descrise anterior, cât și la nivel
mondial este dependent de factorii naturali (curenți atmosferici, presiune atmosferică, relieful
și geomorfologia zonei) , aceștia influențând dispersia poluanților.
Exploatările miniere .Exploatările miniere , prin procesele de extracție și de tratare a
minereurilor , prezintă în mod direct repercusiuni asupra solului, aerului și indirect asupra
ecosistemelor acvatice ( acvifere, apa de suprafață ). În procesele de extracție se utilizează fie
procese hidraulice ( care conduc la modificarea reliefului și colmatarea râurilor sau apariția
inundațiilor datorate sedimentelor din apa folosită, putând astfel genera un catastrofal impact
ambiental) fie procese de extracție cu utiliz are de produși chimic i (CN-, Hg) , produși toxici
viețuitoare lor (Harari et al., 2012). Haldel e de steril depozitate reprezintă surs e semnificativ e
de contaminare a factorilor de mediu, prin scurgerile apei meteorice ( scurgeri de levigat) în
sol și , respectiv în apa subterană ș i apa de suprafață , și prin poluarea aerului cu concentrații de
PM10. Poluarea fonică, poluarea aerului și distrugerea habitatelor ( ca rezultat al defrișarii
pădurilor, dislocar ii de roci și a unor cantități semnificative de pământ) reprezintă alte efecte
însemnate ale exploatării miniere asupra mediului înconjurător (Palapa & Maramis, 2015).
La nivel mondial și național, depozitarea haldelor de steril prezintă cea mai importantă
sursă de contaminare a factorilor naturali și implicit a sănătății omului. State precum
Australia, India, S.U.A., Italia, China se confruntă cu poluarea mediului ca urmare a
mineritului, prin eliberarea emisii lor de PM10, CH 4, cenușă, NO x-, SO 42-, ape lor de mină și
metale lor toxice (Hinwood et al., 2014). Activitățile miniere au impact asupra cantității ( prin
modificarea nivelului pânzei de apă freatică) și calității ( prin contaminare cu Pb, Cd, Fe, CN-,
Zn, Cu) resurselor de apă, cu rol determinant asupra apei subterane utilizate ca sursă de apă
potabilă (Cidu & Frau , 2009).
În România , fauna piscicolă și flora râurilor din sudul Banatului, Maramureș, Munții
Apuseni, bazinul Petroșani au fost contaminate cu cianur ă (utilizată în procesele de extracție a
minereurilor), ducând la modificarea ecosistemului și biodiversității. Apele de șiroire
provenite din incinta haldelor de steril, iazurilor de decantare (Baia Sprie, Baia Mare, Tarnița)
s-au infiltrat în sol, ajungând în acvifere, pâraie și râuri (Fodor, 2006). Apa subterană din
acest e zone nu este recomandat ă a fi folosită ca sursă de apă potabilă, datorită îmbogățirii cu
metale toxice, precum Cd și Zn, caz similar și în nord vestul țării (Bird et al., 2009). Poluarea
poate avea loc iminent, ca urmare a producerii unor accidentele datora te condițiilor meteo

15
extreme, depozit ării neadecvate a deșeurilor miniere sau activității de extra cție a minereurilor.
Un caz binecunoscut și puternic mediatizat a fost accidentul de la Baia Mare, urmat de
contaminarea cu metale și cianură a ecosistemelor Tisa -Dunăre , contaminare soldată cu
moartea a câtorva sute de exemplare de peșt i (Cidu et al., 2009).
Agricultura și creșterea animalelor . Creșterea numărului populației include implicit
creșterea cererii de hrană, ceea ce semnifică dezvoltarea și amplificarea activităților agricole
(pentru obținerea surselor principal e de hrană ). Pentru creșterea și obținerea unor producții
corepunzătoare cererii de piață a produselor agricole, numărul monoculturilor agricole a
crescut, iar utilizarea produșilor sintetici (îngrășăminte, pesticide, ins ecticide) c u rol de
asigurare și sporire a producției s -a intensificat . Astfel, asigurarea unor condiții
corespunzătoare monoculturilor agricole a dus la distrugerea habitatelor unor diverse specii de
plante, insecte și animale.
Din punct de vedere cantita tiv și calitativ , apele subterane sunt afectate ca urmare a
gestionăr ii necorespunzătoare a activităților agricole. Datorită utilizării unor cantități crescute
de apă necesare pentru irigarea terenurilor agricole, cantitatea surselor destinate obținerii ap ei
potabile scade, afectând și calitate a acestora din punct de vedere chimic (concentrațiile cresc
peste valorile limită maxim admise) și organoleptic ( datorită scăder ii efectului de diluție a
compușilor chimici , efect soldat cu creșterea concentrația cantității de substanțe chimice).
Pânza de apă freatică prezintă contaminare cu fertilizatori, concentrații ridicate de nutrienți
(NO 2-, NO 3-, NH 4+, P, K), pesticide organoclorurate, organofosforice, carbamate, datorită
utilizării excesive a acestora în sc opul creșter ii producției agricole (Kazakis & Voudouris,
2015). Cantitățile considerabile de chi micale care ajung în mediu au urmări semnificative
asupra sănătății umane . Anual, la nivel mondial, aproximativ trei miliarde de persoane sunt
otrăvite cu pesticide, rezultând sute de mii de decese (Smith & Siciliano, 2015, Somashekar et
al., 2015). Utilizarea apei subterane ca sursă de apă potabilă pentru sugari, contaminat e cu
produși ai azotului constituie cauza apariție i sindromului „blue baby” sau
methemoglobinemie (Sadeq et al., 2008).
Activitatea de c reștere a animalelo r prezintă de asemenea, efecte negative asupra
mediului , în special asupra apelor subterane , datorită depo zitării în condiții neadecvate a
deșeurilor fecaliere și reziduurilor de cultură. Acestea reprezintă surse de compuși ai azotului
(NO 2-, NO 3-, NH 4+), P, K, săruri și agenți patogeni (virusuri și bacterii), care prin scurgeri
ajung direct în pânza freatică. O altă problemă importantă privind poluarea apei este
reprezentată de prezența în cantități ridicate a compușilor azotului (NO 2-, NO 3-, NH 4+)

16
proveniți ca urmare a desfășurării activităților agricole (Fleșeriu & Oroian, 2010). Problemele
datorate nitrați lor nu sunt date de prezența acestora în apă și în sol, care este una cu origine
naturală, făcând parte din circuitul natural al azotului , ci de concentrațiile ridicate, care sunt
adiționate de agricultură (Clements et al., 2014 ). Plantele utilizează azoti ții ca sursă de azot,
însă concentrațiile ridicate nu pot fi folosite în totalitate, astfel încât excesul ajunge direct în
sol, iar apoi în apa subterană și apa de suprafață , compușii dizolvându -se ușor și fiind foarte
solubili (Fleșeriu & Oroian, 2010). Surse de nitrați sunt fertilizatorii sintetici și naturali ( gunoi
de grajd ) cu conținut de azot.
În România s-au desemnat pentru prima dată în anul 2003 zone potențial vulnerabile și
zone vulnerabile privind contaminarea cu nitrați , astfel încât aproximativ 7,0 % din suprafața
țării (14 % din suprafața agricolă) este reprezentată de localități vulnerabile (Fleșeriu &
Oroian, 2010). Localități din Carpați i de curbură și Transilvania sunt caracterizate de
concentrații de nitrați pest e limita maximă admisă, datorită activităților agricole și domestice
(Hoaghia et al., 201 4a; Hoaghia et al., 201 5a; Hoaghia et al., 20 16b; Șenilă et al., 2015;).
Țările în curs de dezvoltare se confruntă cu creșterea cantităților de deșeuri agricole,
menajere și industriale și cu scurgeri ale apelor uzate, impactul cumulat al acestora asupra
aerului, solului, resurselor de apă și implicit asupra sănătății omului fi ind semnificativ
(ElMekawy et al., 2015, Cardoen et al., 2015). Astfel, în 1991 apare Directiva Nitrați și în
2000 Directiva cadru pentru apă , al căror scop a fost protecția apelo r (patrimoniu care trebuie
conservat și protejat) împotriva contaminării cu nitrați rezultați din activitățile agrico le, printr –
un management durabil (Fleșeriu & Oroian, 2010 ).

I.1.2.2. Bioacumularea poluan ților
Bioacumularea este un proces natural și esențial în ceea ce prive ște creșterea și
dezvoltarea organism elor viețuitoarelor, acstea zilnic acumulând vitamine, minerale, amino
acizi și grăsimi esen țiale (Arapis et al., 2006 ). Însă, a similarea compu șilor chimici ca urmare a
consumului de apă și hrană cu con ținut ridicat de substan țe chimice, cu potențial t oxicologic
este definită ca bioacumulare (Smith et al., 1988, U.S. Geological Survey, 2014 ). Procesul de
bioacumulare este rezultatul interacțiunii dintre asimilare a, depozitare a și eliminarea
compușilor chimici toxici, conform Arapis et al. (2006) . În momentul în care nivelul
concentra ției compusului chimic acumulat de către organism depă șește nivelul concentra ției
din apă, sol sau aer are loc un proces specific de acumulare, respectiv de bioconcentrare , iar

17
dacă se depă șește concentra ția substan ței chimice din alimenta ția consumată are loc procesul
de biomagnificare (Inoue et al., 2012 ).
Substan țele chimice, precum complecșii organometal ici, metale le (Cd, Pb, As) și
substanțe le chimice organice, ca hidrocarburile aromatice policiclice (PAH) , pesticide le
organoclorurate (POC), compuși i fenolici și chiar și produsele farmaceutice au capacitatea de
a se bioacumula în țesutul animalelor, oamenilor și plantelor (Huckins et al., 1997 ; Loehr,
1988 ; Lane et al., 2015 ; Khan et al., 2016 ). Inițial , substanțele după pătrund erea în organism
sunt distribuite, excretate și apoi metabolizate sau depozitate ( Arapis et al., 2006 ). Procesul de
bioacumulare este variat , atât între indivizii aceleiași specii, cât și între specii, bioacumularea
fiind mai des întâlnită în cazul organismel or mai longevive și cel or de talie mare decât a celor
de talie mică și cu perioadă scurtă de viață (Arapis et al., 2006 ).
Există patru factori semnificativi în funcție de care procesul de bioacumulare are loc și
anume : proprietățile fizico -chimice proprii moleculelor compusului chimic, caracteristicile
organismului expus, condițiile de mediu și poate c el mai important, lanțul trofic (Huckins et
al., 1997). Tendința compușilor chimici de a se bioacumula este dată de lipofilicitate
(acumulare în țesut gras, ca urmare a trecerii în organism prin membran ele celular e), slaba
capacitate de solubilitate în apă , de persistența compusului în mediu și de mărimea și
greutatea moleculară ale compusului (Huckins et al., 1997 , Loehr, 1988 ; Arapis et al., 2006 ).
Totodată, substan țele chimice toxice au tendin ța și capacitatea de a se mobiliza pasiv
dintr -un mediu caracterizat de prezen ța unor concentra ții ridicate , într-un mediu în care există
concentra ții scăzute de compu și toxici, respectiv din mediul înconjurător în interiorul corpului
viețuitoarelor (difuzie) (Arapis et al., 2006 ). Capacitățile compușilor chimici de rezistență în
fața degradării, de a se mobi liza și de a fi biodisponibili și lipofilicitatea sunt date de
legăturile chimice ale moleculelor organice și naturii atomilor (Huckins et al., 1997).
În general, compușii ch imici caracterizați de solubilitate în mediul apos sunt asimilați
cu ușurință de către celule, având un potențial scăzut de bioacumulare ( Arapis et al., 2006 ).
Procesul de bioacumulare are loc doar în cazul în care rata asimilării compușilor chimici
depășe ște rata eliminării acestora din organism (Huckins et al., 1997). Substanțele chimice pot
fi eliminate din organism dacă acestea sunt slab legate în mediul celular și dacă procesul de
asimilare are loc lent sau pot fi stocate temporar, ca urmare a dizolvăr ii în grăsimi sau legării
cu proteinele ( Arapis et al., 2006 ). Organismul elimină lent compușii lipofilici, aceștia având
potențial mare de bioacumulare, deși , ca urmare a reacțiilor metabolice compușii toxici sunt
transformați în metaboliți solubili în ap ă, fiind eliminați mai ușor (Arapis et al., 2006 ).

18
La nivel mondial și național, pesticidele organoclorurate (POC) și diclor-difenil –
tricloretanul (DDT) sunt compuși organici (doar doi din câteva sute) caracterizați de
persistență și capacitate mare de bioacum ulare, care pun probleme sănătății organismelor
acvatice și implicit animalelor terestre și omului (Dallaire et al., 2013; Tarcau et al., 2013).
Studii recente arată bioacumularea unor produse farmaceutice, în midii (Lasmigona costata ),
chiar dacă m ajoritatea substanțelor farmaceutice sunt solubile în apă, în general
neacumulându -se (Solla et al., 2016 ).
Metalel e sunt distribuite pe întreaga suprafaț ă a Pământului , având atât surse naturale
cât și antropice ( Khan et al., 2016 ). Numeroase studii demonstrează influențe negative asupra
sănătății animalelor și omului, chiar și la concentrații scăzute, datorită capacității acestora de a
se bioacumula, toxicității și datorită persistenței ridicate sau non -biodegradării acestora ( di
Salvatore et al., 20 08; Khan et al., 2016 ). Monteiro et al (2007) clasează metalele toxice
precum cele ne esențiale și anume Cd și Pb , în categoria citotoxicelor, fiind răspunzătoare de
apariția mutațiilor și cancerului (Monteiro et al., 2007; Khan et al., 2016).
Necesitatea consumului apei, importanța consumului vegetalelor (vegetalele frunzoase
sunt considerate plante potențial hiperacumulatoare) și contaminarea acestora cu metale sau
alte substanțe chimice toxice nu pot fi ignorate, mai ales datorită faptului că acestea re prezintă
surse importante de microelemente și macroelemente ; însă, totodată pot imprima efecte
negative severe asupra sănătății animalelor și oamenilor ( Khan et al., 2008; Khan et al.,
2016 ).
Conform studiilor , există o corela ție pozitivă între bioacumularea metalelor și
analizel e histopatologice, acestea putând fi utilizate în evaluarea poluării cu metale a
sistemelor acvati ce, ca biomarkeri (Albu et al., 2015). Albu et al. (2015) demonstrează
acumularea metalelor (Pb, Fe, Cd, Cu, Cr, Zn, Mn) în propor ții diferite func ție de specie
(pești din râul Cri șul Negru, România ) și de țesut, fiind în corela ție directă cu nivelul
expunerii. Modificările histopatologice sunt în concordan ță cu bioacumularea metalelor ,
severitatea fiind mai pronun țată în cazul rinichilor și ficatului (Albu et al., 2015).

I.2. Legislația privind calitatea apelor subterane, apei potabile și solului

Două treimi din suprafața Pământului sunt acoperite de apă. Apa este cea mai
răspândită substanță (în atmosferă, litosferă, biosferă, formând hidrosfera), totodată și

19
elementul indispensabil vieții. Apa reprezintă baza și esența tuturor proceselor biologic e,
meteorologice, geologice, antropogene.
Cererea de apă pentru consum (apa subterană și apa de suprafață utilizate ca surse de
apă potabilă) în procese industriale, activități agricole (creșterea cererii și producției de hrană)
la nivel mondial a crescut de-a lungul anilor, odată cu creșterea numărului populației (Scheili
et al., 2015). Deversările directe în bazinele apelor de suprafață, oceane, mări și scurgerile în
apa freatic ă au dus la modificarea calității și cantității surselor de apă subterană și apă de
suprafață (Liu et al., 2015). Consumul unei ape caracterizate de o calitate scăzută imprimă
efecte negative asupra sănătății omului și animalului.
Așadar, protejarea calității apei prin stoparea sau limitarea deversărilor rezultate în
urma activită ților antropogene (compuși chimici toxici și persistenți) în mediul acvatic
reprezintă un obiectiv principal al legislației internaționale și naționale. Alături de legislație,
(Legea 311 din 2004 , privind calitatea apei potabile, Ordinul 621 din 18 Iulie 2 014, privind
aprobarea valorilor de prag pentru apele subterane din România, Directiva cadru privind apa –
2000/60/CE , Directiva Consiliului , privind protecția apelor împotriva poluării cu nitrați
proveniți din surse agricole – 91/676/CEE ) s-au întocmit și g hiduri cu obiective și scop
similare (Ghid pentru calitatea apei potabile elaborat de Organizația Mondială a Sănătății în
anul 2011, ghid pentru noxe chimice întocmit de Agenția de Protecție a Mediului –
Environmental Protection Agency, EPA din S.U.A.) (Legea 311, 2004; Directiva cadru
privind apa, 2000; Directiva Consiliului, 1991; Ordin 621, 2014; U.S. EPA, 2015; WHO,
2011) .
Mineritul, industria metalurgică și chimică au pus și pun în continuare presiune asupra
mediului acvatic și asupra solului, în ceea ce privește modificarea conținutului chimic și
alterarea aspectului, esteticului. Solul din mediul urban este afectat de o v arietate de activități
antropogene, precum deversarea sau scurgerea apelor reziduale industriale, apele uzate
provenite din levigarea nămolurilor depozitate pe sol, emisiile eliberate de autoturisme.
Aceste surse de poluare constituie surse de contaminare cu metale grele, problemă întâlnită la
nivel global, cu efecte negative asupra mediului și populației (Kardel et al., 2012, Karim et
al., 2015). Recăpătarea calități i bune a solului (remedierea) este dificilă comparativ cu apa sau
aerul și de durată. Prote jarea solului este de asemenea, un obiectiv principal al normelor,
precum Ordinul 756 din 1997 – al ministrului apelor, pădurilor și protecției mediului pentru
aprobarea Reglementării privi nd evaluarea poluării mediului . Importanța calității acestuia este
strâns corelată cu calitatea apei subterane, apei de suprafață și vegetației, având în vedere

20
trecerea succesivă a componenților chimici prin lanțul trofic
(atmosferă→apă→sol→plante→om).

I.2.1 Legislație internațională
Directiva cadru privind apa (2000/60/CE) a Parlamentului European și a
Consiliului din 23 Octombrie 2000 de stabilire a unui cadru de politică comunitară în
domeniul apei . Directiva Cadru 2000/60/CE stabilește un cadru de acțiune comunitară pentru
protecția apelor subterane, de suprafață, apelor de coastă și apelor de tranziție (Directiva
cadru, 2000) . Scopul directivei este realizarea unei stări chimice și ecologice bune pentru
apele comunitare până în anul 2015 , având ca obiective: protecția mediului, prevenirea și
reducerea poluării, promovarea folosirii durabile a apei, atenuarea secetei și inundațiilor
(Directiva cadru, 2000). Norma cuprinde și o serie de obiective de mediu adresate în principal
statelor membre, în scopul protejării, îmbunătățirii și refacerii corpurilor de apă de suprafață,
subterană și a zonelor protejate (Directiva cadru, 2000) . Prin atingerea obiectivelor de mediu
se va obține „starea bună” a apelor de suprafață și apelor subterane (Directiva cadru, 2000).
Directiva consiliului din 12 decembrie 1991, p rivind protecția apelor împotriva
poluării cu nitrați proveniți din surse agricole . Obiectivele directivei sunt prevenirea și
reducerea poluării la nivelul apei provocat e de activitățile agricole datorită utilizării nitrați lor
(Directiva 676/CEE, 1991). Zonele vulnerabile care alimentează surse de ape trebuie să fie
clar definite de către statele membre în termen de doi ani de la data implementării directivei,
cu excepția statelor care au implementate programe preventive, prin aplicarea unor coduri de
bune practici a le activităților agricole (Directiva 676/CEE, 1991). Aceste programe de acțiune
se pun în practică într -un interval de timp de patru ani de la data elaborării lor (Directiva
676/CEE, 1991). Astfel, conținutul de nitrați al apelor dulci se monit orizează, timp de doi ani,
supraveghere ce se reia o dată la patru ani, în cazul în care concentrația de 25 mg/l este
depășită; dacă această concentrație este mai scăzută de 25 mg/l, monitorizarea se va realiza o
dată la opt ani (Directiva 676/CEE, 1991). De asemenea, starea de eutrofizare a apelor se
evaluează o dată la patru ani (Directiva 676/CEE, 1991).
Ghid pentru calitatea apei potabile, Ediția a IV a, Organizația Mondială a Sănătății,
[Guidelines for drinking water quality, Fourth edition, World Hea lth Organization, WHO,
2011] . La nivel internațional, Organizația Mondială a Sănătății (World Health Organization –
WHO) a publicat începând cu anii 1958, 1963, 1971, standarde privind apa potabilă ( WHO
International standards for drinking water ), iar în anii 1983 -1984, 1993 -1997, 2004 ghiduri

21
referitoare la calitatea apei potabile ( WHO, 2011 ). În 2011, a IV -a ediție a ghidului a apărut
ca urmare a integrării ghidului al III -lea cu anexele adăugate acestuia în anii 2006 și 2008.
Ghidul conține in formații referitoare la managementul siguranței apei potabile, aspecte legate
de conținutul chimic, radiologic și microbiologic al apei, contaminanți chimici, hazarde
chimice și microbiologice. Ghidul cuprinde și o descriere a substanțelor chimice pentru c are
nu s-au stabilit valori recomandate și argumentele pentru care nu s -au stabilit. (WHO, 2011).
Regulamente E.P.A. S.U.A privind calitatea apei potabile U.S. EPA –Ghid pentru
Noxe chimice . Agenția de protecție a mediului din Statele Unite ale Americii (E nvironmental
Protection Agency, EPA U.S.) a emis regulamente referitoare la calitatea apei potabile.
Regulamentele sunt reprezentate de standarde naționale primare și standarde secundare,
respectiv Regulamente naționale primare ale apei potabile : (NPDWRs sau standarde primare)
și Regulamente naționale secundare ale apei potabile (NSDWRs sau standarde secundare)
(National Primary (NPDWRs) and Secondary Drinking Water Regulations (NSDWRs ) (U.S.
EPA, 2015).
Scopul standardelor primare sau regulamentelor națion ale primare ale apei potabile
este protejarea sănătății publice prin limitarea nivelului contaminanților în apa potabilă (U.S.
EPA, 20 15). Acestea se aplică sistemelor de apă publice și cuprind o listă în care sunt
prezentate ținta nivelului de contaminant maxim admis (Maximum Contaminant Level Goal,
MCLG) și nivelul de contaminant maxim admis (sau metoda de tratare) (Maximum
Contaminant Level, MCL sau Treatment Technique, TT). MCLG se referă la nivelul
contaminantului în apa potabilă sub care nu există ris c cunoscut sau așteptat asupra sănătății,
reprezentând standarde neexecutorii (U.S. EPA, 20 15). MCL sau TT este standard executoriu
și constituie cel mai ridicat nivel de contaminanți permiși în apa potabilă (U.S. EPA, 20 15).
Tabel I.1. Lista Ordonanței S ecundare Naționale apei potabile, conform standardelor Agenției de
Protecție a Mediului, EPA (Environmental and Protection Agency) ( U.S. EPA, 2015 )
Contaminant Standard
Secundar Contaminant Standard
Secundar
Aluminiu (mg/l) 0,05-0,2 Fier (mg/l) 0,3
Agenți de spumare (mg/l) 0,5 Fluor (mg/l) 2,0
Argint (mg/l) 0,10 Mangan (mg/l) 0,05
Clor (mg/l) 250 Solide total dizolvate (mg/l) 500
Culoare (unități de culoare) 15 Sulfat (mg/l) 250
Cupru (mg/l) 1,0 Zinc (mg/l) 5
Coroziune necoroziv pH 6,5-8,5
Cele două ordonanțe diferă prin obligația (standardele primare) și acordul (standardele
secundare) îndeplinirii valorilor parametrilor chimici ai apei potabile ( Tabel I.1 .) Depășirea

22
valorilor stabilite poate influența utilizarea apei din sistemul public de către consumatori (U.S.
EPA, 20 15).

I.2.2 Legislație națională
Având în vedere importanța apelor de suprafață și subterane (surse de apă potabilă)
prin prisma influențării și modif icării calității (datorită activităților ant ropice) se imoune
existența unei monitoriz ări calitativ e. Totodată, limitarea evacuărilor în sursele de apă
constituie un prim și semnificativ pas în ceea ce privește prevenirea și protejarea
ecosistemului acvati c. Astfel, s -au emis legi și ordine privind calitatea apelor la nivel național
și internațional. Normele privind protejarea apei potabile includ valori prag sau concentrați i
maxim admise (CMA) ale contaminanților fizico -chimici și biologici, specifice fiec ărei țări.
Legea 311 din anul 2004 – pentru modificarea și completarea Legii nr. 458 din anul
2002 privind calitatea apei potabile . Legea 311 din anul 2004 are ca scop modificarea și
completarea Legii cu numărul 458 din 2002 . Norma din 2002 privește calitatea apei potabile
cu obiectivul referitor la protecția sănătății omului împotriva efectelor negative datorate
consumului unei ape potabile contaminate, asigurându -se calitatea acesteia („ o apă sanogenă
și curată ”) (Legea 458, 2002). Legea 311 prevede încadrarea valorilor parametrilor fizico –
chimici și biologici ( Tabel I.2.) sursei de apă utilizată ca sursă de apă potabilă în valorile
stabilite și prevăzute în cadrul anexelor acesteia (Legea 311, 2004).
Tabel I.2. Concentrațiile maxim admise (CMA) ale parametrilor de calitate ai apei potabile,
conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2004)

Parametru Valoare
CMA* Parametru Valoare
CMA*
Arsen (µg/l) 10 Nichel (µg/l) 20
Cadmiu (µg/l) 5,0 Nitrați (mg/l) 50
Cloruri (mg/l) 250 Nitriți (mg/l) 0,50
Crom total (µg/l) 50 pH 6,5-9,5
Cupru (mg/l) 0,1 Sodiu (mg/l) 200
Conductivitate (µS/cm) 2500 Sulfat (mg/l) 250
Duritate totală (°d) 5 Stibiu (µg/l) 5,0
Fier (µg/l) 200 Plumb (µg/l) 10
Fluor (mg/l) 1,2 Zinc (mg/l) 5000
Mangan (µg/l) 50
*aferent Legii 311 din 2004

În mediul rural, sursele de apă potabilă (fântâni, captări de apă și puțuri de adâncime
mică) trebuie analizate la interval de 1 -3 luni (Lege 311, 2004). În cazul în care parametrii

23
apei analizate nu corespund condițiilor de potabilitate conform legislației, utilizarea acesteia
va fi interzisă atât pentru consumul uman și animal, cât și pentru irigarea terenurilor agricole.
Indicatorii de calitate analizați în cadrul analizelor de eva luare a calității apei potabile trebuie
să urmărească parametrii de performanță (limita de detecție, precizia și acuratețea) în
conformitate cu legislația, conform Legii 311 .
Ordinul Nr. 621/2014 – privind aprobarea valorilor de prag pentru apele subterane
din Români . Ordinul 621/2014 a fost emis de ministrul delegat pentru ape, păduri și
piscicultură, aprobându -se valorile de prag unice la nivel național, aplicate corpurilor de ape
subterane din România (Ordin 621, 2014) . Corpurile de ape sunt cla sificate pentru fiecare
bazin hidrografic, respectiv pentru fiecare administrație bazinală (total de 11 administrații în
țară) (Ordin 621, 2014).
Localitatea studiată în cadrul prezentei tez e de doctorat se încadrează în A dministrația
Bazinală de Apă Mureș , având în componență 24 de corpuri de apă subterană (Tabel I. 3.).
Tabel I.3. Corpurile de apă subterană și valorile prag aferente (Ordin 621, 2014; Ministerul Mediului,
2009)
Corp de apă
subterană As Cd Cl Cr Cu NH 4+ NO 2- Ni Pb PO 43- SO 42- Zn
mg/l
ROMU01 0,01 0,005 250 0,05 0,1 1,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU02 0,01 – 250 – – 0,5 0,5 – – 0,5 250 5,0
ROMU03 0,01 0,005 250 0,05 0,1 1,1 0,5 0,02 0,01 0,5 325 5,0
ROMU04 0,01 0,005 250 0,05 0,1 3,1 0,5 0,02 0,01 0,5 295 5,0
ROMU05 0,01 0,005 250 0,05 0,1 0,8 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU06 0,01 0,005 250 0,05 0,1 – 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU07 0,01 0,005 250 0,05 0,1 1,2 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU08 0,01 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU09 0,01 0,005 250 0,05 0,1 – 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU10 0,01 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU11 0,01 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU12 0,01 0,005 250 0,05 0,1 0,5 – 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU13 0,01 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU14 – 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 – 0,5 250 5,0
ROMU15 – 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU16 0,01 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU17 0,01 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU18 – 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU19 – 0,005 250 0,05 0,1 – 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU20 – – 250 0,05 0,1 1,9 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU21 – – 250 – – 0,9 0,5 0,02 – 0,5 250 –
ROMU22 0,04 0,005 250 0,05 0,1 0,5 0,5 0,02 0,01 0,5 250 5,0
ROMU23 – – 250 – – 0,5 – – – – 250 –
ROMU24 0,01 0,005 250 0,05 0,1 4,2 0,5 0,02 0,01 1,2 250 –
Pentru fiecare corp de apă subterană s -a stabilit câte un prag de alertă pentru fiecare parametru
fizico -chimic (As, Cd, Cl, Cr, Cu, NH 4+, NO 2-, Ni, Pb, PO 43-, SO 42-, Zn). Zonei Mediaș,

24
corpul de apă subterană corespunzător este ROMU05 (terasele și lunca râului Târnava Mare)
și are valorile prag pentru indicatorii fizico -chimici conform tabelului 1.3 (Ordin 621, 2014;
Administrația Naționa lă „Apele Române” et al., 2009).
Ordinul Nr. 756 / 1997 – al ministrului apelor, pădurilor și protecției mediului
pentru aprobarea Reglementării privind evaluarea poluării mediului. Ordinul 756 /1997
include reglementări privind evaluarea poluării mediului care urmăresc poluarea apei, aerului
și solului. Legea stabilește praguri de intervenție și praguri de alertă pentru contaminanții din
apă, aer și sol. Pragurile de intervenție și de alertă se referă la situațiile în care trebuie să aibă
loc intervenția ( evaluarea riscului și reducerea efectelor poluării, cu scopul de a diminua
evacuările, emisiile poluanților în mediu), respectiv avertizarea autorităților competente
privind existența unei poluări potențiale a factorilor de mediu (Ordin 756, 1997).
Tabel I.4.Valorile de referință pentru compușii anorganici de interes în sol stabilite
prin Ordinul 756 din anul 1997 (Ordin 756, 1997)
Metale Valori
normale
(mg/kg) Praguri de alertă
(mg/kg) Praguri de intervenție
(mg/kg)
Sensibile
Mai puțin
sensibile Sensibile
Mai puțin
sensibile
Arsen 5 15 25 25 50
Bariu 200 400 1000 625 2000
Cadmiu 1 3 5 5 10
Cupru 20 100 250 200 500
Mangan 900 1500 2000 2500 4000
Nichel 20 75 200 150 500
Plumb 20 50 250 100 1000
Taliu 0,1 0,5 2 2 5
Zinc 100 300 700 600 1500
Brom – 50 100 100 300
Sulfați – 2000 5000 10000 2000

Anexa legii prevede valorile prag de alertă și valorile de intervenție pentru compuși
anorganici (metale și alte elemente, precum CN-, F-, Br-, S2-), hidrocarburi din petrol
(hidrocarburi aromatice mononucleare, hidroxilbenzeni, hidrocarburi aromatice polinucleare –
HAP, hidrocarburi din petrol), compuși organici organoclorurați (clorbenzeni, clorfenoli,
bifenili policlorurati) și pesticide organoclo rurate. În Tabelul I.4. sunt prezentate pragurile de
alertă și pragurile de intervenție urmelor de metale, conform Ordinului 756.

25

CAPITOLUL II
SURSE ALE APEI POTABILE DIN
LOCALITATEA MEDIA Ș

II.1. Scurtă prezentare a zonei Mediaș
II.1.1 Mediaș – scurt istoric

Municipiul Mediaș, ca vatră, semnată documentar apare în anul 1267, dezvoltându -se
sub adăpostul fortificației din piatră (Oancea et al., 1987). Localitatea a fost și este cunoscută
prin dezvoltarea unui număr considerabil de bresle meșteșugărești, urmate de o varietate de
industrii (Oancea et al., 1987). În 1881 apare industria: fabrica de încălțăminte și de pielărie,
urmată de fabrica de vase emailate (1921 -2015), fabrica de țesătorie bumbac, fabrica de sticlă
(1992) (Oancea et al., 1987). Astfel, orașul a fost caracterizat de un profil funcțional complex,
dominat de industrie, ocupând 70 % din populația activă (Oancea et al., 1987). În anii 1900,
localitatea este cunoscută ca fiind un oraș puternic industrializat, ca astăzi aproxima tiv 90 %
din industria existentă inițial să dispară (Oancea et al., 1987). Pe primul loc în structura
producției industriale s -a situat construcția de mașini, prelucrarea metalelor (58 ,4 %),
industria sticlei (11 ,3 %), industria alimentară (10 ,3 %), urmată de industria pielăriei și
încălțămintei (9 ,4 %), textilă (6 ,7 %) și prelucrarea lemnului (1 ,7 %) (Oancea et al., 1987).

II.1.2 Caracterizarea zonei din punct de vedere fizico -geografic

Municipiul Mediaș aparți ne județului Sibiu, fiind al doilea oraș ca mărime din județ.
Din punct de vedere fizico -geografic, Mediaș este situat în Podișul Târnavelor, subdiviziune a
Podișului Hârtibaciului, încadrată în Depresiunea Colinară a Transilvaniei (Oancea et al.,
1987). Este localizat în partea de nord a județului și situat în centrul țării ( Figura II.1 .), cu
coordonatele geografice 46°9’50”N și 24°21’3”E (Raport municipiul Mediaș, 201 5).

26
Suprafața de întindere este de aproximativ 62 ,6 km2, iar numărul populației conform ultimului
recensământ din anul 2011 este de 46 .530 de locuitori (Raport municipiul Mediaș, 201 5). În
anul 1985, municipiul a fost locuit de 72 .593 de locuitori, astfel încât, în decursul a
aproximativ 30 de ani, numărul locuitorilor s -a redus cu aproximativ 64 %, ca urmare a
scăderii natalității (Raport municipiul Mediaș, 201 5).

Figura II.1. Localizarea ariei de studiu la nivel național și la nivel județean

Localitățile învecinate orașului sunt Dârlos (7 km Nord -Est), Târnava (8 km Sud-
Vest), Moșna (11 km Sud), Copșa Mică (13 km Sud -Vest), Bazna (14 km Nord -Vest), Ațel
(20 km Est) (Oancea et al., 1987). Râul Târnava Mare străbate orașul de la Vest spre Est,
Mediașul fiind localizat în bazinul mijlociu al acestuia, în cadrul bazinului hidrografic Mureș.

II.1.3 Geologia, geomorfologia si solul zonei

Podișul Hârtibaciului se întinde pe o suprafață de 3700 km2, fiind limitat din punct de
vedere geografic de valea Palos – Culmea Beia – valea Archita în partea estică, de râul
Târnava Ma re în partea nordică, la sud fiind localizată Depresiunea Făgărașului, iar Culoarul
Visei limitează partea de vest a podișului (Pascu, 2013).
Podișul este divizat în trei subdiviziuni (Hârtibaciu de Nord, Hârtibaciu de Sud și
Dealurile Roadeș sau Beia), ca racterizat de adâncimea și direcția de fragmentare, hidrografia,
solul, geologia, vegetația și climatul (Pop & Benedek, 1997; Pascu, 2013). Valea

27
Hârtibaciului secționează primele două subdiviziuni diferite din punct de vedere al perioadei
de formare a depozitelor: depozite pliocene în Hârtibaciu de Nord și depozite miocene în
Hârtibaciu de Sud (Pop & Benedek, 1997; Pascu, 2013).
Relieful este repre zentat de dealuri cu înălțimi cuprinse între 600 m și 800 m,
înălțimea crescând pe direcția Vest -Est. Dealurile prezintă structuri cutanate (sinclinale,
anticlinale, domuri) sau monoclinale (Oancea et al., 1987; Șoneriu, 1972).
Nivelul local de bază al râu lui Târnava Mare, fiind mai coborât decât cel al podișului
Hârtibaciului imprimă reliefului, în partea de nord, un stadiu de evoluție al versanților și un
caracter de tinerețe (Oancea et al., 1987). Eroziunea regresivă afluenților râului Târnavei Mari
este cauza principală formării unei alternanțe de văi înguste și interfluvii (Oancea et al.,
1987).
Din punct de vedere geologic, localitatea studiată este alcătuită din formațiuni miocene
și pliocene. Formațiunile pliocene sunt reprezentate de marne pannonie ne, nisipuri cu grosimi
de pânâ la 600 -800 m și intercalații de gresii concreționare și stratificate, conform Oancea et
al., (1987). Gresiile sunt bine cimentate, prezentând formă discodidală sau sferoidală.
Formațiunile miocene sunt alcătuite din depozite sarmațiene formate din nisipuri, pietrișuri,
gresii, intercalații de tuf vulcanic, argile, marne și conglomerate slab cimentate (Oancea et al.,
1987). Spre baza complexului nisipos, se află cel mai important orizont reper, și anume tuful
andezitic de Ighi ș, cu grosimea de 2 ,0 cm. Se poate constata, predominanța unor depozite
friabile, care nu mențin apa în orizonturile superficiale (lipsa straturilor de roci dure
influențează structura reliefului) (Oancea et al., 1987).
Podișul Hârtibaciu este caracterizat de o fizionomie edafică mozaicată, dată de
alternanța mai multor tipuri de straturi, predominând solurile brune luvice, brune -podzolice
sau argiloiluviale, podzolice, brune cu mezobazice și luvisoluri albice (Oancea et al., 1987).
În arii mai mult sau mai puțin continue, pe versanți se intercalează subordonat soluri negre
clinohidromorfe, soluri cernoziomice, pseudorendzine , regosoluri și erodisoluri (Oancea et
al., 1987). Solurile aluviale predomină localitatea luncii râului Târnavei Mari, caracterizate de
conținut de humus moderat, favorabile culturilor agricole (Oancea et al., 1987). Larg
răspândite sunt și solurile negre argiloase, foarte neuniforme, a căror formare este legată de
prezența unor depozite marmoase sau argilo -marmoase (Reti, 2007). Pătura solurilor este
caracterizată de o largă amplitudine ecologică pentru vegetația forestieră și cea agricolă
(Oancea et al., 1987).

28
II.1.4 Hidrologia și hidrogeologia zonei

Conform Oancea et al. (1987), rețelele hidrogra fice din regiunea podișului Hârtibaciu
sunt dens organizate, datorită pânze i freatice abundente, favorizate de stratele permeabile de
gresii și nisipuri (depozitele pannoniene din partea de vest și de nord a podișului).
Apele subterane reprezintă o resursă importantă, fiind destinate cu precădere
consumului menajer. Corpurile de apă subterană sunt clasificate în două categorii mari:
1. ape freatice , care reprezintă o sursă de alimentare directă a rețelei hidrografice
prin izvoare. Se găsesc la adâncimi mici și se află sub influența directă a condițiilor
climatice. Adâncimea lor este de 0 ,0-0,5 m în albia minoră, 4 ,0-5,0 m în albia
majoră și 10 m pe versanți (Oancea et al., 1987).
2. ape de adâncime, acestea fiind relativ independente de condițiile climatice. Apele
de adâncime nu contribuie la alimentarea râurilor. În localitatea de studiu s -au
localizat ape de profunzime în fundament, doar în cuvertura sedimentară, la
adâncimi de 250 -300 m (Oancea et al., 1987).
Râul Târnava Mare și afluenții acestuia sunt princip alele surse de apă de suprafață care
traversează orașul Mediaș. Râul este încadrat în bazinul hidrografic Mureș, situat în partea de
vest și partea centrală a țării. Resursele de apă ale bazinului sunt în jur de 5900 mil. m3/an, din
care se utilizează 1100 mil. m3/an, totalul resurselor bazinale de apă (de suprafață și
subterane) fiind de aproximativ 88.9 % (Oancea et al., 1987). Variațile teritoriale scurgerii
sezoniere nu sunt mari (Oancea et al., 1987).

II.1.5 Clima zonei

Particularitățile climatice ale teritoriului sunt determinate de poziția geografică,
respectiv de centrul podișului Târnavelor, caracterizat de un climat relativ blând, temperat –
continental moderat. Regiunea studiată este caracterizată de lipsa excesele climatice, datorită
formei relie fului (intercalații de văi și dealuri) (Oancea et al., 1987).
Temperaturile medii lunare variază între -2,8 °C (în luna ianuarie) și 19 ,7 °C (luna
iulie), temperatura medie anuală fiind 9 ,0 °C, iar temperaturile extreme absolute au fost de
39,2 °C înregistrate la Brateiu în data de 10.08.1992 și -34,0 °C, la Dumbrăveni, în anul 1963,
24 ianuarie (Oancea et al., 1987).

29
Valorile medii ale umezelii relative aerului sunt de 87 %, cu un minim înregistrat în
timpul iernii și un maxim la sfârșitul primăverii și începutul verii (Oancea et al., 1987).
Căderile precipitațiilor au o media anuală de 636 mm, iar valorile lunare se înscriu
între 29 ,1 mm (martie) și 96 ,5 mm (iunie). Direcția vântului este predominant vestică (Oancea
et al., 1987).

II.2. Surse de poluare antropică a apei potabile din localitatea Mediaș

Creșterea numărului populației, dezvoltarea industriei și dezvoltarea economică pun
presiuni importante asupra mediului înconjurător, în speță asupra mediului acvatic,
imprimând o poluare pr ogresivă și continuă (Voeroesmarty et al., 2010; Yang et al, 2015). La
nivel internațional și național, poluarea antropică a mediului acvatic (corpurilor de apă –
izvoare, fântâni, râuri folosite ca surse de apă potabilă) și utilizarea în exces a resurselo r
acvatice constituie cele mai semnificative probleme, având în vedere limitarea resursei apei
(Sharma et al, 2014).
Mediaș are un istoric considerabil în ceea ce privește dezvoltarea și varietatea
activităților industriale, astăzi însă, aproximativ 90 % din ramurile industriale au dispărut.
Activitățile agricole de asemenea s -au redus și chiar au încetat. Dezvoltarea municipiului pe
plan infrastructural a luat amploare în urmă cu aproximativ patru ani, perioadă în care
sistemul de alimentare cu apă și de canalizare a fost extins și pentru gospodăriile care anterior
nu au beneficiat de acest serviciu.

II.2.1 Sistem ul de canalizare

Populația și animalele domestice joacă un rol important în contaminarea cu organisme
bacteriologice a apei, culturilor și ali mentației, introducând agenți patogeni în mediu prin
depozitarea n ecorespunzătoare și scurgerile dejecțiilor umane și animale (Bofill -Mas et al.,
2016).
Până în anul 2011, serviciile de alimentare cu apă potabilă și de canalizare nu au fost
implementate, populația utilizând apa din fântâni private sau izvoare publice ca surse de apă
potabilă. Lipsa sistemului de canalizare a obligat utilizarea grupurilor sanitare, precum toalete
uscate, bazine de vidanjare sau bazine de colectare a fecalelor și dejecțiilor . Distanța mică
dintre „sistemul tradițional” și sursa de apă potabilă a influențat compoziția apei subterane,

30
prin îmbogățire cu compuși ai azotului (NO 2-, NO 3-, NH 4+) și prezența microorganismelor
patogene (bacterii coliforme, bacterii fecaliere coliforme, Echerichia coli). Există o corelație
între prezența bacteriilor patogene și conținutul ridicat de nitrați și scurgerile sistemului de
canalizare, respectiv a sistem ului tradițional de depozitare a deșeurilor umane (Alemayehu,
2001). Datorită acestor scurgeri, conținutul de nitrați al apei subterane depășește limita maxim
admisă (50 mg/l) de aproximativ 15 ori, conținutul de cloruri fiind mai ridicat în zonele din
amonte surselor de poluare (Alemayehu, 2001). Procesul de eutrofizare se dezvoltă intens în
cadrul sistemelor acvatice (râuri) din zonele adiacente datorită conținutului ridicat de nitrați,
(Alemayehu, 2001). Coeficienții de corelație calculați din cadrul stu diului elaborat de
Alemayehu (2001) indică corelații pozitive între conținuturile de cloruri și de nitrați, ceea ce
poate implica afectarea calității apei subterane de prezența deșeurilor menajere, scurgerilor
sistemului septic și nu de scurgerile datorate activităților agric ole (Alemayehu, 2001; Pacheo
& Cabrera, 1997). De asemenea, analizele bacteriologice indică concentrații peste limita
standard stabilită de OMS (Organizația Mondială a Sănătății), de bacterii total coliforme
pentru probele de apă colect ate din izvoarele și râurile studiate (Alemayehu, 2001).
Rezultatele analizelor indică și prezența bacteriei E. coli (Alemayehu, 2001).
Conform studiilor, c ompoziția apei subterane din Mediaș, este caracterizată de
concentrații ridicate de compuși ai azotu lui (NO 2-, NO 3-, NH 4+), sursa principală fiind
scurgerile prin fisurile sistemului de canalizare și scurgerile directe din toalete uscate,
depozite necorespunzătoare de deșeuri animaliere, dar și datorită utilizării fertilizatorilor pe
bază de azot (Ro șu et al., 2014). Analizele au indicat conținut ridicat de NH 4+, NO 2-, NO 3-,
depășind concentra țiile maxim admise (Roșu et al., 2014).

II.2.2 Agricultura și zootehnia

Depozitarea necorespunzătoare a deșeurilor fecaliere de origine animală, emisiile și
utilizarea unei cantități semnificative de apă, atât pentru consum, cât și pentru irigarea
culturilor utilizate ca hrană pentru animale au impact negativ asupra calității și cantității
resurselor de apă potabilă. Acestea reprezintă surse de compuși ai azotului (NO 2-, NO 3-,
NH 4+), P, K, săruri și patogeni (virusuri și bacterii), care prin scurgeri ajung direct în pânza
freatică, așa cum am menționat în capitolul anterior.
În municipiul Mediaș până în anul 2009, era permisă creșterea bovinelor, porcinelor,
ovinelor, caprinelor și cabalinelor. Însă, prin Hotărârea Consiliului Local nr. 52, s-a interzis

31
creșterea speciilor anterior enumerate și a mai mult de 10 păsări într -o gospodărie (H otărârea,
52, 2009).

II.2.3 Unită ți industriale poluatoare din perimetrul Mediaș

În anii 1900, în România, cele mai importante surse de poluare au fost instalațiile de
acid sulfuric, uzina de negru de fum și aglomerările de fabrici chimice (Vădineanu et al.,
1991). De asemene a, Mediaș în această perioadă, a fost unul dintre cele mai intens
industrializate orașe din ța ră, dar în prezent peste 90 % din activitățile industriale s -au oprit.
Concomitent cu creșterea industrializării din localitatea Mediaș , prașul Copș a Mică a
crescut prin industria metalurgică și chimică. Orașul Copșa Mică este localizat la mică
distanță (aproximativ 15 km) de Mediaș, regiune cunoscută la nivel mondial datorită poluării
generate de două unități industriale producătoare de metale și neg ru de fum, S.C. Sometra
S.A. și respectiv S.C. Carbosim S.A. (Lăcătușu & Lăcătușu, 2010). Copșa Mică a fost
considerată un „hot spot” al poluării în Europa (Muntean et al., 2013).

II.2.3.1. S.C. Sometra S.A S.C. Carbosin S.A.
S.C. Sometra S.A
Întreprinde rea Sometra din localitatea Copșa Mică s -a înființat în anul 1939, având o
suprafață de 439 143 mp și a avut ca obiect principal de activitate obținerea de metale (Zn –
circa 3000 t/an și Pb în principal, Cd, Sb, Cu, Bi, Ag, Au) din concentrate indigene ( Sometra,
Reycom Reciclyng, 2015 ; Lăcătușu & Lăcătușu, 2010 ). Societatea comercială a produs
deopotrivă după anii 1900 și antimoniu de sodiu, aliaj de plumb -stibiu, aliaj de aur -argint,
sulfură de stibiu, acid sulfuric (Lăcătușu & Lăcătușu, 2010 ). Între 195 0-1960 și -a extins
activitățile de distilare a zincului, care au ajuns până șa aproximativ 28 .000 t/an ( Sometra,
Reycom Reciclyng, 2015 ). Din anul 1998, societatea comercială Sometra devine membru în
cadrul conglomeratului industrial grecesc „Mytilineos Ho ldings”, ( Sometra, Reycom
Reciclyng, 2015 ; Lăcătușu &Lăcătușu, 2010). Între anii 2000 -2009, producția uzinei chimice
scade considerabil până la stopare, dar pe o perioadă limitată (Lăcătușu & Lăcătușu, 2010).
Instalațiile principale proceselor tehnologice pentru realizarea produselor din cadrul
fabricii au fost (Agenția regională pentru protecția mediului Sibiu, 2006): ♦instalații pentru
producerea metalelor neferoase in minereuri, materii prime secundare, concentrate prin
procese electrolitice, metalurgic e, chimice; ♦instalații de sinterizare a minereului metalic;

32
♦instalații pentru valorificarea și eliminarea deșeurilor periculo ase; ♦instalații pentru topirea
produselor recuperate, aliajelor, metalelor neferoase, care au o cantitate mai mare de patru t/zi
pentru Cd și Pb și o cantitate mai mare de 20 t/zi pentru restul metalelor; ♦instalații de
dedurizare și de răcire a apei industriale (Agenția regională pentru protecția mediului Sibiu,
2006).
Conform agenției regionale pentru protecția mediului din Sibiu , procesele tehnologice
desfășurate în cadrul amplasamentului Sometra au fost următoarele (Agenția regională pentru
protecția mediului Sibiu, 2006): ♦producerea aliajului zinc -cadmiu și zincului rafinat,
utilizând procedeul de rafinare termică; ♦producerea stibiului prin hidrometalurgie; ♦obținerea
plumbului brut și zincului metalurgic din deșeuri prin topire reducătoare în Furnal ISP
(Imperial Smelting Proces); ♦producerea bismutului, aliajului Au -Ag prin cupelare și
pirometalurgie în cuptoare KTO; ♦obține rea aglomeratului zinco -plumbos utilizând deșeuri de
plumb și zinc și concentrate miniere, prin procesul de aglomerare (Agenția regională pentru
protecția mediului Sibiu, 2006).
Deșeurile rezultate în urma proceselor industriale de producție și proceselor de
demolare sunt depozitate ca haldă în partea de vest a platformei industriale, având un volum
de 1 ,615.923 mp și o suprafață de 192 .308 mp, în anul 2004 (Agenția regională pentru
protecția mediului Sibiu, 2006). Cantitatea materialelor depozitate sub for mă de haldă de
zgură este de aproximativ 3 ,150.000 t, din care (Agenția regională pentru protecția mediului
Sibiu, 2006): ♦zgură de furnal – aproximativ 1 ,930.000 t ; ♦clinker – aproximativ 600 .000 t ;
♦cenuși de pirită – aproximativ 300 .000 t ; ♦deșeuri neferoase și feroase, materiale de
construcții – aproximativ 320 .000 t (Agenția regională pentru protecția mediului Sibiu, 2006).
Datorită activității întreprinderii, localitatea Copșa Mică a fost considerată una dintre
cele mai poluate localități din țară și din Europa, arealul Copșa Mică fiind considerat un areal
ecologic dezechilibrat datorită activităților metalurgice neferoase desfășurate pe platforma
industrială (Muntean et al., 2013, Muntean et al., 2010, Suciu et al., 2008). În urma
desfășurării acti vităților industriale în condiții neadecvate din punct de vedere al protecției
mediului s -au emis substanțe poluatoare precum: particule de metale (Pb, Zn, Cu) și solide,
dioxid de sulf (Vrînceanu et al., 2010). Ca urmare a proceselor de combustie, oxizi d e carbon,
de azot și de sulf erau eliberați direct în atmosferă, unde aveau loc oxidarea și hidratarea lor,
formând ploile acide. Căderea ploilor acide pe sol au avut ca rezultat apariția arsurilor la
vegetație, acidifierea și degradarea solului (alterarea mineralelor, materiei organice, eroziune
la suprafață și la adâncime) (Lăcătușu & Lăcătușu, 2010).

33
S-au efectuat numeroase studii privind impactul activităților industriale asupra
factorilor de mediu (apă, aer, sol, plante) și asupra sănătății oamenilor. Conform studiilor, un
conținut bogat de emisii de pulberi în suspensie de metale grele (Fe, Cd, Zn, Cu) au depășit
limitele maxime admise impuse de legislația românească pentru sol (Muntean et al., 2013)
atât în localitatea Copșa Mică, cât și în localităț ile din arealul învecinat (Micăsasa -15 km
distanță față de Copșa Mică, Agârbici -7 km distanță față de Copșa Mică). Sursele de poluare a
solului au fost depozitarea haldei, șlamurilor în bataluri, descărcarea și încărcarea materiilor
prime și auxiliare și e misiile (de la coșurile de evacuare, fugitive și rezultate în urma arderii
combustiilor pentru funcționarea automobilelor) (Agenția regională pentru protecția mediului
Sibiu, 2006). De asemenea, cantități semnificative de emisii de oxizi de azot și carbon și de
dioxizi de sulf au fost eliberate direct în atmosferă. Acestor emisii li se adaugă și emisii de
negru de fum produse de întreprinderea S.C. Carbosin S.A.. Evacuările de emisii au dus la
modificarea ecosistemelor (atât din punct de vedere calitativ câ t și din punct de vedere estetic)
din vecinătatea platformei industriale. Populații de specii de nevertebrate, precum:
Collembola și Oribatidae s-au redus cu 11 -95 % comparativ cu zonele cu profil nepoluat, iar
speciile Lumbricidae, Nemadoda și Anchitreida e cu rol în fertilizarea și afânarea solului au
fost extirpate, (Vădineanu et al., 1991).

S.C. Carbosin S.A.
Întreprinderea Carbosin a fost timp de aproximativ 57 de ani (1936 -1993) parte din
platforma industrială din Copșa Mică (Lăcătușu & Lăcătușu, 2010 ). Uzina chimică a avut ca
obiective producția de negru de fum (din gaz metan), sulfat de sodiu, acid oxalic, acid formic,
anti-rugină și stiplex (Lăcătușu & Lăcătușu, 2010). Negrul de fum a fost utilizat ca pigment în
obținerea vopselurilor, cauciucului ș i maselor plastice (Szanto et al., 2011).
Urmele existenței fabricii se pot observa chiar și astăzi pe acoperișurile clădirilor din
Copșa Mică și pe pereții ruinelor fostei întreprinderi. În timpul funcționării acesteia, copaci,
animale, mașini, rufe aflate în vecinătatea combinatului atât din Copșa Mic ă, cât și din
localitățile învecinate (Mediaș, colonia Târnava, Axente Sever, Valea Lungă) se acopereau cu
cenușă.

34

CAPITOLUL III
MODELUL INDICILOR DE CONTAMINARE
ȘI INDICILOR DE POLUARE

III.1. Indici de contaminare și indici de poluare: defini ții, mod de calcul
(apă)

Indicii de contaminare și indicii de poluare sunt metode de calcul sau instrumente
matematice cu ajutorul cărora se evaluează statutul de poluare al apei potabile. În lucrar ea de
față s -au utilizat un indice de contaminare și doi indici de poluare aplicați pentru probele de
apă și anume: gradul de contaminare ( Degree of Contamination – Cd) indicele de evaluare
al metalelor grele ( Heavy Metal Evaluation Index – HEI) indicele de poluare cu metale grele
(Heavy Metal Pollution Index – HPI) (Prasad & Bose, 2001, Bhuiyan et al., 2010, Mohan et
al., 1996).

III.1.1 Gradul de contaminare ( Degree of contamination – Cd)

Metoda gradului de contaminare însumează efectele unui set de indicatori de calitate,
conform Bhuiyan et al. (2010), Mohan et al. (1996). Scopul metodei este de a evalua calitatea
apei prin calculul gradului de extindere al contaminării cu metale. Gradul d e contaminare , Cd
se calculează individual pentru fiecare probă de apă ca suma factorilor de contaminare pentru
fiecare element care depășește concentrația maxim admisă (CMA) (Bhuiyan et al., 2010; Edet
& Offiong, 2002; Mohan et al, 1996).
Gradul de contam inare se calculează folosind ecuațiile III.1 și III.2 (Bhuiyan et al .,
2010; Edet & Offiong, 2002; Mohan et al, 1996):

35


n
if d C C
1 III.1
1
NiAi
fCCC
III.2

în care : Cf este factorul de contaminare, CNi este reprezentat de CMA -ul parametrilor
chimici, iar CAi este concentrația pentru fiecare indicator chimic determinat (Bhuiyan et al.,
2010).
Valorile obținute clasifică apa în funcție de gradul de poluare, în trei categorii astfel:
nivel scăzut de poluare ( Cd < 1,0), nivel mediu de poluare ( Cd = 1,0) și nivel ridicat de poluare
(Cd > 1,0) (Edet & Offiong, 2002).

III.1.2 Indicele de evaluare a metalelor grele ( Heavy metal Evaluation Index – HEI)

Calitatea apelor poate fi evaluată și prin utilizarea metodei indicelui de evaluare a
metalelor grele , HEI. Indicele de evaluare este calculat și exprimat folosind ecuația III.3,
conform studiilor autorilor Edet & Offiong (2002), Mohan et al. (1996), Bhuiyan et al .
(2010):

n
i MACC
HHHEI
1
III.3

Unde: Hc este concentrația metalelor grele măsurate, iar Hmac reprezintă CMA a
indicatorilor chimici utilizați ( i). Bhuiyan et al. propun trei nivele de contaminare: nivel de
contaminare scăzut ( HEI < 40), nivel de contaminare mediu ( HEI = 40 -80) și nivel de
contaminare ridicat ( HEI > 80).
Cu ajutorul indici lor de contaminare și de poluare, calitatea apei este evaluată prin
prisma contaminării cu metale grele . Aceste metode utilizează ca modalitate de evaluare
raportul dintre valorile indicatorilor chimici mon itorizați și CMA.

III.1.3 Indicele de poluare cu metale grele ( Heavy metal pollution index – HPI)

Metoda indicelui de poluare cu metalelor grele , HPI, s-a dezvoltat utilizându -se
metoda mediei ponderate, prin doi pași de bază. Pașii urmați în calcularea indicelui sunt

36
următorii, conform studiilor elaborate de Prasad & Bose (200 1), Mohan et al. (1996), Edet &
Offiong (2002): 1. pentru fiecare indicator ch imic selectat se stabilește un interval de
clasificare, urmat de calcularea mediei ponderate; 2. selectarea indicatorilor de poluare pe
care se bazează indicele de poluare (Prasad & Bose, 2001).
Modelul indicel ui folosește formula III.4 dată de Mohan și co laboratorii în 1996:

n
iiin
ii
WQW
HPI
11
III.4
în care : Wi reprezintă media ponderată a indicatorului chimic, respectiv metalul studiat
(i), iar n este numărul parametrilor chimici luați în considerare (Mohan et al., 1996).
Elementul Qi semnifică sub -indicele indicatorului chimic ( i) și se c alculează cu ajutorul
ecuației III.5 (Mohan et al., 1996), astfel:
100})({
1
n
i i ii i
iISI MQ
III.5
unde, Mi reprezintă concentrația metalului greu monitorizat, Ii semnifică valoarea
ideală, iar Si este concentrația standard indicatorului chimic ( i) (Mohan et al., 1996).
Valoarea critică indicatorului este considerată 100 (Edet & Offiong, 2002). Rezultatele
care depășesc această valoare indică un nivel de poluare al apei, iar valorile mai mici indi că o
apă nepoluată (Edet & Offiong, 2002).

III.2. Indicele de calitate a apei și indicele de calitate a apei potabile:
defini ții, mod de calcul (apă)

Calitatea apei potabile este evaluată pe baza caracteriz ării fizico -chimic e date de
indicatorii fizico -chimici obținuți prin utilizarea altor indicatori precum indicele de calitatea
al apei (Water Quality Index – WQI ) și indicele de calitatea al apei potabile ( Drinking Water
Quality Index – DWQI ).

III.2.1. Indicele de calitate a apei ( Water Quality Index – WQI )
Indicele de calitate a apei, WQI, este un instrument matematic care integrează datele
complexe legate de calitatea apei într -un scor numeric, descriind statutul de calitate al apei.

37
WQI este o transpunere a caracteristicilor individua le legate de calitate, unificate în statutul de
calitate a apei (Horton, 1965). Pentru calculul WQI se utilizează datele a 12 parametr i chimici
(pH, conductivitate electrică – CE, alcalinitate totală, duritate totală, total solide dizolvate –
TDS, Ca, Mg, Fe, F-, NO 3-, Cl-, SO 42-). Se utilizează ecuațiile III.6, III.7 și III.8 în scopul
determinării calității apei subterane și clasificării acesteia ca apă potabilă.



 n
in
ii iW qW WQI
1 1/
III.6
i i SK W /
III.7
în care : Wi este factorul de pondere, care se calculează conform ecua ției III.7, unde: K
este o constantă proporțională, cu valoare de 1 ,0 (Ravi Chandra Babu et al., 2006), iar Si
semnifică valoarea standard a parametrului de calitate al apei ( i), iar n reprezintă numărul total
al parametrilor de calitate ai apei ( n=12).
Calculul calității apelor și încadrării în gradul de calitate se realizează conform
ecuației III. 8 (Srinivas et al., 2011):
    1000 /i i i a i VSVV q
III.8
unde: i ndicatorul qi reprezintă factorul de clasare a calității pentru parametrii de
calitate a apei ( i); Va semnifică valo area parametrului de calitate a apei ( i), iar Vi este valoarea
ideală a parametrului de calitate a apei ( i) (conform tabelului cu valori standard, Tabel III.1.,
unde pentru pH, Vi este 7 ,0, iar pentru restul parametrilor Vi este egal cu zero) (Srinivas et al.,
2011).
Tabel III.1. Parametrii chimici , valorile ideale, standard și factorul de pondere a parametrilor de
calitate ai apei și statutul de calitate a apei bazat pe valorile WQI (Srinivas et al., 2011)
Nr.
crt. Parametru
(unitate de măsură) Valoare
standard
Si Valoare
ideală
Vi Factorul de
pondere
Wi
1 pH 8,5 7 0,1176
2 CE (µS/cm) 300 0 0,0033
3 TDS (mg/l) 1000 0 0,0010
4 Alcalinitate totală (mg/l) 120 0 0,0083
5 Duritate totală (mg/l) 300 0 0,0033
6 F- (mg/l) 1,5 0 0,6666
7 Cl- (mg/l) 250 0 0,0040
8 NO 3- (mg/l) 50 0 0,0200
9 SO 42-(mg/l) 250 0 0,0040
10 Fe (mg/l) 0,3 0 3,3333
11 Ca (mg/l) 75 0 0,0133
12 Mg (mg/l) 30 0 0,0333

38
Rezultatul obținut în urma calculului indicelui de calitate al apei, WQI clasifică apa
monitorizată în cinci clase de calitate, începând cu o calitate excelentă până la o calitate ce
caracterizează apa a nu fi indicată pentru băut ( Tabel III.2. ).
Tabel III .2. Statutul de calitate a apei bazat pe valorile WQI (Srinivas et al., 2011 )
Nr. crt. Indicele de Calitate al Apei
(WQI ) Statut
1 0-25 Excelent
2 26-50 Bun
3 51-75 Sărac
4 76-100 Foarte sărac
5 >100 Nu e indicate pentru băut

III.2.2 Indicele de calitate a l apei potabile (Drinking Water Quality Index – DWQI )

Comparativ cu metoda indicelui de calitate a apei prezentată mai sus, indicele de
calitate a apei potabile (Drinking Water Quality Index, DWQI ) se calculează în patru pași, și
anume (Ramesh et al., 2010 ):
1. selectarea parametrului chimic și clasificarea acestuia – se vor selecta 2 0 de
parametri, clasificați în patru categorii ( Tabel III.3.). Parametrii de potabilizare sunt
incluși în grupele 1 și 2, iar parametrii de sănătate în grupele 3 și 4 (Ramesh et al.,
2010).
Tabel III.3. Clasificarea parametril or de calitate a apei în grupe (Ramesh et al., 2010)
Grupă 1 Grupă 2 Grupă3 Grupă 4
pH Alcalinitate totală (At) F- Cd
CE Duritate totală (Dt) NO 3- Cr
Na Ca NO 2- Pb
Cl- Mg Mn Cu
SO 42- Fe Zn Ni

2. dezvoltarea sub -indicelui (Si) – care are funcția de a transforma nivelul diferitelor
unități și dimensiuni ale parametrilor de calitate ai apei într -un nivel de scară
comun (Ramesh et al., 2010).
3. repartizarea factorului de pondere ( W) al parametrilor – inițial ponderea temporară
(Wt) se repartizează fiecărui parametru de calitate al apei având la bază importanța
fiecăruia în evaluarea calității apei potabile. Ponderea temporală se calculează
conform ecuației III.9 (Ramesh et al., 2010):

39


n
iitt
WWW
1 III.9
în care : W reprezintă factorul ponderal al parametrilor ( Tabel III.4.), n este numărul
total al parametrilor din grupul respectiv, iar Wt semnifică ponderea temporară a
parametrului (Ramesh et al., 2010).

Tabel III.4. Factorul de pondere pentru parametrii utilizați în calcularea DWQI
(Ramesh et al., 2010)
Parametru Ponderea
temporară
(Wt) Factorul de
greutate
(W) Parametru Ponderea
temporară
(Wt) Factorul de
greutate
(W)
Grupă 1 Grupă 3
pH 4,5 0,180 F- 9,0 0,191
CE 5,0 0,200 NO 3- 10,0 0,2135
Na 5,0 0,200 NO 2- 10,0 0,2135
Cl 5,0 0,200 Mn 9,0 0,191
SO 42- 5,5 0,220 Zn 9,0 0,191
Grupă 2 Grupă 4
At 4,5 0,188 Cd 13,0 0,228
Dt 4,5 0,188 Cr 13,0 0,228
Ca 4,5 0,188 Pb 13,0 0,228
Mg 4,5 0,188 Cu 9,0 0,158
Fe 6,0 0,248 Ni 9,0 0,158

4. cumularea ind icelui de calitate al apei potabile ( DWQI ) – această etapă este o fază
foarte importantă a conceptului de DWQI prin prisma obținerii DWQI , factorii
ponderali și sub -indicii fiind cumulați prin folosirea funcției de cumulare/agregare
(Tabel III.5 .), conform Ramesh et al. (2010).

Tabel III.5. Distribuirea factorilor de greutate a grupelor (Ramesh et al., 2010)
Grupa Pondere temporară
(Wt) Factorul de pondere
(W)
Grupa 1 10,0 0,147
Grupa 2 9,0 0,132
Grupa 3 14,0 0,206
Grupa 4 19,0 0,279
Grupa 5 16,0 0,235
Pentru cumularea ind icelui se aplic ă cumularea multiplă a ponderii, conform ecuației
III.10 (Ramesh et al., 2010):

40
Indicele de cumulare = {[( Calitatea grupei 1)0,147]


[(Calitatea grupei 2)0.132]

[(Calitatea grupei 3)0.206]

[(Calitatea grupei 4)0.279]}
III.10

Unde cei patru indicatori, calitatea grupelor 1, 2, 3, 4 se calculează conform Ramesh et al.
(2010), astfel (ecuația III.11) :

Calitatea grupei 1 = [( Si pH)0.180]
 [(Si CE)0.200]
 [(Si Na)0.200]
 [(Si Cl)0.200]
 [(Si SO 42-)0.220]
Calitatea grupei 2 = [( Si At)0.188]
 [(Si Dt)0.188]
 [(Si Ca)0.188]
 [(Si Mg)0.188]
 [(Si Fe)0.250]
Calitatea grupei 3 = [( Si F-)0.191]
 [(Si NO3-)0.213]
 [(Si NO2-)0.213]
 [(Si Mn)0.191]
 [(Si Zn)0.191]
Calitatea grupei 4 = [( Si Cd)0.288]
 [(Si Cr)0.228]
 [(Si Pb)0.228]
 [(Si Cu)0.158]
 [(Si Ni)0.158].
III.11
În continuare se calculează operatorul Min-Max (valorile minime și maxime ale calității
grupului) cu formula de calcul III.12 ; Min reprezintă calitatea min imă dintre cele 4 grupe, iar
Max semnifică calitatea maximă dintre cele 4 grupe (Ramesh et al., 2010).

Min-Max = 10
 [indicele de cumulare / (Min+Max) –0.5 III.12

Acesta este aplicat cu scopul de a optimiza decizia legată de diverse condiții de mediu.
În cazul în care exist ă abatere între sub -indicii parametrilor, operatorul Min-Max va optimiza
abaterea cu indicele de cumulare. Dacă nu există abatere, operatorul Min-Max este zero, iar
indicele de cumulare va reflecta calitatea în acea condiție.
Ultima etapă a calculului DWQI însumează indicele de cumulare cu operatorul Min-
Max (III.13).
DWQI = [ indicele de cumulare] + [ operatorul Min -Max] III.13

Ca urmare a calculării ecuațiilor agregării se vor genera expresii numerice între 0 și
100, valoarea 0 semnificând calitatea cea mai proastă a apei, iar 100 indică o calitate
excelentă ( Tabel III.6 .).

41
Tabel III.6. Clasificarea scorurilor i indicelui de calitatea a apei potabile (Ramesh et al., 2010)
Categorie Intervalul scorurilor
indicelui de calitate Observații
Excelent ≥ 97,5 – 100 Valorile standard nu sunt depăș ite.
Calitatea cea mai bună
Bun ≥ 92,5 – < 97,5 Valorile standard sunt depășite ocazional. Pericolul
calității este minim. Calitate bună
Acceptabil ≥ 85,0 – < 92,5 Valorile standard sunt adesea de pășite, dar cu valori
foarte mic i. Calitate acceptabilă.
Marginal ≥ 75,0 – < 85,0 Valorile standard câteodată depășesc valorile limită.
Calitate în pericol.
Slab ≥ 60,0 – < 75,0 Valorile standard deseori depășesc valorile acceptate.
Calitate slabă .
Foarte
slab < 60,0 Valorile standard depășesc întotdeauna valorile
acceptate. Calitatea cea mai slabă.

III.3. Determinarea indicilor de evaluare a riscului asupra sănătă ții umane :
defini ții, mod de calcul

Concentrațiile ridicate ale diverșilor compuși chimici din apa potabilă, cu surse de
proveniență atât naturale cât și antropice, pot afecta calitatea chimică și organoleptică a apei,
implicit sănătatea consumatorilor, prezentând un potențial risc asupra ac esteia. Astfel încât,
evaluarea riscului asupra sănătății reprezentat de prezența diverșilor contaminanți este
realiza tă estimând expuneri cu potențiale riscuri asupra sănătății consumatorilor. Pentru
evaluarea potențialelor riscuri, aportul cronic zilnic și coeficientul de hazard se pot calcula,
conform Muhammad et al. (2011), Qaiyum et al. (2011) și U.S. E.P.A (1999, 2005).

III.3.1. Aportul cronic zilnic ( Chronic Daily Intake – CDI)

Indicele CDI se calculează în vederea estimării riscul ui asupra sănătății la adulți, ca
urmare a consumului unei ape contaminate. Pentru a calcula indicele CDI se utilizează ecuația
III.14 , conform Muhammad et al., 2011 și U.S. E.P.A., 2005:
BWDICCDI
III.14
unde: C reprezintă concentrația indicatorului chimic, respectiv a NO 2-, NO 3- (mg/l)
măsurată în proba de apă, DI este media ratei aportului zilnic ( DI = 2,0 l/zi), iar BW reprezintă
greutatea corpului consumatorului ( BW = 72 kg) (Muhammad et al., 2011).

42
III.3.2. Coeficientul de hazard ( Hazard Quotient – HQ)

Coeficientul de hazard, HQ, este un indice de evaluare a riscului asupra sănătății
umane, care se calculează cu ajutorul Aportului Zilnic Cronic, conform ecuației III.15 , astfel
(Muhammad et al., 2011; Qaiyum et al., 2011):
RfDCDIHQ
III.15
unde: CDI este Chronic Daily Intake sau Aportul Zilnic Cronic, iar RfD reprezintă
doza de referință toxică orală.
Conform U.S. E.P.A. (United States, Environmental Protection Agency), dozele de
referință toxice orale pentru NO 2- și NO 3- sunt de 0,10 mg/kg /zi și de 1,60 mg/kg/zi (U.S.
E.P.A., 1999).
În urma calculării coeficientului de hazard se obține o valoare mai mică decât unu ( HQ
< 1,0), sau o valoare mai mare decât unu ( HQ > 1,0), semnificând siguranța populați ei datorită
expunerii la compu și ai azotului . Dacă HQ depășește valoarea unu ( HQ > 1,0), există
posibilitatea apa riției riscului non -carcinogen la compu și ai azotului pentru consumatorii apei
(Kavcar et al ., 2009).

III.4. Indici de contaminare și indici de poluare: defini ții, mod de calcul
(sol)

Solul este utilizat intens, calitatea acestuia fiind agresată prin prisma îndeplinirii
numeroaselor cerințe impuse de societate .
Fertilitatea și utilizarea solului a denumit România în perioada interbelică , „grânarul
Europei ”. Solul reprezintă și astăzi o importantă sursă de culturi agricole, surse de hrană și de
venit a le locuitorilor români din zonele rurale, în special, dar și locuitorilor din regiunile
urbane (Venig & Venig, 2013).
Ca urmare a creșterii numărului populației, intensificării activităților agricole și
industriale, atât calitatea solului este periclitată cât și cea a apei subterane și apei de suprafață.
Reutilizarea solului de la an la an ca mediu de dezvoltare și creștere a culturilor agricole,
aplicarea intensivă a fertilizatorilor naturali, dar în special a celor sintetici, aplicarea
pesticidelor, irigarea intensivă și diversele activități industriale sunt doar câțiva factori

43
responsabili pentru alterarea calității solul ui (Elnazer et al., 2015). Așa dar, o plajă de compuși
chimici toxici ajung în mediu, respectiv în compoziția solului, metale le grele, în diferite
concentrații, devenind parte integrantă a compoziției matricei solului. Prin intermediul
lanțului trofic, subs tanțele chimice trec din sol în plante, apoi în organismul uman și animal,
periclitând sănătatea acestora. Astfel încât, monitorizarea și evaluarea riscului la metale și alți
compuși chimici sunt importante în prevenirea utilizării unui sol sau ap e contami nate pentru
prevenirea contaminării. Pentru a evalua riscul de expunere și contaminare se utilizează
indicatori de contaminare și de poluare, cu ajutorul cărora solurile sunt clasificate în clase de
calitate. Printre ace ști indicatori se numără gradul de c ontaminare ( Cd), factorul de
contaminare ( Cf), indicele de geoacumulare ( Igeo), indicele de încărcare al poluării ( PLI) și
indicele de risc ecologic potențial ( Ri).

III.4.1 Gradul de contaminare ( Contamination degree – Cd) și factorul de contaminare
(Contamination Factor – Cf)

Gradul de contaminare este un indice de încărcare al contaminării,fiind o însumare a
factorilor de contaminare (ecua ția III.16). Cu ajutorul acestor f actor i este posibilă descrie rea
contamin ării date de prezența substanțe lor toxice, metale în cazul studiului de față. Factorul
de contaminare ( Cf) se calculează cu ajutorul ecuației III.17 (Omotoso & Ojo, 2015 ).

n
if d C C
1

mm
fBCC
III.16 III.17

în care, Cd reprezintă gradul de contaminare, Cf, factorul de contaminare, Cm, valoarea
medie a metalului din sol, iar Bm este concentra ția normală sau de background a metalului
(Omotoso & Ojo, 2015) . În studiul curent Cd se calculează atât pentru valori normale, cât și
pentru pragul de alertă a metalele studiate, având în vedere clasele de calitate ale solului.
Descrierea gradului de contaminare se realizează utilizând terminologia ce urmează,
conform Hakanson, 1980: grad de contaminare scăzut ( Cd < 8,0), grad de cont aminare
moderat (8 ,0 ≤ Cd < 16) și grad de contaminare considerabil (16 ≤ Cd < 32). Iar conform Cf
există patru clase de contaminare funcție , și anume: factor de contaminare scăzut ( Cf < 1,0),
moderat (1 ,0 ≤ Cf <3,0), considerabil (3 ,0 ≤ Cf <6,0) și foarte ridicat ( Cf > 6,0) (Hakanson,
1980 ).

44
III.4.2 Indicele de geoacumulare (Index of geoaccumulation – Igeo)

Cu ajutorul indicelui de geoacumulare , (Igeo), este determinată calitatea solului
raportată la conținutul de metale. Indicele se calculează cu ajutorul ecuației III.18, conform
Muller (1969) și Elnazer et al. (2015):





mm
geoBCI5,1log2
III.18
unde: Cm reprezintă concentrația metalului măsurat, 1 ,5 este utilizat pentru cazurile în
care există posibile variații ale valorilor de fond sau normale datorate efectelor litologice, iar
Bm se consideră valoarea geochimică de fond a metalului (Muller, 1969; Elnazer et al., 2015).
Similar calcului Cd, Igeo se calculează atât pentru valorile normale cât și pentru pragul de
alertă. Valorile obținute ale Igeo indică calitatea solului, împărțită în șapte clase, prezentate în
Tabelului III. 7. (Muller, 1969; Elnazer et al., 2015).

Tabel. III.7. Clasele solului în funcție de I geo (Muller, 1969; Elnazer et al., 2015)
Valoare Igeo Calitatea solului
Igeo≤0,0 Necontaminat
0,0< Igeo<1,0 Necontaminat spre contaminat moderat
1,0< Igeo<2,0 Moderat contaminat
2,0< I geo<3,0 Moderat spre puternic contaminat
3,0< Igeo<4,0 Puternic contaminat
4,0<Igeo<5,0 Puternic spre extrem de contaminat
Igeo>5,0 Extrem de contaminat

III.4.3 Indicele de încărcare al poluării ( Pollution Load Index – PLI)

Prin aplicarea indicelui de încărcare al poluării PLI se evaluează calitatea solului și
extinderea poluării cu metale (Tomlinson et al. 1980; Elnazer et al., 2015). Tomlison et al .
(1980) a obținut acest indicele prin măsurarea conținutului de metale din plante sau faună,
modelul putân du-se aplica și pe probe d e sol. Alți autori au aplicat modelul PLI (Elnazer et
al., 2015), derivând factori de contaminare prin referire la concentrațiile de fond sau normale
ale metalelor. Toml ison et al. a utilizat formula III.1 9:
n
nf f f C C C PLI  …..2 1
III.19
unde: Cf reprezintă factorul de contaminare, iar n indică numărul metalelor studiate
(Tomlinson et al. 1980).

45
Valorile obținute ale PLI indică calitatea solului, astfel dacă PLI > 1,0, solul este
poluat, fiind caracterizat de o deteriorare progresivă, dacă PLI = 1,0, solul are un nivelului de
fond sau normal, în ceea ce privește conținutul de metale, iar în cazul în care PLI < 1,0, solul
nu este poluat cu metalele studiate (Tomlison et al., 1980).

III.4.4 Factorul de risc (Risk factor – Er) și ind icele de risc (Risk Index – Ri)

Pentru a cuantifica riscul potențial ecologic datorat conținutului de metale, Hakanson
(1980) prezintă un instrument matematic, care utilizează trei factori, și anume: factorul de
răspuns toxic al metalului (toxic response – Tr), factorul de contaminare ( Cf) și factorul de risc
(Risk factor – Er) (Hakanson, 1980). Factorul de risc și indicele de risc se calculează utilizând
ecuațiile III.20 și III.2 1 (Hakanson, 1980) :
fCTrEr
III.20

n
iEr Ri
1 III.21
Indicele de risc (Ri) însumează factorul de risc, astfel încât, o nouă terminologie este
descrisă în studiul lui Hakanson (1980). Factorul de risc poate fi descris prin terminologia
dată de Hakanson (1980), conform Tabelului III.8 .

Tabel III.8. Statutul de poluare a solului în funcție de valorile indicilor de risc (Hakanson, 1980)
Funcție de factorul de risc ( Er) Funcție de indicele de risc ( Ri)
Valoare Er Statut de poluare al solului Valoare Ri Statut de poluare al solului
Er < 40 risc ecologic potențial scăzut Ri < 150 risc ecologic mic
40 ≤ Er < 80 risc ecologic potențial moderat 150 ≤ Ri <
300 risc ecologic moderat
80 ≤ Er < 160 risc ecologic potențial considerabil 300 ≤ Ri <
600 risc ecologic considerabil
160 ≤ Er < 320 risc ecologic potențial ridicat Ri ≥ 600 risc ecologic foarte ridicat
Er ≥ 320 risc ecologic potențial foarte ridicat

III.5 Factorul de transfer sol -vegetale (Transfer factor – Tf) și evaluarea
riscului asupra sănătă ții la As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb și Zn

Transferul metalelor sol→vegetale . Prezen ța poten țialelor surse de poluare cu metale
grele poate avea impact asupra acumulării con ținutului de metale grele în sol, respectiv
transferul acestora (sub formă de imisii purtate de curen ții de aer) din sol în vegetale și din sol
în apa subterană. Factorul de transfer (Transfer factor – Tf) este un indicator cu ajutorul căruia

46
poate fi apreciat poten țialul de poluare a solului în rela ție cu vegetalele, cuantificând
diferen țele relative în biodisponibilitatea con ținutului de metale plantelor (Miclean et al.,
2010; Kloke et al., 9874).
Conform studiilor, transferul con ținutului de metale din sol în plante și din sol în apă
se calculează cu ajutorul Tf prin raportul con ținutului de metal din sol ( Cm s) și con ținutului de
metal din plantă ( Cm v) (III.22 ), respectiv raportul con ținutului de metal din sol și con ținutului
de metal din apă ( Cm a) (III.23 ), conform Jolly et al. (2013).
sv
CmCmTf

sa
CmCmTf
III.22 III.23

Func ție de gradul de contaminare sau poluare al solului, de caracteristicile solului, de
caracteristicile biologice ale plantelor și de condi țiile de mediu, factorul de transfer poate
varia în limite destul de mari și variate, spre exemplu între 0,4 -70 mg/kg, c u un trend al
metalelor dominat de con ținutul de Cd, Ni, Cu, Zn, Cr, Pb, conform unui studiu asupra
culturilor de varză verde, ridichi, spanac, lăptuci, conopidă, napi și porumb din China (Khan
et al., 2008). Jolly et al, în anul 2013 a utilizat acela și factor de transfer pentru a studia
transferul unui set de metale din sol în probe vegetale cultivate din Ruppur, Banglade ș,
precum morcovi, ro șii, spanac, fasole, ridichi, vânătă, conopidă și amarant ob ținând valori
ridicate ale Tf pentru K, Ca și Zn (Jolly et al., 2013).
În România, aplicarea Tf pentru probe de sol și probe de rădăcină de morcov și de
tubercul de cartof din zona Baia Mare prezintă un transfer de metale disruptive endocrin
ridicate pentru Cd, urmat de Cu, Hg, Ni, As, Mn, Co și Pb (Miclean et al., 2010). Concluzia
studiului fiind mobilizarea rapidă a Cd, Zn, As și Cu (Miclean et al., 2010).
Se poate observa includerea Tf în categoria factorilor specifici locali, ace știa putând fi
utiliza ți strict în cazul expunerii situa țiilor loca le (Ehlken & Kirchner, 2002).

Evaluarea riscului . Evaluarea riscului la metale prin consumul de vegetale poat e fi
determiantă cu ajutorul a trei indici, respectiv EDEM (estimarea aportului zilnic la metale) ,
HQ (coeficient d e hazard ) și HI (indicele de hazard) . Cei doi indici s -au aplicat în studiul
curent pentru con ținutul de As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb și Zn.
Indicele EDEM reprezintă raportul dintre aportul zilnic al metalelor și greutatea
corpului consumatorului. Aportul zilnic se consideră a fi produsul dintre consumul zilnic al

47
plantelor și media concentra țiilor metalelor din plante (ecua ția III.24) (Mahmood & Malik,
2014) .
ght averageWeifoodIntake factor metal
BD C CEDEM
III.24

unde, Cmetal se referă la concentra țiile metal elor în mg/kg, Cfactor reprezintă factorul de
conversie ( Cfactor = 0,085), Dfood intake se consideră aportul zilnic al legumelor (250g/zi) , iar
media greută ții corporale este Baverage intake .(72 kg) (Mahmood & Malik, 2014) .
Al doilea indice de evaluare a riscului este HQ, care conform Guerra et al., 2012 se
calculează utilizând ecua ția următoare (III.25):
BW RfDC EDEMHQmetal

III.25

unde, EDEM este estimarea aportului zilnic la metale, C metal reprezintă concentra ția
metalelor în mg/kg, BW – media greută ții corporale ( 72 kg/adult) ; RfD reprezintă doza de
referin ță în mg/kg/zi, care conform Agen ției de Protec ție a Mediului a Statelor Unite ( U.S.
EPA, 20 10) are următoarele valori: 0,0003 mg/kg/zi As, 0,0005 mg/kg/zi Cd, 1,5 mg/kg/zi Cr,
0,04 mg/kg/zi Cu, 0,02 mg/kg/zi Ni, 0,004 mg/kg/zi Pb și 0,3 mg/kg/zi Zn. Rezultatele
calcului HQ (HQ = 1 sau HQ > 1) indică un poten țial risc a metalelor, fiind necesare luarea
unor măsuri de protec ție și interven ții aferente (Guerra et al., 2012 și Islam & Hoque, 2014) .
Se poate calcual cu ajutorul HQ și indicele de hazard ( HI), indice care însumează
valorile tuturor metalelor. Ecua ția cu care se calculează HI este următoarea (III.26):
 Zn Pb Ni Cu Cr Cd As HQ HQ HQ HQ HQ HQ HQ HQ HI
III.26

în care, HQ As reprezintă coeficientul de hazard pentru As, iar HQ Cd, HQ Cr, HQ Cu,
HQ Ni, HQ Pb și HQ Zn se referă la valorile coeficientului de hazard calculat pentru Cd, Cr, Cu,
Ni, Pb și Zn (Guerra et al., 2012). Conform Guerra et al., 2012, THQ indică propor ționalitatea
dintre suma expunerilor multiple și magnitudinea efectelor adverse asupra sănătă ții.

48

CAPITOLUL IV
METODOLOGIA CERCETĂRII

IV.1. Obiectivele tezei

Alegerea zonei de studiu a fost influen țată de rezultatele ob ținute în urma studiilor
anterioare, care indică o contaminare cu compu și chimici a surselor de apă potabilă cu
poten țial risc asupra sănătă ții locuitorilor ora șului Media ș. Rezultatele indică contaminarea
apelor subterane cu compu și ai azotului (NO 2-, NO 3-, NO 4+), sulfa ți (SO 42-) (Hoaghia et al.,
2014a; Hoaghia et al., 2015a ; Hoaghia et al., 2016b ), conținut de metale (K, Na, Ca) ridicat,
duritate totală și salinitate ridicat e (Hoaghia et al., 2014 b). Scopul cercetărilor derulate in
cadrul tezei este de a aprofunda acest e studii prin lărgirea ariei de studiu, prin evaluarea și
interpretarea calită ții surselor de apă potabilă folosind diverse instrumente de calitate, astfel
încât evaluarea să fie cât mai precisă, dar și multilaterală; de asemenea și de a corela
conținutul de elemen te din apa potabilă și sol, și să se elaboreze un model de transfer între
cele sol și plantele vegetale .
Având în vedere vulnerabilitatea calită ții surselor de apă potabilă la contaminarea cu
diver și compu și chimici, precum compu și ai azotului (NO 2-, NO 3-, NH 4+), metale (Pb, Cd, Cr,
Cu, Zn, Mn, Ca, Mg,), con ținut de săruri exprimat prin conductivitate electrică, duritate totală,
HCO 3-, alcalinitate totală, obiectivele specifice ale cercetării desfășurate au fost:
 Determinarea calită ții surselor de apă potabilă (fântâni, izvoare publice) prin
metode analitico -chimice (spectrometrie, cromatografie, tehnici electrochimice,
metode volumetrice și gravimetrice);
 Evaluarea calită ții surselor de apă potabilă prin utilizarea indicilor de calit ate
(WQI, DWQI ), și indicilor de contaminare și de poluare a apelor potabile ( HPI, C d,
HEI);
 Evaluarea riscului la poluarea cu metale și la poluarea cu compu și ai azotului a
probelor de apă potabilă, folosing diver și indici ( CDI, HQ );

49
 Determinarea con ținutului de metale din probe de sol și din probe de vegetale;
 Evaluarea calită ții solului cu ajutorul indicilor de contaminare și de poluare ( Cd, Cf,
Igeo, PLI, Ri );
 Determinarea coeficienților de transfer al metalelor din sol în vegetale ;
 Elaborarea unui model de transfer a l metalelor din sol în vegetale .

IV.2 Prelevarea și conservarea probelor de apă, sol și vegetale

Organizarea prelev ării. Prelevare a și conservare a probelor reprezintă etape
semnificativ e în ceea ce prive ște corectitudinea rezultatelor analizelor chimice. Probele de
apă, sol și vegetale trebuie să fie probe reprezentative dintr -o masă de apă și, respectiv
suprafa ță de teren , din zona de studiu. Pentru studiul curent, probele de apă, sol și vegetale s –
au prelevat conform cer ințelor standardelor de calitate pentru prelevare și anume: SR EN ISO
5667 -1:2007/AC:2007, privind Calitatea apei – Prelevare. Partea 1. Ghid general pentru
stabilirea programelor și tehnicilor de prelevare ; SR ISO 5667 -3:2013 ; STAS 7184 -1:84 –
Soluri. Rec oltarea probelor pentru studii pedologice și agrochimice.
Pentru atingerea obiectivelor tezei s -au organizat trei sesiuni de prelevare din zona de
studiu , respectiv localitatea Mediaș . Localizarea punctelor de prelevare a probelor de apă, sol
și vegetale sunt reprezentate cu ajutorul hărții, conform Anexei 1.
În prima sesiune de prelevare, sezon ul primăv ară 2014 (21.03.2014) s -au prelevat 20
de probe de apă din 20 de puncte de prelevare, dintre care 18 din fântâni private (F1 -F18) și 2
din izvoare publice (I1, I2) ( Figura IV. 1.). Distan ța dintre punctele de prelevare a probelor de
apă sunt cuprinse de între 0.05 -5.0 m. Condi țiile meteo în ziua prelevării și în ultimele trei
zile înaintea prelevării au fost caracterizate de cer senin, vânt moderat (15 km/h NE) și
temperatura medie între 15 – 19 °C, umiditatea medie relativă în jur de 60 %, iar presiunea
atmosferică de 810,9 mm Hg ( ANM, 2014a ).

50

Figura IV. 1. Puncte de prelevare probe de apa potabilă din luna martie, 2014

A doua sesiune de prelevare s -a desfă șurat în sezonul estival – vară 2014 (21.08. –
22.08.2014), prelevându -se 20 de probe de apă din aceleași puncte de prelevare similar
primei sesiuni , 20 probe de sol (S1-S20) și 18 probe vegetale (8 probe de rădăcină de morcov
(Daucus carota sativus ), 3 probe de fructe de roșii (Solanum lycopersicum ), 3 probe de bulb
de ceapă (Allium cepa ), și câte o probă de fruct de ardei gras galben ( Capsicum annuum ),
frunze de salată verde ( Lactuca sativa ), fruct de piersic (Prunus persica ) și fruct de gutui
(Cydonia oblonga ) (Figura IV. 2.).
Punctele de prelevare a probelor de apă potabilă, de sol și de vegetale sunt descrise în
Anexa 2. Temperatura mediului ambi antl a oscilat între 16 – 30 °C, cu cer senin, media
umidită ții relative de aproximativ 52 % și presiune atmosferică de 772,9 mm Hg ( ANM,
2014b ). Distan ța dintre punctele de prelevare a probelor de sol și punctele de prelevare a
probelor de apă sunt cuprinse de între 0.05 -5.0 m.

Figura IV. 2. Puncte de prelevare probe de apa potabilă din luna august, 2014

A treia sesiune de prelevare s -a realizat în luna august 2016 (11.08. -12.08.2016). S -au
prelevat 26 probe de apă de fântână (F1 -F26), 3 probă de apă de izvor public (I1, I2, I3) și 29
probe de sol (S1 -S29) ( Figura IV. 3.). Probele de apă F1 -F18, I 1, și I2 și probele de sol S1 -S19
s-au prelevat din aceleași puncte de prelevare ale primelor două campanii de prelevare.

51
Condi țiile meteo au prezentat o temperatură cuprinsă între 18 – 21°C, cer înnorat, vânt slăbu ț
(1,7 km/h N), presiunea atmosferică a fost de 879,5 mm Hg, iar umiditatea cu o medie de 82
% (ANM, 2 016). Distan ța dintre punctele de prelevare a probelor de sol și punctele de
prelevare a probelor de apă sunt cuprinse de între 0.05 -5.0 m.

Figura IV. 3. Selec ție puncte de prelevare apă din luna august, 2016

Prelevare .Conform cerințelor standardului SR EN ISO 5667 -3:2007 , probele de apă
trebuie prelevate corect, măsurate cât mai repede posibil datorită modificărilor induse de
activit atea biologic ă și procesele chimice și fizice , care pot avea loc într -un ritm accelerat .
Astfel, s -au utilizat flacoane de prelevare de polietilena, care s -au umplut cu probă de
apă, astfel încât sa se elimine toate bulele de gaze. S -au utilizat dopuri cu ajutorul cărora
flacoanele s -au închis ermetic, astfel încât schimbul de gaze (amoniac, dioxid de carb on)
dintre mediul înconjurător și probă să nu se realizeze.
Probele de apă din fântână s -au prelevat de la adâncimea de 0 -30 cm sub oglinda apei,
conform standardului de calitate de prelevare a probelor de apă. Prelevarea probelor din
izvoare publice s -a realizat după 10 minute de curgere a apei.
După prelevare, p robele de apă s-au transportat și depozitat la întuneric, la temperatura
de 4 °C (temperatura la care activitatea biologică se încetinește) până la momentul analizării
acestora (SR EN ISO 5667 -3:2007).
Probele de sol s -au prelevat de la adâncim i de aproximativ 5.0 – 20 cm, în prima
sesiune de prelevare (2014) și de la suprafața solului după îndepărtarea stratului de materie
organică , în cea de -a doua se siune de prelevare (2016) . Probele s -au colectat în pungi de
polietilenă cu ajutorul unor instrumente din lemn.

52
IV.3. Tehnici și metode anali tice utilizate pentru determinarea con ținutului
de compu și chimici ai probelor de apă potabilă, de sol și de vegetale

Având în vedere ating erea obiectivelor tezei, metodologia analizelor probelor
prelevate s -a realizat conform cerințelor standardelor de referință în vigoare , asigurându -se
calitatea rezultatelor obținute prin controlul calității. Controlul calității rezultatelor analizelor
chimice s-a efectuat prin utilizarea etaloanelor de compoziție chimică, materialelor de
referință și materialelor de referință certificate pentru calibrarea echipamentelor analitice și
validarea metodelor. Analizele chimice s -au efectuat în cadrul laboratoarelor de cercetare ale
Institutului de Cercetare pentru Instrumentație Analitică, ICIA Cluj -Napoca. Laboratoarele
ICIA sunt acreditate de organismul național de acreditare unic, Asociația de Acreditare,
RENAR , (certificat nr. 352 -L) care este memb ru al grupului de experți al Comisiei Europene
pentru standardizare și evaluarea conformității. Laboratoarele respectă din punct de vedere
calitativ standardele de calitate pentru certificare, SR EN ISO 9001:2008 și cerințele generale
pentru competența lab oratoarelor de încercări și etalonări descrise în standardul SR EN
ISO/CEI 17 .025:2005.

IV.3.1. Tehnici electrochimice

Determinarea pH -ului, conductivității electrice (CE) și con ținutul ui de total solide
dizolvate (TDS)
Principiul metodei . Principiul metodei de măsurare a pH -ului din probe de apă și de
sol constă în măsurarea diferenței de potențial al celulei electrochimice (SR ISO 10 523, 2012)
electrodului pH -metrului , iar măsurarea curentului condus de ionii purtători de sarcina a doua ,
respectiv conduictivitatea electrică se măsoară cu ajutorul celulei senzorului electrodului . De
asemenea, con țintul de total solide dizolvate (TSD) se poate măsura folosind aceea și celulă de
conductivitate electrică (CE). Măsurarea pH -ului se efectu ează la temperatura de referin ță de
20 °C , iar măsurarea CE și a TSD la 25 °C, sub continuă agitare a probei . Conform
standardului SR EN 27 888 ( 1997 ), conductivitatea electrică depinde de vâscozitatea,
temperatura probei și de natura și conc entrația ionilor.
Echip amente și reactivi chimici . Pentru măsurarea pH -ului, CE și TSD s-a utilizat un
analizor multiparametric pH -metru/conductometru WTW Multi 350i (Germania), dotat cu doi
electrozi: SenTix 41 pentru pH și TetraCon 325 , cu celulă de conductivitate electrică pe ntru

53
măsurarea conductivității electrice. Cei doi electrozi au în constituție câte un senzor pentru
măsurarea temperaturii probei de analizat. S -a utilizat o balanță analitică electronică XT 220
A SCS, Precisa ( Elveția ) pentru cântărirea probelor de sol pe ntru prepararea suspensie i;
aducerea la temperatura de referință a probelor s -a realizat prin încălzirea probelor într -o baie
termostatată WNB -14, iar pentru pregătirea probelor de sol, respectiv uscare la 30 °C, având
în vedere pregătirea suspensiei s-a utilizat o etuva termoreglabilă, Memmert (Germania) .
Controlul și asigurarea calității rezultatelor . Controlul calității rezultatelor s -a
realizat prin compararea rezultatelor unei măsurători cu valoarea de referință (material de
referință) sau valoarea ce rtificată (material de referință certificat), analizarea probelor duble și
analizarea probelor martor (blank) (CITAC/Eurachem Guide, 2002). Pentru calibrarea
aparatului și controlul calității rezultatelor s -au utilizat reactivii chimici: soluțiile tampon
Merck, pH (20 °C) (C 6H8O7/NaOH/HCl) pentru pH = 4 ,00 +/ – 0,01 și pH (20 °C) (HNa 2PO 4;
KH 2PO 4) pentru pH 7 ,00 +/ -0,01, pentru analiza pH-ului, iar pentru analiza CE și TSD:
soluția de K Cl, 0,001 mol/L (0,147 mS/cm), soluția de KCl, 0, 01 mol/L (1413 µS/cm), Merck
și KCl soluție, 0,1 mol/L (12900 µS/cm ), Merck. Pentru controlul calită ții rezultatelor s -au
măsurat probe duble și materiale de referin ță (etalonul Buffer Solution, pH 7 (20 °C),
(HNa 2PO 4; KH 2PO 4), Merck, pentru pH, iar pentru CE și TSD: etalonul KC l 0,147 mS/cm și
sarea KCl 12900 µS/cm , cu ajutorul căreia s -a preparat punctul de control de 1413 µS/cm ).
Măsurarea pH -ului, CE și TSD s-a efectuat conform cerin țelor standardelor SR ISO
10523 (2012 ) și respectiv SR EN 27888 (1997 ).
Pregătirea probelor de apă și de sol pentru analizele electrochimice . Înaintea
măsurării pH -ului, CE și TDS, care s -au efectuat în primele ore în care probele au ajuns în
laborator, probele de apă s -au omogenizat bine și s-au adus la temperaturile de referin ță
prescrise de fiecare metodă . Pentru măsurarea pH -ului, probele de sol s -au uscat la
temperatura de 40 °C, folosind o etuvă te rmoreglabilă, dupa care s-au sitat cu ajutorul unei
site cu găuri de diametrul de 2 mm , conform standardului ISO 11464 (2006) . S-a pregătit o
suspen sie diluată de cinci ori în apă distilată (10 g probă la 50 mL apă distilată) lăsându -se la
continuă agitare pentru două ore, după care s -a lăsat la odihnă pentru 30 de minute (SR ISO
10523, 2012) .

54
IV.3.2. Tehnici spectrometrice

Pentru determinarea conținutului de metale s -au utilizat două tehnici spectrometrice și
anume: spectrometria de emisie atomică în plasmă cuplată inductiv (ICP -OES), pentru
măsurarea concentrațiilor de Ca, Fe, K, Mg, Na, Pb și Zn și spectrometria de masă în plasmă
cuplată inductiv (ICP -MS), pentru determinarea conținutului de As, Cd, Cr, Cu, Mn, Ni , în
cazul probelor de apă . Având în vedere conținutul ridicat de metale din probele de sol, tehnica
ICP-OES a fost utilizată, iar conținutul de metale din probele de vegetale s -a măsurat cu
ajutorul ICP -MS-ului.

Determinarea conținutului de metale (Ca, Fe, Mg, Na, K) prin ICP -OES
Principiul metodei . Principiul metodei ICP -OES constă în măsurarea emisiei atomice
prin tehnica de spectroscopie optică, având la bază atomizarea și ionizarea probei
(transformarea probei în aerosoli) în nebulizator, urmate de excitarea ionilor și atomilor, care
are loc la temperatura de 6000 -7500 K (°C) a torței plasmei cuplate inductiv (Cordos et al.,
2007). Astfel, se produce un spectru de emisie atomică alcătuit din linii care caracterizează
fiecare element măsurat , în parte. Rețeaua de difracție sau sistemul optic de dispersie a
spectrometrului descompune spectrul, iar detectorul optic măsoară intensitățile liniilor
spectrale, care sunt apoi procesate de un sistem computerizat (Cordos et al., 2007).
Echipamente și reactivi chimici . Pentru m ăsurarea con ținutului de metale ( Ca, Fe, K,
Mg, Na) prin metoda ICP -OES s-a utilizat un spectrometru de emisie atomică în plasmă
cuplată inductiv, Optima 5300 DV, Perkin Elmer, Canada (Figura IV. 4.). Uscarea probelor s –
a efectuat cu ajutorul unei etuve termoreglabile, Memmert, Germania. Balanță analitică
electronică XT 220 A SCS, Precisa (Elveția) s -a utilizat pentru cântărirea probelor de CRM și
de sol, iar o baie de nisip Sd 8, IITM București , pentru mineralizarea probelor. Reactivii
chimici utilizați au fost HNO 3 (65 %) și HCl (37 %), Merck în proporție de 1:3 (v/v) (apă
regală) pentru mineralizarea probelor. Apa ultrapură cu ajutorul căreia s -au adus la cotă și s –
au pregătit soluțiile, de asemenea ș i proba martor (blank) s -a obținut cu sistemul Milipore
Milli Q (Molsheim, France).
Controlul și asigurarea calității rezultatelor . Calibrarea aparatelor s -a efectuat prin
măsurarea soluțiilor de calibrare multielementale cu diferite concentrații (0,1; 0,2 ; 0,5, 1,0;
2,0; 4,0; 6,0) preparate din soluțiile etalon MR Soluție ICP Multi Element Standard Solution
IV Certipur Merck, trasabil NIST (100 0 mg/L : Ca, Fe, Mg, Na, K ). Controlul rezultatelor s -a

55
realizat prin măsurarea materialele de referință certificat e și materialelor de referință, Trace
metals 1 –WP, RTC, QC1132 -20ML ; RTC -QC1175 -1KT – Minerals – Constant value -20mL,
LGC , ERM -CC141 (Loam Soil ), probe duble și probe blank.

Figura IV. 4. Spectrometrul de absorb ție atomică în plasmă cuplată inductiv, tip Optima 5300 DV,
Perkin Elmer, Canada (ICP -OES)

Determinarea conținutului de metale (As, Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn) prin ICP -MS
Principiul metodei . Principiul metodei ICP -MS are la bază, la fel ca în cazul tehnicii
ICP-OES, ionizarea și atomizarea probei cu ajutorul nebul izatorului și excitarea acesteia în
plasma cuplată inductiv, urmată de separarea ionilor funcție de raportul masă – sarcină
electrică, care se realizează în spectrometrul de masă (Gray, 1975; Cordos et al., 2007). Ionii
separați aju ng la detector (multiplicator de electroni), iar la final informa ția ionică este tratată
de un sistem aferent (Cordos, 2007).

Figura IV. 5. Spectrometrul de masă cuplat cu plasmă inductiv (ICP -MS)

56
Echipamente și reactivi chimici . Pentru măsurarea conținutului de metale (As, Cd, Cr,
Ni, Pb, Zn) prin metoda ICP -MS s -a utilizat un spectrometru de masă cuplat cu plasmă
inductiv, ELAN DRC II, Perkin -Elmer, S.U.A . (Figura IV. 5.). Uscarea , mineralizarea și
cântărirea probelor s -au efectuat cu ajutorul acelorași echipamente folosite în metodă
precedentă. S -au utilizat aceiași reactivii chimici, HNO 3 (65 %) și HCl (37 %), Merck și
pentru mineralizarea probelor.
Controlul și asigurarea calității rezultatelor . Calibrarea aparatului s -a realizat prin
măsurarea solu țiilor de lucru cu concentra ții de 50 µg/L preparate din solu țiile etalon ICP
Multi Element Standard Solution IV Certipur M erck (10 mg/L As, Cd, Cr , Cu, Ni, Mn, Pb,
Zn). Pentru controlul rezultatelor s -au măsurat materialele de referin ță NIST 1640a Trace
Elements in Water , ERM -CC141 ( Loam Soil ), probe duble și probe blank.
Pregătirea probelor de apă, .un volum de 25 mL din proba de apă și 6,25 mL acid
azotic, 63 % se introduc în recipientul de mineralizare la microunde, după care se agită ușor.
Proba se mineralizează la dispozituvul de microunde pentru aproximativ 20 de minute, la
temperatura de 120 °C. După răcirea probei aceasta se filtreză prin hârtie de filtru celulozică
fără cenușă și se aduce la balon cotat de 50 de mL cu ap ă ultrapură ( SR EN ISO 15587 -2,
2003 ).
Pregătirea probelor de sol probele de sol s -au uscat la temperatura de 60 °C până la
masă constantă ; folosind o sită cu găuri de 1mm, probele s -au sitat, după care s -au mojarat
într-un mojar de agat, apoi s -au sitat din nou printr -o sită cu găuri de 200 µm. Pentru digestia
probelor s -au cântărit aproximativ 3 g probă peste care s -au adăugat 28 mL de apă regală
(v/v, 3:1) lăsându -se timp de 12 h la temperatura camerei. A doua zi probele s -au fiert sub
reflux, utilizându -se o instalație de extracție a metalelor, cu un sistem de temperatură controlat
(ISO 11466, 1999). După răcire s -au filtrat și s -au adus la baloane cotate de 100 mL cu apă
ultrapură (sistem Milipore Milli Q, Molsheim, France ).
Pregătirea probelor vegetale Probele vegetale s-au spălat pentru îndepărtarea prafului,
pământului și poten țialele ouă de parazi ți, după care s-au uscat la 60 °C în etuvă
termoreglabilă timp de 72 de ore până la masă constantă, după care s -au adus la dimensiuni
între 0,5 – 2,0 mm prin mărun țire cu ajutorul unei râ șnițe (Figura IV. 6.). Câte 1 .0 g din
fiecare probă s -a mineralizat folosing apă oxigenată (H2O2) și HNO3 de 65 %. Probele au fost
lăsate cu HNO 3 pentru 12 ore, apoi s -au fiert timp de o oră până la dispari ția vaporilor de
HNO 3, după care, după răcire s-au adăugat 15 mL de H 2O2 și s-a fiert până la dispari ția

57
valorilr de acizi. După răcirea probelor , acestea s-au filtrat folosindu -se hârtie de filtru cu
porozitate mică și s-au diluat cu apă ultrapură la balon cotat de 50 de mL.

Figura IV. 6. Pregătirea probelor de vegetale pentru analiza chimică
Determinarea conținutului de azot amoniacal prin spectrofotometrie de absorb ție
moleculară UV -VIS
Principiul metodei . Conținutul de azot amoniacal s -a determinat prin metoda
spectrofotometrică de absorb ție în UV -VIS, a cărui principiu de func ționare se bazează pe
măsurarea, respectiv filtrarea fotonilor inciden ți transmi și de o solu ție colorată, trasându -se un
spectru de absorb ție, ob ținut prin măsurarea lungimii de undă radia ției incidente semnalului
obținut (Na șcu & Jantschi, 2006).
Echipamente și reactivi chimici . Pentru măsurarea con ținutului de NH 4+ s-a utilizat un
Spectrofotometru cu absorbție moleculară în ultraviolet -vizibil tip Lambda – 25 Perkin –
Elmer (Figura IV. 7.). Reactivii s -au cântărit la balan ța analitică electronică, tip XT 220A
SCS Precisa, Elva ția, iar probele s -au pregătit folosind baia de apă termostatată WBB 14,
Memmert, Germania. Pentru prepararea probelor și probei blank s -a utilizat apă distilată
obținută de sistemul Milipore Milli Q (Molsheim, France) .

58

Figura IV. 7. Spectrofotometru cu absorbție moleculară în ultraviolet -vizibil tip Lambda – 25
Perkin – Elmer
Controlul și asigurarea calității rezultatelor . Controlul calită ții metodei s -a facut cu
ajutorul materialului de referin ță certificat Ammonium Standard Solution, 1,0 mg/L NH 4-N,
Merck, trasabil NIST și materialelor de referin ță Ammonium chloride for analysis EMSURE
ACS, ISO, Merck și Ammonium Standard Solution, Merck, trasabil NIST – SRM 999b,
NH 4Cl în H 2O, 1000 mg/L NH 4+ CertiPUR.
Pregă tirea probelor de apă . Un volum de 40 de mL de probă s -a adus la volum de 50
mL în balon cotat căruia i s-au adăugat câte 3,0 mL de reactiv de colorare (salicilat de sodiu,
nitrozopentacianoferat (III) de sodiu și citrat trisodic dihidrat) și 3,0 g de dicloroizocianurat de
sodiu (hidroxid de sodiu și dicloroizocianurat de sodiu dihidrat ) și apă distilată după care s -a
introdus în baie de apă la temperatura de 25 °C (Figura IV. 8.). După cel pu țin 60 de minute s-
a măsurat absorban ța solu ției p robei la lungimea de undă de aproximativ 655 nm ( SR ISO
7150 -1:2001 ).

Figura IV. 8. Pregătirea probelor și analiza con ținutului de azot amoniacal

IV.3.3. Metoda cromatografică

Determinarea conținutului de ioni (NO 2-, NO 3-, SO 42-, Cl-, F-, PO 43-) prin cromatografie
ionică în fază lichidă
Principiul metodei . Conținutul de anioni ( NO 2-, NO 3-, SO 42-, Cl-, F-, PO 43-) s-a
determinat prin cromatografie ionică în fază lichidă. Principiul metodei constă în detec ția

59
anionilor folosind un detector de conductivitate, ca urmare a separării anionilor prin trecerea
probei de apă printr -o fază sta ționară (ră șini schimbătoare de anioni) și prin aplicarea unei
soluții apoase de eluent (acizi monobazici și dibazici slabi) (Na șcu & Jantschi, 2006).
Echipamente și reactivi chimici . Probele s -au analizat cu ajutorul ion
cromatografului Methrom A.G., Elve ția, model IC 761 Compact cu detector de conductivitate
cu supresie chimică a semnalului și cu coloană de separare METROSEP A SUPP 5 -100
(Figura IV. 9.). Pentru pregătirea probelor s -a utilizat balan ța analitică tip XT 220A SCS,
Precisa, Elve ția cu ajutorul căreia s -au cântărit solven ții necesari analizei și probele de sol. S -a
utilizat un agitator (Heidolph REAX 20) și o centrifugă (Universal 320 Hettich Zentrifugen)
la pregă tirea probelor de levigat din sol. Pregătirea probelor și solu țiilor s -a realizat cu
ajutorul sticlăriei curente de laborator, sticlăriei cotate și gradate; filtrarea probelor s -a realizat
folosing filtre de membrană cu mărimea porilor de 0,45µm și seringi de filtrare. Pentru
degazarea eluentului s-a utilizat u n sistem de degazare compus din pompă de vid și agitator
magnetic , astfel încât să fie evitată dezvoltarea bacteriologică
Reactivii chimici utilizați: eluent carbonat de s odiu/hidrogencarbonat de sodiu
(Na 2CO 3, 0,0027 mol/L, Na 2HCO 3, 0,001 mol/L), acid sulfuric (H 2SO 4 50 mmol) . Pentru
prepararea etaloanelor de bază și de lucru, eluentului și probelor de levigat s -a folosit apa
ultrapură (sistemul Milipore Milli Q, Molsheim, France)

Figura IV. 9. Ion Cromatograf model IC 761 Compact, Methrom A.G., Elve ția, pentru
determinarea con ținutului de ioni
Controlul și asigurarea calității rezultatelor . Pentru asigurarea și controlul calită ții
rezultatelor, s -au măsurat e taloanele pentru calibrarea aparatului (materiale de referin ță
monoelement: MR solution Fluoride, Chloride, Nitrite, Nitrate, Phosphate, Sulphate standard
solution 1000 mg/L, Certipur Merck, trasabil NIST), materialele de referin ță (MR IC Multi –

60
element (Cl-, NO 3-, NO2-, PO 43-, F-, SO 42-) standard I, Certipur Merck, trasabil NIST), MRC
RTC -QC1364 -20mL, LGC Anions , probe în duplicat și probă blank.
Pregătirea probelor de apă și de sol . După ob ținerea temperaturii mediului de
lucru , probele de apă s-au omogenozat bine, după care s -au filtrat prin filtre de acetilenă cu
membrană de 0 .45 µm pentru îndepărtarea particulelor în suspensie . S-a pregătit o probă
blank sau martor, respectiv cu apă ultrapură adusă la balon cotat de 100 mL. Pentru
măsurarea con ținutului de anioni din probele de sol s -a preparat un levigat de 1:10 (1, g probă
la 10 mL apă ultrapură), lăsat 24 de ore la agitat. După agitare, probele s -au centrifugat cu
ajutorul centrifugii, apoi s -au filtrat cu ajutorul seringilor și filtrelor de acetilenă cu membrană
de 0,45 µm. Determinarea conținutului de ioni s -a realizat conform standardului de calitate
SR EN ISO 10304 -1 (2009).

IV.3.4 Metode volumetrice

Determinarea consumului chimic de oxigen – metoda indicelui de permanganat (CCO –
Mn)
Principiul metod ei. Metoda de determinare a indicelui de permanganat este o metodă
volumetrică, de titrare a oxalatului de sodiu în exces de permanganat de potasiu (SR EN ISO
8467:2001). Determinarea indicelui de permanganat este o metodă utilizată în caracterizarea
calității apelor potabile, fiind o metodă convențională a poluării apei cu materii anorganice
oxidabile și substanțe organice (SR EN ISO 8467:2001).
Reactivi chimici și controlul calită ții rezultatelor . Cântărirea reactivilor solizi s -a
realizat cu ajutorul balan ței analitice XT 220A SCS, Precisa, Elve ția. Baia de apă termostatată
(Memmert ) s-a utilizat la pregătirea probelor care s -au titrat cu ajutorul biuretei de sticl ă
automate Hirchmann Techcolor Germany. Pentru p regătirea probelor și reactivilor s-a utilizat
sticlărie cotată și gradată.
Reactivii chimici utiliza ți au fost : oxalat de sodiu (MR di -sidium oxalate, Merck,
trasabil NIST), pemanganat de potasiu (MR Potassi um permanganate solution, c (KmnO 4) =
0,02 mol/L), acid sulfuric (7,5 mol/L). Pentru controlul calită ții s-a titrat o solu ție de rezorcină
de 1,0 mg/L și s-au măsurat probe în duplicat.
Pregătirea probelor de apă . Un volum de 25 ml de apă (pipetă cotată cu bulă de 25
mL), din proba de apă bine omogenizată s -a introdu s într-un flacon Erlenmeyer curat, și s-a
încălz it într-o baie de apă fierbinte timp de 10 minute, în prezența acidului sulfuric și

61
permanganatului de potasiu pentru stimularea materiilor organice în vederea reducerii unei
părți din cantitatea de permanganat. S -a adăugat un exces de soluție de oxalat de sodiu pentru
determinarea excesului de permanganat de potasiu, apoi s -a titrat cu permanganat de potasiu,
până la apariția vira jului, de la incolor la roz (SR EN ISO 8467:2001).
Mod de calcul . Pentru calcularea conținutului de permanganat de potasiu s-a avut în
vedere și analizarea unei probe martor, folosindu -se formula IV.1:
FDfVVVIi
Mn 
20
IV.1
unde: V0, V1 și V2 reprezintă volumul soluției de permanganat de potasiu consumat
pentru determinarea probei martor, probei de apă analizate și pentru etalonare (mL); FD este
factorul de diluție (în cazul în care conținutul de permanganat depășește 10 mg/L), iar f (IV.2)
se referă la factorul folosit pentru recalcularea oxigenului și evidența volumului de probă de
apă folosit (SR EN ISO 8467:2001):

50 422 4
10001000
VM OCNacVf 
IV.2
unde: V4 și V5 reprezintă volumul soluției de oxalat de sodiu consumat și volumul
provei de apă luat în lucru (mL), c(Na 2C2O4) și Mo se referă la concentrația oxalatului de
sodiu și respectiv masa moleculară pentru recalcularea oxigenului (mgO 2/L) (SR EN ISO
8467:2001). Factorul 1000 de la numărător reprezintă factorul folosit pentru calcularea
c(Na 2C2O4) din mmol/L în mL/L, iar factorul utilizat la numitor se utilizează pentru a recalcula
valoarea măsurată din L în mL/L (SR EN ISO 8467:2001).
Controlul și asigurarea calității rezultatelor . Asigurarea calității determinării s -a
realiz at prin verificarea cu soluții etalon (soluție rezorcină de 100 mg/L din materialul de
referință Resorcinol GR for analysis, Merck) , analizarea probelor duble și a unei probe martor
(blank ).

Determinarea durității totale
Principiul metodei . Duritatea totală este suma cationilor metalici exprimată în
concentrațiile echivalente în calciu (STAS 3026, 1976). Duritatea totală se exprimă în grade
duritate (°d), un grad de duritate reprezentând 10 mgCaO/L (STAS 3026, 1976). Principiul
metodei de determinare constă în complexarea cationilor metalici cu EDTA (sare disodică a
acidului etilen -diamino -tetraacetic, în prezența indicatorului de culoare eriocrom negru T
(STAS 3026, 1976). Virajul titrări i este de la roșu la albastru net (STAS 3026, 1976).

62
Pregătirea probelor . Duritatea totală ( dT) s-a calcul at cu ajutorul formulei de calcul
IV.3:
100010561.01VfVdT
IV.3
în care V și V1 constitui e volumul probei de apă luat în lucru și volumului de EDTA
consumat la titrare (mL), f este factorul soluției de EDTA, iar 0,561 și 10 reprezintă cantitatea
de CaO corespunzătoare unui litru de EDTA de 0,01 m (mL) și cantitatea de CaO
corespunzătoare unui ° d (STAS 3026, 1976).

Deter minarea alcalinită ții totale, a conținutului de HCO 3- și de CO 3-
Principiul metodei . Alcalinitatea totală ( At) se determină cu o metodă vizuală prin
titrarea probei de apă în prezen ța indicatorului de culoare ro șu de metil – verde de bromcrezol
cu acid clorhidric (HCl 0,1 N) până la pH 8,3 unită ți pH (SR ISO 9963 -1: 2002). Formula de
calcul utilizată este IV.4:

46
t1000AVV HClc 
IV.4
Concentra ția solu ției de HCl utilizată la titrare este exprimată prin c(HCl) în mol/L,
volumul solu ției de HCl cu care s -a titrat ( V6) este exprimat în mL, iar volumul probei de apă
luat în lucru ( V4), de 100 mL în mL (SR ISO 9963 -1: 2002).
Conținutul de HCO 3- și de CO 3- se determină prin aceea și metodologie și se calculează
utilizând formulele IV.5 și IV.6 :
611000
46
3 
VV HClcHCO
IV.5
501000
46
3 
VV HClcHCO
IV.6
Formula de calcul a l conținutului de HCO 3- este smilară formulei de calcul al
alcalitină ții totale cu diferen ța factorului de conversie ( 61), prin care con ținutul de mmol/L se
converte ște în mg HCO 3-/L și factorului de conversie (50), prin care con ținutul de mmol/L se
converte ște în mg CO 32-/L.

63
IV.3.5 Metode gravimetrice

Determinarea reziduului filtrabil uscat la 105 °C
Principiul metodei . Determinarea reziduului filtrabil (R f), totalul solidelor rămas după
filtrarea probei de apă, evaporate și uscat e la 105 °C s -a realizat conform standardului STAS
9187:84, prin măsurarea unui volum de 100 ml de probă filtrată prin hârtie de filtru cu
poroz itate mică, evaporată pe baie de nisip (Sd 8, IITM București) și uscată în etuva
(Memmert, Germania) la 105 °C până la masă constantă. Exprimarea rezultatelor s -a făcut în
mg/L, utilizându -se formula de calcul IV.7:
10000 1VmmRf
IV.7
unde: mo și m 1 reprezintă masa capsulei goale și masa capsulei cu proba de apă filtrată
(mg), iar V se referă la volumul probei de apă luate în lucru (mL) (STAS 9187, 1984).
Controlul calită ții rezultatelor . Având în vedere asigurarea calită ții analizei s -a
pregătit o solu ție de 1000 mg/L din materialul de referință (KCl, Mer ck) și s-au analiza t probe
în paralel.

IV.4 Determinarea indicilor de contaminare, indicilor de poluare și a
coeficienților de transfer

Evaluarea gradului de contaminare și de poluare a probelor de apă și de sol s -a realizat
prin determinarea indicilor de poluare și a factorilor de transfer descri și în Capitolul III ,
astfel :
 pentru probele de apă potabilă s-au calculat : gradul de contaminare ( Cd),
indicele de poluare cu me tale grele ( HPI) și indicele de evaluare a metalelor grele
(HEI).
 pentru probele de sol s-au calculat: gradul de contaminare ( Cd) și factorul de
contaminare ( Cf), iar indicii de poluare sunt indicele de geoacumulare ( Igeo),
indicele de încărcare al poluării ( PLI), factorul de risc ( Er) și indicele de risc ( Ri).
 transferul con ținutu lui de metale din sol în plante s-a calculat cu ajutorul
coeficientului Tf prin raportul con ținutului de metal din sol ( Cm s) și con ținutului
de metal din plantă ( Cm v), respectiv raportul con ținutului de metal din sol și
conținutului de metal din apă ( Cm a).

64

CAPITOLUL V
Calitatea apei în municipiul Media ș

V.1. Analiza parametrilor fizico -chimici ai probelor de apă
Evaluarea calității apelor potabile, apelor de fântână (probe cod F1-F26) și apelor de
izvor public (probe cod I1-I3) s-a efectuat prin realizarea de analize fizico -chimice,
determinându -se indicatori precum pH -ul, conductivitatea electrică , con ținutul de total solide
dizolvate , conținutul de metale (Ca, Mg, Na, K, As, F e, Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn),
anioni (Cl-, NO 2-, NO 3-, SO 42-, F-) și con ținutul de NH 4+, caracterizându -se totodată calitatea
apelor prin determinarea durității totale, alcalinității totale, conținutului de HCO 3-, de CO 32-,
reziduului filtrabil uscat la 105°C și consumului chimic de oxigen.

V.1.1 Determinarea pH -ului, conductivită ții electrice (CE) și con ținutului de total solide
dizolvate (TDS)
Analizele electro -chimice s -au efectuat conform metodelor prezentate în cadrul
Capitolului IV, Subcapitolul IV.3.1 . Rezultatele analizelor electrochimice pentru probele de
apă potabilă prelevate în cele trei campanii de prelevare (martie, 2014, august, 2014 și august
2016) prezintă valori ale p H-ului cuprinse între 7,0 -8,0, ceea ce indică clasificarea apel or în
categoria apelor circumneutrale ( Figura V.1).
7,07,27,47,67,88,0
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
I1
I2pH
Probe de ap ă potabilăAugust 2014
Martie 2014

Figura V.1. Valorile pH -ului pentru probele de apă potabilă prelevate în martie și august 2014

65
Probele de apă prelevate în sezonul de primăvară, prezintă valori ale pH -ului cuprinse
între 7,0 -8,0 cu valoarea medie de 7,3 (Hoaghia et al., 2015 b).
Valoarea maximă este atribuită probei F14, probele F3 și I1 având cele mai mici
valori. În sezonul estival al anului 2014, pH -ul probelor de apă variază în domeniul 7,2-7,7 cu
media de 7,4, maxima fiind obținută pentru proba F9 ( Tabel V.1. ), iar minima obținută în
cazul probei I1 (Hoaghia et al., 2015 c).

Tabe l V.1. Valorile maxime, minime, medii, CMA (Concentra ția Maxim Admisă) și ale pH -ului,
obținute în cele trei campanii de prelevare (66 probe)
Cod
probă Val.
max. Cod
probă Val.
min. Val.
medie Mediana Deviația
standard Valoare
CMA*
pH la 20°C
Martie
2014 F14 8,0 F3, I1 7,0 7,3±1,0 7,3 0,26
6,5-8,5 August
2014 F9 7,7 F1, F3, F10,
F13, I1 7,2 7,4±1,0 7,4 0,15
August
2016 F14, F16,
F26 7,8 F3, F20 7,1 7,5±1,0 7,5 0,21
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014)

Probele prelevate în sezonul estival al anului 2016 sunt caracterizate de un pH cu
valori cuprinse în domeniul 7,1-7,8, media valorilor fiind 7,5 ( Figura V.2. ).
7,07,27,47,67,88,0
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
F19
F20
F21
F22
F23
F24
F25
F26
I1
I2
I3pH
Probe de apă potabilăAugust 2016

Figura V.2. Valorile pH -ului pentru probele de apă potabilă prelevate august 2014

66
Valorile medii ale CE sunt de 1194 µS/cm pentru prima serie de probe, 1209 µS/cm
pentru a doua serie și 1049 µS/cm pentru cea de -a treia serie de probe de apă potabilă( Tabel
V.2.).
Tabel V.2. Valorile maxime, minime, medii, CMA și MRC pentru CE (66 probe)

Cod
probă Val.
max. Cod
probă Val. min. Val. medie Mediana Deviația
standard Valoare
CMA*
Conductivitate electrică (µS/cm) la 25°C
Martie
2014 F18 1572 F6 637 1194±3,0
1235 224
2500 August
2014 F13 1674 F6 724 1209±3,0 1210 252
August
2016 F22 1575 F21 679 1171±3,0 1160 228
*CMA conform Legii 311, 2014;

În sezonul de primăvară, apele potabile studiate sunt caracterizate de o CE cu valoarea
maximă de 1572 µS/cm, măsurată în cazul probei F18, valoarea minimă de 637 µS/cm
caracterizează proba F6 (Hoaghia et al., 2015 b). În cea de -a doua campanie de prelevare a
anului 2014, CE variază între 724 – 1674 µS/cm, valori măsurate pentru probele F6 și F13
(Figura V.3. ).
Probele de apă potabilă prelevate în sezonul estival al anului 2016 prezintă valori
cuprinse între 795 și 1575 µS/cm, având o medie de 1049 µS/cm.
Conținutul de TSD variază între 319 – 785 mg/L, având valoarea minimă măsurată
pentru proba F6, iar valoarea maximă pentru proba F18 în cazul probelor de apă potabilă
recoltate în sezonul de primăvară al anului 2014 (luna martie) (Hoaghia et al., 2015 b). În
lunile august probele de apă prezintă un con ținut de TSD cuprins între 362 – 837 mg/L pentru
probele F6 și F13, în anul 2014, respectiv între 340 – 788 mg/L pentru F6 și F22, în anul 2016
(Figura V.4. ).
Se observă con ținutul cel mai scăzut de TSD pentru aceea și probă de apă, respectiv F6
în toate cele trei sezoane de prelevare. Cele mai ridicate valori s -au măsurat în lunile august,
nivelul apei din fântâni fiind redus, unele dintre acestea secând, astfel concentra ția
indicatorilor chimici s -a concentrat. Comparativ cu sezonul de primăvară, în care datorită
precipita țiilor abundente, topirii zăpezii, concentra țiile compu șilor chimici s -au diluat.

67

0 500 1000 1500F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18I1I2
CE (µS/cm)Probe de apă potabilăAugust 2014
Martie 2014a)
0 500 1000 1500F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18F19F20F21F22F23F24F25F26I1I2I3
CE (µS/cm)Probe de apă otabilă
August 2016
(b)
Figura V.3 . Varia ția CE probelor de apă potabilă prelevate în martie, august 2014 (a) și
august 2016 (b)

68
a)
0 200 400 600 800F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18I1I2
TSD (mg/L)Probe de apă potabilă
August 2014
Martie 2014

b)
0 200 400 600 800F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18F19F20F21F22F23F24F25F26I1I2I3
TSD (mg/L)Probe de apă otabilă
August 2016

Figura V.4. Varia ția TSD a probelor de apă potabilă prelevate în martie, august 2014 (a) și august 2016 (b)

69
Conform legisla ției române ști în vigoare, Legea 311 din 2004, privind calitatea apei
potabile și Ghidului de calitate a apei potabile elaborat de Organiza ția Mondială a Sănătă ții
(OMS), valorile pH -ului și CE ob ținute în cazul probelor de apă studiate se încadrează în
intervalul admis (6,5 -9,5) pentru pH, iar valoarea maximă admisă (2500 µS/cm) a CE nu este
depă șită (Legea 311, 2004). Con ținutul de TSD nu este reglementat, însă conform OMS, o
apă cu valori care depă șesc 1000 mg/L devine insipidă (WHO, 2011). Valori mai mici de 600
mg/L TSD caracterizează o apă cu calitate bună (WHO, 2011).
Studii recente realizate în municipiul Media ș prezintă rezultate comparab ile celor
obținute în cadrul studiului curent. Valorile pH -ului sunt cuprinse între 7,8 – 8,5, iar cele ale
TSD -ul variază între 438 și 724 mg/L (Hoaghia et al., 2015a). În anii 2012 -2013, conform
studiilor, valorile pH -ului apelor de fântână din municipiu l Media ș au variat între 7,0 și 8,5,
iar con ținutul de TSD a variat între 155 mg/L și 870 mg/L (Hoaghia et al., 2014 b). Maximele
valorilor s -au ob ținut pentru probe de apă prelevate în lunile caracterizate de căderi reduse de
precipita ții (Hoaghia et al., 2014 b).

V.1.2 Determinarea con ținutului de metale (As, Ca, Cd, Cu, Cr, Fe, Mn, Mg, Na, Ni, K,
Pb, Zn)

Tehnicile analitice și metodele de determinare a metalelor care au fost utilizate sunt
prezentate pe larg în cadrul Capitolului IV, Subcapitolul IV.3.2. , de asemenea și
echipamentele și reactivii chimici.
Rezultatele privind con ținutul de As, Cr, Fe, Na, Ni, Zn, nu depă șesc valorile maxim
admise conform legisla ției române ști în vigoare, cu excep ția Cd, Pb și Mn. Restul
elementelor, precum Ca, Mg, K nu sunt reglementate, Ca și Mg fiind nutrien ți importan ți în
procesul de cre ștere (sistem osos și denti ție puternice – 99% din depozitul de Ca din
organism, restul fiind împăr țit în fluidele și țesuturile necesare contrac ției musculare,
secre țiile glandul are și ale sistemului nervos) al omului și în men ținerea sănătă ții acestuia –
esențial în func ționarea sistemului cardiovascular (WHO, 2009). Magneziul este important în
buna func ționare a proceselor de sinteză a proteinelor și acizilor nucleici; aproximat iv 60%
din con ținutul total de Mg din organismul uman se găse ște în sistemul osos (WHO, 2009).
Conform Organiza ției Mondiale a Sănătă ții, K este prezent , de regulă , în apa potabilă
în concentra ții foarte mici, astfel încât riscul asupra sănătă ții umane este practic insignifiant
(WHO, 2011).

70
Probele de apă potabilă studiate din municipiul Media ș prezintă concentra ții relativ
mici de Ca, Mg și K. În luna martie concentra țiile de Ca variază între 51 mg/L și 129 mg/L,
iar în luna august a anului 2014 s -au mă surat concentra ții cuprinse între 12 mg/L și 135 mg/L.
În luna august a anului 2016, con ținutul de Ca variază între 20 și 140 mg/L. Cele mai
mici concentra ții de Ca s -au măsurat pentru proba de apă de fântână F14 în lunile august, iar
valoarea maximă s -a obținut pentru proba de izvor public I1 ( Tabel V.3. ).

Tabel V.3. Parametrii statistici și valoarea MRC pentru con ținutul de Ca și Mg
(Hoaghia et al., 2015 b)
Cod probă Val.
max. Cod
probă Val.
min. Val.
medie Mediana Devia ția
Standard
Martie 2014 Ca (mg/L)
F3; 129 F12 51 105 112 22,6
August 2014 F8 135 F14 12 95 100 30,0
August 2016 I3 140 F14; 20 88 94 35,4
Martie 2014 Mg (mg/L)
F15 23 F8 5,9 11 11 4,76
August 2014 I2 29 F16 4,9 13 13 6,39
August 2016 I2 28 F21 2,6 13 12 1,17

Conținutul de Mg variază între 5,9 mg/L și 23 mg/L în sezonul ploios (martie) și între
2,6 mg/L și 29 mg/L în sezonul de vară (Tabel V.3.). Media concentra țiilor este de 11 mg/L în
luna martie și 13 mg/L în luna august a anilor 2014 și 2016 (Hoaghia et al., 20 15b).
Pentru probele de izvor public con ținutul de K variază între 2,2 mg/L și 6,0 mg/L în
martie (Hoaghia et al., 2015 b), respectiv între 3,1 mg/L și 11,8 mg/L, cu valoarea minimă în
august 2014 și cea maximă , în august 2016.
Conținutul de Cu nu depă șește CMA (100 µg/L), conform legisla ției române ști în
vigoare, concentra țiile variază între 0,14 – 9,2 µg/L în luna martie, între 0,58 – 12,6 µg/L
pentru probele de apă recoltate în luna august, anul 2014, iar intervalul valorilor de 0,48 – 60
µg/L caracteriz ează probele de apă prelevate în 2016 ( Tabel V.4. ).

71
Tabel V.4. Parametrii statistici și valoarea MRC pentru conținutul de K și Cu (Hoaghia et al., 2015 b)

Cod probă Val.
max. Cod
probă Val.
min. Val.
medie Mediana Devia ția
Standard Valoare
CMA*
Martie 2014 K (mg/L)
F12 13 F8 0,65 4,5 4,0 3,46
– August 2014 F15 29 F3 0,69 8,2 7,0 7,73
August 2016 F15 25 F3 0,50 8,1 7,3 6,78
Martie 2014 Cu (µg/L)
F4 9,2 F7 0,14 2,3 1,6 2,46
100 August 2014 F11 12,6 F3 0,58 5,2 4,7 2,89
August 2016 F23 60 F19 0,48 6,6 4,2 10,50
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014)

Indicatorii chimici Fe și Na sunt reglementa ți în legisla ția românească, având CMA de
200 µg/L pentru Fe și 200 mg/L pentru Na. Ghidul pentru calitatea apei potabile elaborat de
OMS (Organiza ția Mondială a Sănătă ții) consideră faptul că orice concentra ție de Fe și Na
prezente în apa potabilă nu prezintă efecte asupra sănătă ții, astfel încât nu s -au stabilit valori
maxime admise. Media con ținutului de Fe în lun a martie este de 63 µgL, iar în lunile august
de 51 µgL ( Tabel V.5. ).

Tabel V.5. Parametrii statistici și valoarea MRC pentru con ținutul de Fe și Na (Hoaghia et al., 2015 b)
Cod
probă Val.
max. Cod
probă Val. min. Val.
medie Mediana Devia ția
Standard Valoare
CMA*
Martie
2014 Fe (µg/L)
F1 154 F2-F4,
F12 **SLCM 63 56 34,7
200
August
2014 I1 94 F6, F11 SLCM 51 46 16,5
August
2016 I1 85 F6 SLCM 46 45 19,1
Martie
2014 Na (mg/L)
F12 62 F6 6,2±0,2 32 29 13,7
200 August
2014 F12; 91 F6 8,5±0,2 46 37 22,6
August
2016 F11 91 F6 8,5±0,2 44 34 22,3
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014);** SLCM (limita de cuantificare a metodei) =
40 µg/L.
În ceea ce prive ște con ținutul de Na, CMA nu este depă șită, valoarea maximă ob ținută
fiind de 91 mg/L, măsurată pentru probele de apă F11 și F12 în luna august a anului 2014 și
luna august a anului 2016. Proba de apă potabilă din fântână, F6 prezintă cele mai scăzute
concentra ții pentru Fe, Na și K în toate sezoanele în care s -au efe ctuat prelevări.

72
În ceea ce prive ște con ținutul de metale grele a apei potabile, respectiv a apei
subterane din municipiul Media ș, studiile prezintă concentra ții semnificative pentru con ținutul
de Mn, depă șind CMA de 50 µg/L (74 µg/L, 119 µg/L în luna mai, 2013; 66 µg/L, 82 µg/L în
luna august 2014) (Hoaghia et al., 2013; Hoaghia et al., 2015c). În studiul curent con ținutul de
Mn depă șește CMA aproape de 2 ori în lunile august, 2014 și 2016, pentru probele F11 și F12
(Tabel V.6 .).

Tabel V.6. Valorile maxime, minime, medii, CMApentru con ținutul de Mn și Zn
(Hoaghia et al., 2015 c).
Cod
probă Val.
max. Cod
probă Val.
min. Val.
medie Mediana Devia ția
Standard Valoare
CMA*

Martie
2014 Mn (µg/L)
F11 33 F2, F6, F7, F9,
F14, F17, I1 **SLCM 4,9 1,58 8,01
50 August
2014 F12
82 F2. F9, F17 SLCM 15 2,85 24,2
August
2016 F11 66 F2, F9, F17, F23,
F24 SLCM 9,9 3,24 17,3
Martie
2014 Zn (µg/L)
F4 765 I2 5,6 70 29 166
5000 August
2014 F11 1910 F3 7,1 197 56 451
August
2016 F14 896 F19 1,4 110 42 221
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014 ; **SLCM (sub limita de cuantificare a
metodei) = 1,0 µg/L.

Proba de apă de fântână F7 prelevată în luna martie prezintă cea mai scăzută valoare
pentru con ținutul de Mn, de 0,12 µg/L, atât pentru luna martie, cât și pentru restul probelor
din toate cele trei sesiuni de prelevare.
În ceea ce prive ște con ținutul de Zn și de Ni, valorile lunii martie se încadrează între
1,4 – 1910 µg/L, respectiv 0,74 – 6,24; va lorile nu depă șesc CMA de 5000 µg/L Zn și de 20
µg/L Ni. Cel mai ridicat con ținut de Zn al probelor de apă prelevate în sezonul primăverii este
de 765 µg/L pentru proba F4, 1910 pentru F11 prelevată în august 2014, iar proba F14 are cel
mai ridicat con ținut de Zn în luna august 2016, conform Tabelului V.6 . (Hoaghia et al.,
2015c). Referitor la con ținutul de Ni, cel mai ridicat nivel se găse ște în proba F6 prelevată în
luna martie, proba F14 prelevată în august, 2014 și în luna august, 2016 ( Tabel V.7. ).

73
Tabel V.7. Valorile maxime, minime, medii, CMA și MRC pentru con ținutul de Ni și Pb
Cod
probă Val.
max. Cod
probă Val.
min. Val.
medie Mediana Devia ția
Standard Valoare
CMA*

Martie
2014 Ni (µg/L)
F6 6,2 F2, F7, F11 ***SLCM 1,9 1,62 1,20
20 August
2014 F14 6,7 F16 1,2 2,6 2,08 1,33
August
2016 F14 5,1 F21;
SLCM 2,5 2,09 1,21
Martie
2014 Pb (µg/L)
I1 1,81 F2-F4, F6 -F18, I2 SLCM 0,46 0,26 0,51
10 August
2014 F14 12 F1-F4, F6 -F13, F15, F17,
F18, I1, I2 SLCM 1,6 0,40 3,33
August
2016 F16 7,9 F1-F4, F6 -F15, F17 -F22,
F25, I2 SLCM 1,3 0,56 2,05
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014); **SLCM (sub limita de cuantificare a
metodelor) = 1,0 µg/L Ni și LCM = 1,0 µg/L Pb).

De asemenea, prob a F14 prelevat ă în luna august, 2014 a înregistrat cea mai ridicată
concentra ție de Pb, și care depă șește CMA (10 µg/L) cu 0,02% . Proba F16 prezintă cea mai
mare concentra ție de Pb măsurată pentru probele prelevate în august, 2016, iar proba de izvor
public I1 are cel mai ridicat nivel de Pb dintre probele de apă prelevate în luna martie, 2014.
Studii efectuate în 2013 prezintă de asemenea , concentra ții de Zn, Ni și Pb sub CMA,
cea mai ridicată concentra ție de Zn fiind de 119 µg/L, de Ni de 3,6 µg/L, iar de Pb 3,9 µg/L
(Hoaghia et al., 2013).
Rezultatele înregistrate pentru conținutul de As și Cr nu depă șesc CMA în niciuna din
probele de apă potabilă prelevate din fântâni și izvoare din toate cele trei sesiuni de prelevare.
Concentra țiile maxime ob ținute în luna martie, 2014 sunt de 2,2 µg/L As, pentru proba de apă
F16 și 7,9 µg/L Cr pentru proba de apă I1. În luna august, 2014 maximele ob ținute sunt de 6,7
µg/L As pentru proba de apă F14 și 12,0 µg/L Cr pentru proba de apă I1, conform Tabelului
V.8. (Hoaghia et al., 2015 c; Hoaghia et al., 2016 a).
Analizând rezultatele prezentate în tabelul V.8 se remarcă cele mai ridicate
concentra ții de As și Cr care sunt prezente în proba de izvor public I1. În luna august a anului
2016, rezultatele sunt comparabile cu cele ob ținute în urma analizelor probelor prelevate în
sezonul precedent, concentra ția maximă pentru As fiind de 5,9 µg/L pentru proba de apă I3 și
de 10,1 µg/L pentru proba de apă F4, referitor la con ținutul de Cr.

74
Tabel V.8. Valorile maxime, minime, medii, CMA și MRC pentru con ținutul de As și Cr
(Hoaghia et al., 2015 c; Hoaghia et al., 201 6a ).
Cod
probă Val.
max. Cod
probă Val. min. Val.
medie Mediana Devia ția
Standard Valoare
CMA*
Martie
2014 As (µg/L)
F16 2,2 F2-F4, F6 -F13,
F17, F18, I1 ***SLCM 0,71 0,36 0,66
10 August
2014 F14
6,7 F1-F4, F6 -F13, F17,
F18, I1; SLCM 0,86 0,31 1,54
August
2016 I3 5,9 F2-F4, F6 -F13, F17 –
F26, I1, I2 SLCM 0,83 0,31 1,43
Martie
2014 Cr (µg/L)
I1 7,9 F2-F13, F15 – F18, I2 SLCM 1,0 0,48 1,82
50 August
2014 I1 12,0 F8 1,3 4,7 3,87 2,70
August
2016 F4 10,1 F18 SLCM
3,8 3,40 2,22
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014); **SLCM (sub limita de cuantificare a
metodelor), = 1,0 µg/L As LCM = 1,0 µg/L Cr)

Conform legisla ției române ști în vigoare, proba de apă F14 este poluată cu Cd,
rezultatele ob ținute în lunile august din anii 2014 și 2016 depă șind CMA de 5,0 mg/L de trei
și de patru ori . Proba de apă F14 prezintă de asemenea și cea mai ridicată valoare pentru As
(Tabel V.9. ). Sursa de Cd poate fi depozitul de fier vechi care se afla în imediata vecinătate a
punctului de prelevare, respectiv a fântânii de apă privată.
Tabel V.9. Parametrii statistici pentru con ținutul de Cd (Hoaghia et al., 201 6a)
Cod
probă Val.
max. Cod
probă Val.
min. Val.
medie Mediana Devia ția
Standard Valoare
CMA*
Martie
2014 Cd (µg/L)
F4 1,2 F1-F3, F5 -F18,
I1, I2; **SLCM 0,5 0,05 0,28
5,0 August
2014 F14 19
F1-F13, F15 –
F18, I1, I2 SLCM 1,1
0,05 4,29
August
2016 F14 15,7 F1-F3, F5 -F13,
F15-F26, I1 -I2 SLCM 0,69
0,09 2,90
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014); **SLCM (sub limita de cuantificare a metodei)
SLCM = 0,50 µg/L Cd.

V.1.3 Determinarea con ținutului de anioni (N FO2-, NO 3-, SO 42-, Cl-, F-) și con ținutului de
NH 4+

La nivel mondial și național, sursele de apă potabilă, respectiv fântânile sunt poluate
cu compu și ai azotului (NO 2-, NO 3- și NH 4+). Poten țialele surse ale compu șilor sunt

75
activită țile agricole (cre șterea animalelor, utilizarea fertilizan ților pe bază de azot) și
activită țile gospodăre ști (scurgeri ale sistemului de canalizare a apei menajere, lipsa
sistemului de canalizare) (Wick et al., 2012; Kent & Landon, 2013). Municipiul Media ș,
conform studiilor recente prezintă poluări ale apelor su bterane utilizate ca surse de apă
potabilă cu NO 2-, NO 3-, și NH 4+ (Roșu et al. 2014, Hoaghia et al., 2013) . Monitorizarea din
punct de vedere chimic a unui set de probe de apă de fântână ini țiată în luna noiembrie a
anului 2012 și finalizată în luna mai a anului 2013 a avut ca rezultate depă șiri ale CMA pentru
conținutul de NO 2- (0,5 mg/L), NO 3- (50 mg/L), și NH 4+ (0,5 mg/L), de 40 de ori, de 10 de ori
și respectiv de 6 ori (Hoaghia et al., 2013).
În urma analizării con ținutului de compu și ai azotului (metode le analitice utilizate
sunt prezentate în Capitolul IV Subcapitolele IV. 3.2. și IV.3.3. ) din probele de apă de fântână
și de izvor public, utilizate ca surse de apă potabilă s -a constatat o poluare în toate cele trei
seturi de probe analizate, cu excep ția probelor de apă prelevate în luna martie pentru
conținutul de NH 4+. Valorile pentru NH 4+ obținute în luna martie, 2014 variază între limita de
cuantificare a metodei (LC = 0,02 mg/L) și 0,09 mg/L, în lunile august maximele fiind
considerabil mai r idicate, cu depă șiri de aproape 100 de ori a CMA (Hoaghia et al., 2014 a;
Hoaghia et al., 2015 b; Hoaghia et al., 2015 c). Rezultatele analizelor pentru probele de apă
prelevate în lunile august 2014 și 2016 indică un nivel de poluare cu azot amoniacal destul de
semnificativ, concentra țiile maxime ob ținute fiind de 48 mg/L (proba de apă F11) și respectiv
de 38 mg/L (proba de apă F12) ( Tabel V.7. ).
Tabel V.7. Descrierea statistică a concentra țiilor de NO 2-, NO 2-, NH 4+ măsurate pentru
probele de apă potabilă studiate din municipiul Media ș în cele trei sesiuni de prelevare
(Hoaghia et al., 2015b; Hoaghia et al., 2015c )
Indicator
chimic Minim Maxim Medie Devia ția
standard Mediana CMA*
NO 2-
(mg/L) **SLCM 6,9±0,02 1,2±0,02 1,2 1,1±0,02 0,5
NO 3-
(mg/L) SLCM 271±0,06 96±0,06 60 92±0,06 50
NH 4+
(mg/L) SLCM 48±0,02 5,3±0,02 8,4 1,3±0,02 0,5
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014) ** SLCM (sub limita de cuantificare
a metodei) : LCM = 0,06 mg/L NO 2-, 0,33 mg/L NO 3-; 0,02 mg/L NH 4+.
În ceea ce prive ște rezultatele analizelor ionilor de NO 2- și de NO 3-, acestea depă șesc
considerabil CMA de 7 până la 14 ori pentru con ținutul de NO 2- și de 5 ori pentru NO 3- (Tabel
V.7.) . În luna martie valorile maxime ob ținute sunt de 6,9 mg/L NO 2-, pentru proba de apă F7
și de 252 mg/L NO 3- pentru proba de apă F18 (Hoaghia et al., 2015 b). În luna august 2014

76
proba de apă F17 prezintă cea mai ridicată concentra ție de NO 2- (3,25 mg/L), iar proba de apă
F10, cea mai ridicată concentra ție de NO 3- (271 mg/L) (Hoaghia et al., 2015c). Rezultatele
obținute în luna august 2016 se corelează cu cele ob ținute în anul precedent al aceleia și luni,
proba de apă F17, cu cel mai ridicat nivel de NO 2- (2,88 mg/L) și proba de apă F10 , cu cel
mai ridicat nivel de NO 3- (211 mg/L). Posibilele surse de poluare cu compu și ai azotului sunt
activită țile gospodăre ști și agricultura. Popula ția s-a ocupat /se ocupă cu cre șterea animalelor,
depozitarea de șeurilor fecaliere făcându -se la distan țe foarte mici față de sursa de apă
potabilă. De asemenea , plasarea toaletelor uscate și a bazinelor de vidanjare în imediata
vecinătate a sursei de apă poate fi o altă sursă de NO 2-, NO 3- și NH 4+. În partea de est a
orașului sunt localizate culturi de porumb pentru care s -au aplicat fertilizan ți pe bază de azot,
însă la distan țe de aproximativ 5 km și 20 km, care de asemenea, poate reprezenta o altă sursă
de poluare cu compu și ai azotului. Probele de apă a căror concentra ții de compu și ai azo tului
sunt sub valorile CMA, respectiv F19 -F22, F24 și I3 sunt localizate în zone în care nu se
desfă șoară activită ți agricole și în care gospodăriile sunt racordate la sisteme de alimentare cu
apă și sistem de canalizare.
Sursele de apă potabilă din munic ipiu sunt caracterizate și de un con ținut relativ ridicat
de SO 42-, conform studiului de monitorizare din anii 2012 -2013; rezultatele au variat între 58
mg/L – 277 mg/L, 289 mg/L (Hoaghia et al. 2015 a). În studiul curent, con ținutul de SO 42-
variază între 30 – 252 mg/L în luna martie (Hoaghia et al., 2015 b), 2014, între 51 – 200 mg/L
în luna august, 2014 (Hoaghia et al. 2015c) și între 4,01 – 211 mg/L în ultima campanie de
prelevare din august, 2016 ( Tabel V.8. ).
Proba de apă F15 prezintă maxima con ținutului de SO 42- din sezonul ploios (martie),
concentra ție ce depă șește CMA de 250 mg/L, iar probele de apă I2 și I1 prezintă cele mai
ridicate valori în ultimele două sesiuni de prelevare, însă, concentra țiile de SO 42- nu depă șesc
CMA (Hoaghia et al., 20 15b).
În ceea ce prive ște con ținutul de Cl- și de F-, ace știa nu depă șesc CMA de 250 mg/L
Cl- și de 1,5 mg/L F- pentru probele de apă din municipiu , conform Hoaghia et al. 2015 a. În
studiul curent probele de apă sunt caracterizate de un con ținut de Cl- între 7,9 – 78 mg/L în
sezonul ploios, iar în sezonul estival între 10,4 – 238 mg/L (2014) și 4,67 – 177 mg/L (2016),
observându -se valori mai mici decât CMA (Hoaghia et al., 2015 a; Hoaghia et al., 2015 c).
Concentra țiile de F- sunt foarte mici pentru toat e probele de apă prelevate, cu valori cuprinse
între 0,04 -0,30 mg/L în sezonul ploios, 0,04 – 0,15 mg/L în sezonul estival din 2014 și valori
între 0,04 – 0,21 mg/L în 2016.

77

Tabel V.8. Descrierea statistică a concentra țiilor de SO 42-, Cl-, F- obținute pentru probele de
apă potabilă studiate din municipiul Media ș (Hoaghia et al. 2015 b; Hoaghia et al., 2015 c)
Minim Maxim Medie Devia ția
standard Mediana CMA*
SO 42-
(mg/L) 30±0,1 252±0,1 120±0,1 52 115±0,1 250
Cl-
(mg/L) 7,9±0,5 238±0,5 57±0,5 39 52±0,5 250
F-
(mg/L) ***SLCM 0,30±0,1 0,09±0,1 0,05 0,08±0,1 **1,5
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014); ** CMA conform Ghidului de apă
potabilă (OMS, 2011);*** SLCA (sub limita de cuantificare a metodei) = 0,0 04 mg/L.

V.1.4 Determinarea durită ții totale, alcalinității totale, conținutului de HCO 3- și de CO 3-,
reziduul filtrabil uscat la 105°Cși consumul chimic de oxigen prin metoda indicelui de
permanganat (CCO -Mn)

În Capitolul IV.3 Subcapitolul IV.3.4 sunt descrise principiile metodelor volumetrice,
respectiv metoda determinării durită ții totale, metoda determinării alcalinită ții totale, a
conținutului de HCO 3- și a indicelui de permanganat. Duritatea totală și indicel e de
permanganat sunt parametri chimici reglement ați legislativ, având CMA de 5,0°d, respectiv
5,0 mgO 2/L (Legea 311, 2004).
Rezultatele analizelor indică depă șiri ale valorii CMA pentru duritatea totală (d T) de
trei până la opt ori. Chiar și valorile minime din toate cele trei sezoane în care s -au prelevat
probele de apă depă șesc CMA. Proba de apă F15 prezintă cea mai ridicată valoare a durită ții
totale (39°d) din prima sesiune de prelevare din sezonul primăverii; proba F13 are maxima
(38°d) ob ținută în luna august, 2014, iar proba de apă de izvor I 2 prezintă cea mai ridicată
valoare (39°d) din ultima sesiune de prelevare, august, 2016 ( Figura V.7. ). Conținutul de
oxigen dizolvat depă șește CMA de 5,0 mgO 2/L în toate cele trei sesiuni de prelevare. În lunile
martie și august, 2014, proba de apă de izv or I2 prezintă cele mai ridicate valori, depă șind
CMA de patru ori. De asemenea, probele de izvor I1 și I2 depă șesc CMA de cinci ori și în
luna august, 2016. Dintre probele de apă de fântână, proba F1 și F12 prezintă cele mai ridicate
valori ale consumului de oxigen, în toate cele trei sesiuni de prelevare, ceea ce indică o
posibilă contaminare cu materii organice. Cele mai mici valori s -au ob ținut în luna august,
pentru probele de apă de fântână F19 -F24 (valori cuprinse între 1,0 -3,4 mgO 2/L) (Tabel V.9 .).

78
a)
0 10 20 30 40F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18I1I2
dT(
d)Probe de apă potabilă August 2014
Martie 2014
b)
0 10 20 30 40F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18F19F20F21F22F23F24F25F26I1I2I3
dT(
d)Probe de apă otabilă
August 2016
Figura V.7 . Varia ția durită ții totale (d T) probelor de apă potabilă prelevate în cele trei campanii de
prelevare prelevate în martie, august 2014 (a) și august 2016 (b)

79
Analizând rezultatele înregistrate ( Tabelul V.9) acestea se justifică deoarece
respectivele puncte de prelevare nu prezintă surse de poluare de origine organică, comparativ
cu majoritatea probelor de apă. Concentra țiile foarte scăzute de NO 2-, NO 3-, NH 4+, sub limita
de cuatific are, demonstrează de asemenea, lipsa poluării de origine organică.
Tabel V.9. Descrierea statistică a valorilor durității totale, alcalinității totale, HCO 3 și CCO -Mn
obținute pentru probele de apă potabilă studiate din municipiul Mediaș
Duritate totală
(°d) HCO 3-
(mg/L) Alcalinitate totală
(mmol/L) CCO -Mn
(mgO 2/L)
Val. min. 15 201 3,3 0,9
Val. max. 39 592 9,7 33
Val. medie 27 443 7,3 6,9
Devia ția standard 6,4 80 1,3 7,5
Mediana 28 451 7,4 4,4
CMA* 5,0 – – 5,0
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014);
Conținutul de bicarbona ți și de carbona ți este constant pentru fiecare probă prelevată
din acela și punct de prelevare. În sezonul de primăv ară, valorile înregistrate variază între 201
– 592 mg/L, valoarea maximă ob ținându -se pentru proba de apă F4, iar minima pentru proba
de apă F1 (Hoaghia et al., 2015 b). În luna august a anului 2014, concentra ția maximă de
HCO 3- obținută a fost de 560 mg/L pentru proba de apă F13, iar pentru proba de apă F15 s -a
obținut cea mai mică valoare a concentra ției de HCO 3-, de 254 mg/L. Prob a de apă potabilă
F16 a înregistrat cea mai scăzută valoare de bicarbona ți (268 mg/L), iar prob a F23 cel mai
ridicat con ținut de HCO 3-, valori ob ținute în ultima sesiune de prelevare din luna august,
2016. Media valorilor ob ținute în cele trei sesiuni de prelevare variază între 440 și 447 mg/L,
care sunt valori relativ similare. Con ținutul de CO 3- variază între 165 – 485 mg/L (martie,
2014), 208 – 459 mg/L (august, 2014) și 220 – 480 mg/L (august, 2016).
Un studiu de monitorizare a calită ții apei potabile din municipiul Media ș (noiembrie
2012 – mai 2013) prezintă valori ale con ținutului de HCO 3- similar intervalului de încadrare a
conținutului de HCO 3- obținut pentru probe de apă de fântână utilizată ca surs ă de apă
potabilă în cadrul studiului curent. În cadrul prezentului studiu, c onținutul de HCO 3- variază
între 281 – 571 mg/L, conform Hoaghia et al. (2015 a).
Alcalinitatea totală (a T) a probelor de apă este cuprinsă în domeniul 3,0 – 9,7 mmol/L,
în sezonul de primăvară, între 4,2 – 9,2 mmol/L și între 4,4 – 9,6 mmol/L în luna august,
2014, respectiv luna august 2016 ( Figura V.8 ). Probele de apă F1 și F16 prezintă cele mai
scăzute valori ale alcalinită ții totale din toate cele tr ei seturi de apă prelevate. Iar pentru
probele de apă F4, F13 și F23 s -au determinat maximele alcalinită ții totale din cele trei tran șe
de probe de apă.

80
a)
0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18I1I2
aT(mmol/L)Probe de apă potabilăAugust 2014
Martie 2014
b)
0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18F19F20F21F22F23F24F25F26I1I2I3
aT(mmol/L )Probe de apă otabilă
August 2016
Figura V.8 Varia ția alcalinită ții totale (a T) probelor de apă potabilă prelevate în martie,
august 2014 (a) și august 2016 (b)

Metoda gravimetrică de determinare a reziduului filtrabil uscat la 105°C, reactivii
utiliza ți și formulele de calcul sunt descrise în Capitolul IV.3 . Subcapitolul IV.3.5 .

81
Valorile reziduului filtrabil uscat la 105°C , obținut în cadrul primului set de probe
prelevate în sezonul primăverii , se încadrează între 0,53 – 1,21 mg/L, proba de apă F13 având
cea mai ridicată valoare ( Tabel V.10. ). În lunile august valorile reziduu lui variază între 0,55 –
3,57 mg/L și 0,24 – 3,40.

Tabel V.10. Descrierea statistică a valorilor reziduului filtrabil la 105°C
Reziduu filtrabil uscat
la 105°C (mg/L)
Val. min. 0,24
Val. max. 3,6
Val. medie 1,50
Devia ția standard 0,67
Mediana 1,4
CMA* –
*CMA conform legisla ției române ști în vigoare (Legea 311, 2014);

Valorile cele mai ridicate pentru SO 42-, CE și reziduu filtrabil la 105°C s -au măsurat și
calculat pentru probele de apă potabilă prelevate în cele trei sesiuni de prelevare, respectiv
pentru probele de apă potabilă din fântânile F13, F15 -F20 și din izvoarele publice I1, I2 și I3.

V.1.5 Concluzii

Pregătirea probelor de apă și analizele fizico -chimice s -au efectuat conform
standardelor aferente descrise în cadrul Capitolului IV. Rezultatele analizelor fizico -chimice
s-au comparat cu CMA stabilite în cadrul legisla ției în vigoare, respectiv a Legii 311 din
2004, privind calitat ea apei potabile și valorile ghid stabilite de Organiza ția Mondială a
Sănătă ții, prin Ghidul privind calitatea apei potabile. Conform rezultatelor analizelor fizico –
chimice și legisla ției în vigoare, probele de apă potabilă din municipiul Media ș analizate în
lucrarea de fa ță prezintă concentra ții ale parametrilor chimici măsura ți și calcula ți ce se
încadrează în limitele maxim admise, cu excep ția Cd, Pb, SO 42-, NO 2-, NO 3-, NH 4+, durită ții
totale și CCO -Mn.
Rezultatele pH -ului cuprinse între 7,0 și 8,0 clasifică sursele de apă potabile studiate în
categoria apelor circumneutrale.
Concentra țiile de NO 2-, NO 3-, NH 4+ depă șesc CMA, conform legisla ției în vigoare
pentru majoritatea probelor, atât pentru cele prelevate în sezonul primăverii, cât și pentr u cele
recoltate în sezonul estival (2014 și 2016). Concentra țiile sub CMA s -au înregistrat pentru

82
probele care nu au surse de poluare cu materie organică, precum probele F19 -F22, F24 și I3.
Pe de altă parte, pentru restul probelor de apă, sursele compu șilor azotului (NO 2-, NO 3-,
NH 4+,) sunt activită țile agricole, respectiv cre șterea animalelor (depozitarea de șeurilor
animaliere în vecinătatea surselor de apă potabilă) și posibil , utilizarea îngră șămintelor
chimice pe bază de azot. Ar trebui menționat că localizarea culturilor este la distan ță
considerabilă, iar altitudinea surselor de apă este mai ridicată fa ță de cea a culturilor agricole,
astfel încât, direc ția de curgere a acviferelor este dinspre localizarea surselor de apă potabilă
spre cea a culturilor agricole și nu explică contaminarea determinată. Aș a cum s -a afirmat în
Subcapitolul V.1.3 ., studiul literaturii de specialitate a evidențiat faptul că n u doar la nivel
local poluarea cu compu și ai azotului este prezentă, ci la nivel de țară și nivel global .
Conținutul de SO 42- determinat variază între 4,01 – 252 mg/L, cu valoarea maximă
obținută în sezonul ploios (martie) pentru proba de apă F15, a cărui concentra ție scade în
următoarele sezoane. Restul con ținutului de anioni (Cl- și F-) nu dep ășește valorile CMA,
stabilite de legisla ția în vigoare.
Se observă o corelare între concentra ția de SO 42-, valorile reziduului filtrabil la 105°C
și CE, probele de apă cu concentra țiile cele mai ridicate ale acestor parametri , dar sub limitele
maxim admise fiind F13, F18 -F20 și I1, I2, I3.
În ceea ce prive ște con ținutul de metale, rezultatele obținute indică o poluare cu Cd,
Mn și Pb. Concentra țiile maxim admise sunt depă șite de trei și de patru ori în sezonul estival
(2014 și 2016), în cazul unei probe de apă, F14, a cărei sursă de Cd poate fi depozitul de
materiale feroase depozitate lângă sursa de apă, ca urmare a scurgerilor în urma căderii
precipita țiilor. CMA pentru Mn este depă șită de două ori, în cazul a două probe de a pă, F11 și
F12, restul concentra țiilor de Mn fiind cuprins între 0,12 – 33 mg/L (martie, 2014), 0,20 – 43
mg/L (august, 2014) și între 0,27 – 42 mg/L (august, 2016). Limita maximă admisă a Pb este
de asemenea depă șită cu 0,02% în cazul unei probe de apă pr elevată în august, 2014.
Restul concentra țiilor de metale nu depă șește valorile stabilite ale CMA, conform
legisla ției române ști în vigoare.
Duritatea totală și CCO -Mn depă șesc valorile CMA de trei până la opt ori, respectiv
de patru până la cinci ori, ind icând o apă dură și o apă contaminată cu materie organică.
Conținutul de bicarbona ți și alcalinită ții totale este constant în toate cele trei seturi de probe,
rezultatele corelându -se cu valorile durită ții totale.

83
V.2. Tipologia apelor subterane în func ție de diagrama Piper și diagrama
Stiff

Tipologia apelor subterane poate fi determinată cu ajutorul diagramelor Piper și Stiff,
care se compun prin utilizarea concentra țiilor SO 42-, Cl-, Na, Mg, K și a con ținutului de
HCO 3- și CO 32-. Pentru studiul de fa ță, diagramele Piper s -au ob ținut cu ajutorul programului
GW_Chart versiunea 1.29.00, U.S. Geological Survey , iar diagramele Stiff, folosind
programul AqQa versiunea 1.1.5.1 .
Conform unui studiu de monitorizare realizat pe o durată de timp de șapte luni privind
calitatea probelor de apă potabilă, Hoaghia et al. 2015 a, respectiv a diagramelor Piper, probele
de apă studiate din municipiul Media ș se încadrează în clasa apelor Ca -HCO 3- (Figura V. 9. ).

Figura V.9. Diagrama Piper aplicată unor probe de apă potabilă din Media ș (Hoaghia et al., 2015a )

În studiul de fa ță, probele de apă potabilă prelevate din municipiul Media ș, din prima
sesiune de prelevare, martie 2014 se clasifică în clasa de apă Ca -HCO 3-, două di ntre probele
de apă, F11 și F12 având tendin țe spre Na -HCO 3- (Figura V.10. ) (Hoaghia et al., 2015 b).
Ca2+
CATIONSMg2+Na+ + K+CO32- + HCO3-
SO
42-
Cl-
ANIONSSO42- + Cl-Ca2+
+ Mg2+
1000
01001000
0100
10000100100
1000 0EXPLANATION
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7

84

Figura V.10. Diagrama Piper – tipologia apelor potabile studiate (Martie, 2014) (Hoaghia et al., 2015 b)
Pentru cele două probe de apă F11 și F12 s -au înregistrat cele mai ridicate concentra ții
de Na, astfel încânt tipologia lor este mai degrabă Na -HCO 3-, așa cum de altfel și diagramele
Stiff confirmă . Cu ajutorul diagrameu Stiff se poate observa raportul dintre con ținutul ionilor
și bicarbona ților, astf el în Figura V.11. se pot observa cele mai ridicate versus cele mai
scăzute concentra ții de Na.

Figura V.11. Diagrame Stiff pentru probele de apă potabilă F4, F6, F11 și F12 (Martie, 2014)

În luna august, 2014, 80% din probele de apă se încadrează în tipologia apelor
Ca-HCO 3- (Figura V.12.).
Ca2+
CATIONSMg2+Na+ + K+CO32- + HCO3-
SO
42-
Cl-
ANIONSSO42- + Cl-Ca2+
+ Mg2+
1000
01001000
0100
10000100100
1000 0EXPLANATION
I1
I2
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18

85

Figura V.12. Diagrama Piper – tipologia apelor potabile studiate (August, 2014)
Restul probelor de apă de 15%, respectiv F11, F12 și F14 se încadrează în categoria
apelor Na -K-HCO 3-, având cele mai ridicate concentra ții de Na și K. Proba de apă F1 tinde
spre Na -Cl-, având cea mai ridicată concentra ție de Cl- (Figura V. 13.).
Tipologia apelor potabile prelevate și analizate în ultima sesiune de prelevare din
august, 2016 este una mai variată comparativ cu datele prezentate anterior, prin prelevarea
unor noi probe din loca ții diferite, comparativ cu probele anterior prelevate, tocmai pentru a
identifica influen ța locului, respectiv a activită ților desfă șurate în vecinătatea surselor de apă
potabilă. Astfel încât, majoritatea probelor (76%) se încadrează în categoria apelor Ca -HCO 3-,
restul de 17% se încadrează în categoria apelor Na -HCO 3-, respectiv probele de apă F11, F12,
F14, F21 și I3. Trei pr ocente din probe se clasifică în ape de tip Na -K-HCO 3-, având cele mai
ridicate concentra ții de Na și K (Figura V.14.).
Se poate corela con țintul de Na dintre cele două seturi de probe de apă prelevate în
luna august, dar în ani diferi ți, 2014 respectiv 20 16 cu ajutorul diagramelor Piper și Stiff,
observându -se factul că acelea și probe de apă se încadrează în aceea și categorie de apă,
respectiv cea a Na -HCO 3-.
Conținutul redus de Ca și concentra țiile relativ ridicate de Na și K clasifică probele de
apă F23 și F24 în categoria tipologiei Na -K-HCO 3-.

Ca2+
CATIONSMg2+Na+ + K+CO32- + HCO3-
SO
42-
Cl-
ANIONSSO42- + Cl-Ca2+
+ Mg2+
1000
01001000
0100
10000100100
1000 0EXPLANATION
I1
I2
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18

86

Figura V.13. Diagrame Stiff pentru probele de apă potabilă F1, F11, F12 și F14 (August, 2014)

Figura V.14. Diagrama Piper – tipologia apelor potabile studiate (August, 2016)

Cu ajutorul diagramei Stiff se poate observa raportul concentra țiilor parametrilor
chimici men ționați. (Figura V.15.)

Ca2+
CATIONSMg2+Na+ + K+CO32- + HCO3-
SO
42-
Cl-
ANIONSSO42- + Cl-Ca2+
+ Mg2+
1000
01001000
0100
10000100100
1000 0EXPLANATION
I1
I2
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
I1
I2
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
I1
I2
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
I1
I2
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
I1
I2
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
F19
F20
F21
F22
F23
F24
F25
F26
I3

87

Figura V.15. Diagrame Stiff pentru probele de apă potabilă F11, F12, F21, F23, F24 și I3
(August, 2016)

V.2.1 Concluzii

Rezultatele arată că majoritatea probelor de apă potabilă studiate se încadrează în
categoria de apă tip Ca -HCO 3-, categorie dată de con ținutul predominant între ioni, respectiv
între Ca, Mg, Na, K, SO 42-, Cl- și HCO 3-. În sezonul primăverii, martie 2014, 10% din probele
de apă se clasifică în categoria apelor Na -HCO 3-, având cele mai ridicate concentra ții de Na,
comparativ cu restul probelor de apă, iar 90% din probele de apă intră în categoria Ca -HCO 3-,
fiind caracterizate de un con ținut de Ca mai ridicat . Probele de apă potabilă prelevate în
august 2014 sunt clasificate în categoria de apă Ca -HCO 3-, pentru 80% din probele de apă,
15% se încadrează în tipologia Na -K-HCO 3-, probele de apă având cele mai ridicate
concentra ții de Na și K. Iar 5% sunt caracter izate de con ținut ridicat de Na și Cl-, astfel încât
sunt clasificate în categoria de apă Na -Cl-HCO 3 Rezultatele din august 2016, arată că 76% din
probele de apă sunt ape tip Ca -HCO 3-, 17% sunt ape de tip Na -HCO 3-, iar 3% din probele de
apă se încadrează î n categoria apelor de tipul Na -K-HCO 3-. Cu ajutorul diagramelor Piper și

88
Stiff se pot face de asemenea , corela ții între con ținutul diferi ților indicatori chimici, respectiv
conțintul de Ca, Na, K, Mg, SO 42- și HCO 3-.

V. 3. Varia țiile sezoniere și varia țiile climatice ale compu șilor chimici

Varia ții sezoniere
Varia țiile indicatorilor chimici ai apei pot fi atât sezoniere, cât și climatice, în func ție
de varia țiile condi țiilor meteo care se petrec în acela și an, dar și între ani. Compu șii chimici
sunt predispu și la (1) modificări cantitative datorate procese lor de dilu ție sau de concentrare,
ca urmare a cantită ților căderilor de precipita ții și a tipologiei acestora (spre exemplu,
cataclisme naturale, fenomene meteorologice extreme, care au o frecven ță mică) și (2) la
modificări calitative, prin diverse reac ții chimice (spre exemplu, de reducere).
Calitatea chimică a apei subterane utilizată ca sursă de apă potabilă în municipiul
Media ș și nu numai, ci și la nivel de țară și la nivel global, este influe nțată de condi țiile
meteo. Concentra țiile indicatorilor chimici, precum anionii (NO 2-, NO 3-, SO 42-, F-, Cl-), NH 4+
și CE sunt direct influen țați de căderile de precipita ții sau de lipsa acestora. În sezonul de
primăvară, datorită precipita țiilor abundente și topirii zăpezii, con ținutul compu șilor chimici
este diluat pentru concentra țiile de compu și ai azotului și concentra țiile de metale, dar
indicatori precum pH, TSD și Cl- prezintă valori mari ridicate, indicând antrenarea și
concentrarea con ținutului de săruri. Conform unui studiu de monitorizare a calită ții chimice a
apei subterane din municipiul Media ș, studiul începând la începutul iernii (noiembrie 2012) și
finalizându -se la finalul primăverii (mai, 2013) se poate observa scăderea con ținutului de
anioni în lunile caracterizate de căderi de precipita ții abundente și respectiv , o concentrare a
acestora în lunile secetoase ( Figura V.16.).
050100150200250300
Nov Dec Jan Feb Mar Apr MayF1
F2
F3
F4
F5
F6
F7NO 3-concentration (mg/l)
MAC

0123456
Nov Dec Jan Feb Mar Apr MayF1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
MACNO 2-concentration (mg/l)
Figura V.16. Varia ții ale concentra țiilor de NO 3– și NO 2- (Hoaghia et al., 2015 a)

89
Cu a jutorul reprezentărilor grafice Box and Whisker se pot prezenta varia țiile
indicatorilor chimici, respectiv pe sezoane și pe ani (varia ții climatice). În studiul curent s -au
aplicat astfel de reprezentări, pentru ca varia țiile sezoniere și cele climatice să poată fi
identificate.
În ceea ce prive ște varia țiile sezoniere, valorile pH -ul variază mai puternic în sezonul
ploios, în compara ție cu cel secetos, ceea ce indică un aport diferit al con ținutului de săruri
pentru diver se probe. Valorile CE variază similar, în medie, dar în sezonul secetos se poate
observa un interval mai larg de concentra ții (Figura V.17.).
Martie
2014August
20146,97,17,37,57,77,98,1pH

Martie
2014August
201460080010001200140016001800CE (µS/cm)
Figura V.17. Varia ții ale valorilor pH -ului și CE

Conținutul compu șilor azotului (NO 2- și NO 3-) prezintă valori minime și intervalul cel
mai restrâns de concentra ții în sezonul lunii martie, comparativ cu sezonul verii, august, 2014
ceea ce semnifică concentrarea apelor cu con ținut de NO 2- și NO 3-, datorită secetei. De
asemenea, con ținutul de NH 4+ este mari ridicat și variază mai pronun țat în sezonul secetos,
datorită scăderii nivelului piezometric acviferului. Con ținutul de SO 42- variază mai puternic și
cu concentra ții mai ridicate în sezonul ploios, după cu m se poate observa și în Figura V.18 .
Privind con ținutul de metale grele (Pb, As, Cr, Cu) se observă o varia ție și totodată un
conținut mai concentrat de metale în sezonul lunii august. Nivelul apei potabile fiind scăzut,
concentra țiile metalelor grele cresc comparativ cu concentra țiile metalelor grele din probele
de apă prelevate în sezonul ploios al lunii martie. Doar în cazul con ținutului de As, varia țiile
sezoniere sunt pu țin observabile, nesemnificative ( Figura V.19.).

90

Martie
2014August
20140,00,51,01,52,02,5NO2-(mg/L)
Martie
2014August
20140255075100125150NO3-(mg/L)
Martie
2014August
2014010203040NH4+(mg/L)

Martie
2014August
20140100200300SO42-(mg/L)
Figura V.18. Varia ții ale concentra țiilor ionilor de NO 2-, NO 3-, NH 4+, SO 42-

Martie
2014August
201400,20,40,60,81Pb (µg/L)

Martie
2014August
20140,00,51,01,52,02,5As (µg/L)
Martie
2014August
20140,02,04,06,0Cr (µg/L)

Martie
2014August
20140246810 Cu (µg/L )
Figura V.19. Varia ții ale concentra țiilor metalelor grele (Pb, As, Cr, Cu)

91

Conținutul de Zn este mai ridicat și variat în sezonul secetos, însă cel al Fe este invers.
Valorile maxime și cele mai ridicate ale concentra ției de Fe s -au înregistrat în luna martie,
2014, ceea ce poate semnifica o concentrare a surselor de apă potabilă cu Fe, ca urmare a
scurgerilor cu con ținut de Fe, eventual al procesului de coroziune a metalelor, respectiv de
oxidare a fierului, ca urmare a contactului apei cu metalul ( Figura V.20.).
Martie
2014August
2014020406080100120Zn (µg/L)

Martie
2014August
201420406080100120140160Fe (µg/L)
Figura V.20. Varia ții ale concentra țiilor metalelor grele (Zn și Fe)

Varia ții climatice
Varia țiile climatice în general sunt nesemnificative, mai ales în cazul lipsei
fenomenelor meteorologice extreme (alunecări de teren, inunda ții, secetă extremă și
îndelungată) sau accidentelor cu impact asupra modificării calită ții mediului (explozie
centrală nucleară, scurgeri combustibili fosili, scurgeri de șeuri peri culoase). În perioada
studiului de fa ță, nu au avut loc astfel de fenomene, condi țiile meteorologice fiind relativ
similare celor doi ani de studiu, 2014, 2016. În urma analizelor chimice, reprezentările Box
and Whisker indică varia ții semnificative climat ice ale indicatorilor chimici, pH, NH 4+, SO 42-
și varia ții nesemnificative pentru con ținutul de CE, NO 2-, NO 3- (Figura V.21, Figura V. 22 ).
August
2014August
201677,17,27,37,47,57,67,77,8 pH

August
2014August
20167009001100130015001700CE (µS/cm)
Figura V.21. Varia ții ale valorilor pH -ului și CE

92

August
2014August
20160,00,51,01,52,02,5NO2-(mg/L)

August
2014August
20160255075100125150175NO3-(mg/L)
August
2014August
2016010203040NH4+(mg/L)

August
2014August
2016050100150200SO42-(mg/L)
Figura V.22. Varia ții ale concentra țiilor ionilor de NO 2-, NO 3-, NH 4+, SO 42-

Conținutul de metale grele variază nesemnificativ în cele două luni ale anului 2014 ,
conținutul de Pb și de Fe prezentând varia ții maxime în august, 2016. În ceea ce prive ște
restul metalelor grele (As, Cr, Cu și Zn), concentra țiile maxime s -au măsurat în luna august a
anului 2016. ( Figura V.24.)
August
2014August
20160,00,51,01,52,02,5 As (µg/L)

August
2014August
20160,00,20,40,60,81,01,2Pb (µg/L)

93

August
2014August
20160,02,04,06,0Cr (µg/L )
August
2014August
20160510Cu (µg/L)
Figura V.23. Varia ții ale concentra țiilor metalelor grele (Pb, As, Cr, Cu)
August
2014August
2016020406080100120Zn (µg/L)

August
2014August
20162030405060708090Fe (µg/L)
Figura V.24. Varia ții ale concentra țiilor metalelor grele (Zn și Fe)

V.3.1 Concluzii

Varia țiile sezoniere au influen țe calitative și cantitative asupra con ținutului de compu și
chimic i. În studiul de fa ță s-au notificat varia ții ale concentra țiilor de anioni (NO 2-, NO 3-,
SO 42-, F-, Cl-), conținutului de NH 4+ și valorii CE. Căderile de precipita ții abundente din
sezonul prim ăvară 2014 (martie, 2014) și topirea zăpezii au influen țat concentra țiile
compu șilor azotului (NO 2-, NO 3-, NH 4+) și concentra țiile metalelor (As, Cd, Cr, Cu, Fe, Pb,
Zn). Parametrii chimici, precum pH și Cl- prezintă valori mari ridicate, indicând o antrenare,
respectiv o concentrare a con ținutului de săruri.
Cu ajutorul reprezentărilor grafice Box and Whisker, varia țiile sezonie re și cele
climatice pot fi observate și mai u șor interpretate. Astfel încât, s-au înregistrat valori ale pH –
ului care variază în sezonul ploios, în compara ție cu cel secetos, indicând un aport specific al
conținutului de săruri specific fiecărei probe de apă. Valorile CE variază semnificativ dar în
sezonul secetos, putându -se observa un interval mai larg de concentra ții.

94
Nivelul concentra țiilor de NO 2- și de NO 3- este relativ redus, prezentând un interval de
concentra ții mai redus în luna martie 2014 în co mpara ție cu luna august 2014, în care , deși
intervalul varia țiilor este mai restrâns, concentra țiile NO 2- și de NO 3- sunt mai ridicat e.
Totodată și concentra țiile de NH 4+ sunt mai ridicate, variind semnificativ în acela și sezon
secetos, cauza fiind scăderea nivelului piezometric acviferului.
Pe de altă parte , concentra țiile ionului de SO 42- variază semnificativ, înregistrându -se
concentra ții mai ridicate în sezonul ploios, martie.
Metalele grele s -au determinat în concen trații mai ridicate în sezonul secetos, august
2014, observându -se totodată și o varia ție sezonieră. Cu excep ția con ținutului de As, care nu
prezintă varia ții sezoniere semnificative, con ținutul metalelor grele studiate variază de la un
sezon la celălalt, concentra țiile cele mai ridicate măsurându -se în sezonul secetos.
Varia țiile sezoniere sunt nesemnificative, având în vedere condi țiile climatice relativ
similare ale celor două luni studiate (august 2014 și august 2016). Confor m rezultatelor
obținute, conținutul metalelor grele variază nesemnificativ, con ținutul CE și concentra țiilor de
NO 2-, NO 3- de asemenea, însă s -au observat varia ții ale pH -ului, SO 42- și NH 4+.

V.4. Calcul ul indicilor de contaminare și indicilor de poluare

Prezentarea metodelor de calcul al indicilor de contaminare și indicilor de poluare s -a
realizat în cadrul Capitolului III. Subcapitolul III.1. Pentru calcularea indicelui de
contaminare și a celor doi indici de poluare s -au utilizat rezultatele obținute ale conținutul ui
de metale grele: As, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb și Zn.
Pentru calculul indicatorilor în cadrul prezentei lucrări s -au luat în considerare
concentrațiile maxim admise conform legislației românești în vigoare, respectiv Leg ea 311
din 2004, privind calitatea apei potabile (pentru valorile Si și Hmac). Factorul Ii este considerat
zero, deoarece legislația nu prevede valori ideale sau valori normale pentru apa potabilă, în
comparație cu alte legislații internaționale, precum legislația indiană (Bhuiyan et al., 2010;
Mohan et al., 1996).

V.4.1 Indicele de contaminare ( Cd)

Rezultatele ob ținute pentru Cd în toate cele trei sezoane de recoltare nu prezintă valori
mai mari de valoarea critică ( Cd = 1), ceea ce semnifică necontaminarea probelor de apă

95
potabilă cu metalele grele studiate. Intervalul de încadrare al rezultatelor este -8,75 și -2,11
(Figura V.25.). În sezonul prim ăvară , martie, 2014, valoarea maxim ob ținută a fost de -7,63
pentru proba de apă F1. În următoarele două sezoane, valorile maxim e au fost de -2,11 și
-4,21, pentru probele de apă F14 și F14. Cea mai ridicată valoare s -a obținut pentru proba de
apă F14, datorită con ținutului ridicat de Cd (19,3 µg/L în august, 2014 și de 15,7 µg/L în
august, 2016).

-9,0-8,0-7,0-6,0-5,0-4,0-3,0-2,0
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
I1
I2Gradul de contaminare
(Cd)Probe de ap ă potabilă
Martie 2014
August 2014

-8,8-8,3-7,8-7,3-6,8-6,3-5,8-5,3-4,8-4,3
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
F19
F20
F21
F22
F23
F24
F25
F26
I1
I2
I3Gradul de contaminare
(Cd)Probe de ap ă potabilă
August 2016

Figura V.25. Varia ția valorilor indicel ui de contaminare (C d)
calculat pentru probele de apă potabilă analizate

Conform studiilor realizate în cadrul prezentei lucrări , apa potabilă din municipiul
Media ș prezintă valori similare ale indicelui de contaminare, cuprins între -4,66 și -7,75. De
asemenea s -au calculat și indicii de poluare HPI, cu valori cuprinse între 2,64 -5,21 și HEI, cu
rezultate cuprinse în intervalul 1,25 -4,34, ceea ce indică calitatea bu nă, a probelor de apă
potabilă studiate din punct de vedere chimic și al con ținutului de metale grele studiate: As,
Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni ,Pb și Zn (Hoaghia et al., 2013).

96
V.4.2 Indicele de poluare cu metale grele ( HPI)

Pentru calcul ul HPI, factorul Si și valoarea standard s -a utilizat conform CMA aferente
Legii 311, 2004, pentru toate metalele grele utilizate, iar valoarea ideală, Ii este considerată
zero ( Ii = 0). Rezultatele HPI se încadrează sub valoarea critică de 100, cu excep ția probei
F14, care datorită concentra ției ridicate de Cd, depă șesc valoarea de 100 în sezoanele estivale
(august 2014 și august 2016). În luna martie, 2014 intervalul în care se încadrează valorile
HPI este 1,45 -12,10, cu valoarea maximă ob ținută pentru proba de apă F4 și valoarea minimă
pentru F7 ( Figura V.26.).
0 50 100 150 200F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18I1I2
Indicele de poluare cu metale grele
(HPI)Probe de apă potabilăAugust 2014
Martie 2014
Valoare
critică
0 50 100 150F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18F19F20F21F22F23F24F25F26I1I2I3
Indicele de poluare cu metale grele
(HPI)Probe de apă potabilăAugust 2016
Valoare
critică

Figura V.26. Indicele de poluare cu metale grele (HPI) calculat pentru probele de apă potabilă

V.4.3 Indicele de evaluare a metalelor grele ( HEI)

Conform Subcapitolului III.1.2. , valorile corespunzătoare factorului HMAC sunt CMA,
conform Legii 311, 2004. Rezultatele HEI nu depă șesc nivelul de contaminare ridicat ( HEI >
80), valorile înregistrate fiind chiar mai mici decât nivelul de contaminare scăzut ( HEI < 40).
Cea mai ridicată valoare s -a obținut pentru proba de apă F14, în cele două sezoane estivale,
valoarea cea mai ridicată ob ținută și pentru HPI pentru aceea și probă de apă, ceea ce indică o
corela ție între valorile celor doi in dici. Cea mai mică valoare s -a obținut pentru proba de apă
F2 și F19, în sezonul ploios, martie 2014 și sezonul estival, august, 2016.

97
Pentru stabilirea corelațiilor existente între con ținutul de metale grele și indicii de
contaminare și de poluare s -au utilizat matricea d e corelare Pearson și analiza cluster.
Conform matricei de corelare, în luna marie, 2014 se pot observa corela ții semnificative între:
Cd-Cu, Cd -Zn, Cr -Fe, Cr -Pb, Cu -Zn, Fe -Pb, respectiv între Cd -HPI, Cr-Cd, Cr-HEI, Cu-Cd,
Cu-HPI, Cu-HEI, Fe-Cd, Fe-HEI, Zn-HPI, Pb-Cd și Pb-HEI (Tabel V.11.).
Tabel V.11. Matricea corela ției Pearson între con ținutul metalelor grele și valorile indicilor de
contaminare și de poluare pentru probele recoltate în martie, 2014 (n=20)
Varb. As Cd Cr Cu Mn Ni Fe Zn Pb Cd HPI HEI
As *1 -0,148 0,182 0,237 -0,200 0,053 0,126 -0,194 0,153 0,226 0,408 0,250
Cd -0,148 1 -0,088 0,611 0,034 0,127 -0,240 0,924 -0,119 0,189 0,725 0,186
Cr 0,182 -0,088 1 0,130 -0,198 -0,136 0,489 -0,145 0,786 0,447 0,319 0,455
Cu 0,237 0,611 0,130 1 -0,063 0,017 0,328 0,662 0,255 0,569 0,743 0,572
Mn -0,200 0,034 -0,198 -0,063 1 -0,183 -0,088 0,010 -0,253 0,358 0,014 0,351
Ni 0,053 0,127 -0,136 0,017 -0,183 1 0,140 0,106 -0,256 0,181 0,211 0,190
Fe 0,126 -0,240 0,489 0,328 -0,088 0,140 1 -0,243 0,646 0,750 0,212 0,743
Zn -0,194 0,924 -0,145 0,662 0,010 0,106 -0,243 1 -0,152 0,146 0,617 0,143
Pb 0,153 -0,119 0,786 0,255 -0,253 -0,256 0,646 -0,152 1 0,494 0,322 0,489
Cd 0,226 0,189 0,447 0,569 0,358 0,181 0,750 0,146 0,494 1 0,653 0,998
HPI 0,408 0,725 0,319 0,743 0,014 0,211 0,212 0,617 0,322 0,653 1 0,660
HEI 0,250 0,186 0,455 0,572 0,351 0,190 0,743 0,143 0,489 0,998 0,660 1
*Valorile boldate sunt diferite de 0 cu un nivel alpha semnificativ = 0,05
Metoda clusterului de acumulare grupează indicatorii chimici în func ție de similarită ți,
astfel încât în luna martie, 2014 există trei clustere de acumulare: C1 – alcătuit din Mn, As și
Ni, C2 – alcătuit din Cu, Cd și Zn și C3 – format din Fe, Cr și Pb ( Figura V.27.)

Figura V.27. Cluster de acumulare pentru con ținutul de metale grele (martie, 2014)

98
Pentru cel de -al doilea set de probe de apă, conform matricii de corela ții există
următoarele corela ții semnificative între con ținutul de metale grele: As -Cd, As -Ni, As -Pb, Cd-
Ni, Cd -Pb, Cr -Fe, Cu -Mn, Cu -Zn, Mn -Cu, Mn -Zn, Ni -As, Ni -Cd. Cei trei indicatori de
contaminare și de poluare se corelează pozitiv cu metalele grele, astfel: Cd cu As, Cd, Cu, Ni
Zn și Pb, HPI se corelează cu As, Cd, Ni și Pb, iar HEI se corelează cu As , Cd, Cu, Ni, Zn și
Pb (Tabel V.12.).
Tabel V.12. Matricea corela ției Pearson între con ținutul metalelor grele și
valorile indicilor de contaminare și de poluare pentru probele recoltate în august, 2014 (n=20)
Varb. As Cd Cr Cu Mn Ni Fe Zn Pb Cd HPI HEI
As 1 0,898 0,029 0,258 -0,055 0,664 0,047 0,294 0,836 0,862 0,929 0,862
Cd 0,898 1 0,110 0,239 -0,057 0,728 0,070 0,365 0,742 0,901 0,990 0,901
Cr 0,029 0,110 1 0,257 0,016 0,033 0,616 -0,039 0,122 0,176 0,117 0,176
Cu 0,258 0,239 0,257 1 0,552 0,105 -0,061 0,718 0,101 0,450 0,255 0,450
Mn -0,055 -0,057 0,016 0,552 1 -0,187 -0,284 0,533 0,127 0,342 0,013 0,342
Ni 0,664 0,728 0,033 0,105 -0,187 1 0,058 0,112 0,371 0,575 0,695 0,575
Fe 0,047 0,070 0,616 -0,061 -0,284 0,058 1 -0,308 -0,012 0,008 0,050 0,008
Zn 0,294 0,365 -0,039 0,718 0,533 0,112 -0,308 1 0,231 0,539 0,376 0,539
Pb 0,836 0,742 0,122 0,101 0,127 0,371 -0,012 0,231 1 0,833 0,822 0,833
Cd 0,862 0,901 0,176 0,450 0,342 0,575 0,008 0,539 0,833 1 0,939 1,000
HPI 0,929 0,990 0,117 0,255 0,013 0,695 0,050 0,376 0,822 0,939 1 0,939
HEI 0,862 0,901 0,176 0,450 0,342 0,575 0,008 0,539 0,833 1,000 0,939 1
*Valorile boldate sunt diferite de 0 cu un nivel alpha semnificativ = 0,05
În luna august, 2014 conform reprezentărilor cluster metalele se grupează similar
primului set de probe din martie, 2014, în trei grupuri: C1 – alcătuit din Ni, Pb, As și Cd, C2 –
format din Cr și Fe și C3 – format din Mn, Cu și Zn ( Figura V.28.).

Figur a V.28. Cluster de acumulare pentru con ținutul de metale grele (august, 2014)

99
Rezultatele obținute ale conținutului metalelor grele și ale indicatorilor de contaminare
și de poluare prezintă corela ții semnificative, a șa cum se poate vedea în Tabelul V.13 , și
anume: As se corelează cu Cd, Ni și Pb, Cd se corelează cu Ni și Zn, Cr se corelează cu Fe,
Mn cu Zn, Ni cu Fe. Indicatorii de contaminare și de poluare se corelează astfel: Cd cu As, Cd,
Mn, Ni și Zn, HPI cu As, Cd, Ni și Zn, iar HEI se corelează cu As, Cd, Ni și Zn ( Tabel V.13.)
Clusterele de aglomerare pentru proble de apă potabilă prelevate în august, 2016 sunt
în număr de trei: C1 – alcătuit din Mn, Cu și Pb, C2 – alcătuit din Cr și Fe, iar clusterul
numărul trei, C3 – este format din Cd, Zn, As și Ni ( Figura V. 29.). Anali zând rezultatele
obținute se poate remarca corelarea valorilor celor trei indici între cele mari ridicate și între
cele mai scăzute valori ob ținute, respective între valorile minime ale Cd și HEI pentru proba
de apă F1 și F2 în luna martie, 2014, între valorile minime ale Cd, HPI și HEI ale lunii august,
2014 pentru proba de apă F8. Se corelează de asemenea și cele mai mici valori ale rezultatelor
indicilor pentru luna august, 2016, pentru proba d e apă F19. Cele mai ridicate valori ale
indicilor s -au ob ținut pentru proba de apă F14, în lunile august, 2014 și 2016.
Tabel V.13. Matricea corela ției Pearson între con ținutul metalelor grele și valorile indicilor de
contaminare și de poluare pentru probe le recoltate în august, 2016 (n=29)
Varb. As Cd Cr Cu Mn Ni Fe Zn Pb Cd HPI HEI
As 1 0,628 0,174 0,007 -0,058 0,461 0,351 0,362 0,410 0,719 0,750 0,746
Cd 0,628 1 0,141 0,023 -0,019 0,430 0,121 0,679 -0,018 0,817 0,974 0,834
Cr 0,174 0,141 1 0,187 -0,205 0,089 0,507 -0,129 0,053 0,140 0,158 0,177
Cu 0,007 0,023 0,187 1 -0,007 -0,201 -0,137 0,013 0,146 0,135 0,048 0,147
Mn -0,058 -0,019 -0,205 -0,007 1 -0,014 -0,104 0,554 -0,048 0,368 0,011 0,363
Ni 0,461 0,430 0,089 -0,201 -0,014 1 0,370 0,188 -0,074 0,500 0,449 0,431
Fe 0,351 0,121 0,507 -0,137 -0,104 0,370 1 -0,096 0,130 0,222 0,177 0,259
Zn 0,362 0,679 -0,129 0,013 0,554 0,188 -0,096 1 -0,126 0,729 0,659 0,741
Pb 0,410 -0,018 0,053 0,146 -0,048 -0,074 0,130 -0,126 1 0,275 0,187 0,292
Cd 0,719 0,817 0,140 0,135 0,368 0,500 0,222 0,729 0,275 1 0,888 0,980
HPI 0,750 0,974 0,158 0,048 0,011 0,449 0,177 0,659 0,187 0,888 1 0,907
HEI 0,746 0,834 0,177 0,147 0,363 0,431 0,259 0,741 0,292 0,980 0,907 1
*Valorile boldate sunt diferite de 0 cu un nivel alpha semnificativ = 0,05

100

Figura V. 29. Cluster de acumulare pentru con ținutul de metale grele (august, 2016)

V.4.4 Concluzii

Pentru calcularea indicelui de contaminare și a indicilor de poluare s -au utilizat ca
valori standard , valorile CMA conform Legii 311, 2004 privind calit atea apei potabile .
Rezultatele obținute ale Cd se încadrează în intervalul de valori -8,75 și -2,11,valori ce nu
depă șesc nivelul scăzut de poluare ( Cd < 1,0). În schimb valorile ob ținute în urma calculului
HPI depășesc în cazul a două probe de apă valoarea critică de 100, datorită concentra ției
ridicate de Cd. Valoarea critică a HPI este depă șită pentru aceea și probă de apă în cele două
campanii de prelevare ale lunii august, 2014 și 2016. În luna martie, 2014, val oarea maximă
obținută este de 12,10, ceea ce clasifică apele potabile în categoria apelor nepoluate.
Conform rezultatelor HEI, probele de apă studiate sunt necontaminate, valorile
obținute se încadrează între 0,25 -1,37 (martie, 2014), 0,42 -6,89 (august, 20 14) și în domeniul
0,25-4,79 (au gust, 2016). Cei trei indici se corelează, în special în ceea ce prive ște cele mai
ridicate valori și valorile minime ob ținute.
De asemenea, cu ajutorul matricii de corelare Pearson și a clusterelor de acumulare,
s-au identificat corela țiile existente între conținutul de metalele grele și între conținutul de
metalele grele și indicii de contaminare și indicii de poluare.

101
V.5. Indici de calitate a apei potabile

Indicii de calitate utiliza ți și calcula ți pentru a eva lua calitatea apelor potabile din
lucrarea de fa ță sunt WQI și DWQI . Metodologia și modul de calcul al acestor doi indici sunt
descrise în cap Subcapitolul III.2 .. Rezultatele ob ținute clasifică apele potabile studiate din
municipiul Media ș în ape cu calitate bună, slabă și ape nerecomandate pentru băut.

V.5.1 Indicele de calitate a apei ( WQI )

Indicatorii utiliza ți pentru calculului WQI sunt pH, CE , alcalinitatea totală, duritatea
totală, TDS, Ca, Mg, Fe, F-, NO 3-, Cl- și SO 42-. Valorile standard utilizate sunt valorile CMA
conform legisla ției române ști în vigoare privind calitatea apei potabile (Legea 311, 2004) și
valorile ghid pentru indicatorii c are în prezent nu sunt reglementa ți în legisla ția românească
(TSD), conform WHO, 2011. Modul de calcul al WQI este prezentat în Anexa 3.
Majoritatea r ezultatel or WQI depă șesc valoarea critică de 100, caracterizând probel e
de apă potabilă aferente în ape care nu sunt recomandat pentru băut.
În luna martie, 2014 valorile de încadrare ale WQI sunt 67 – 166, valoarea minimă
fiindu -i atribuită probei de apă F12, iar valoarea maximă probei de apă F15 ( Figura V.3 0.).
6080100120140160180
I1
I2
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18Imdicele de calitate a apei
(WQI )
Probe de ap ă potabilăMartie 2014
August 2014
Valoare critică

Figura V.3 0. Varia ția valorilor indicelui de calitate a apei (WQI) pentru probele de apă potabilă
prelevate în anul 2014 (Martie și August)

102
În august 2014, valoarea minimă este de 65, ob ținută pentru proba de apă F12, iar
maxima de 165, caracterizează proba F13. Se poate o bserva corela ția între rezultatele WQI
pentru proba F12, ceea ce atestă faptul că apa are un statut de calitate slab.
Un procent de 95% din probele de a pă potabilă prelevate în martie 2014 se încadrează
în categoria ape cu statut nerecomandat pentru băut , restul de 5% fiind reprezentat de ape
potabile cu statut de calitate foarte slab . În luna august, 2014, situa ția este aproape similar ă,
70% reprezintă apa potabilă cu statut nerecomandat pentru băut , 20% sunt ape cu statut de
calitate foarte slab , iar re stul probelor de 10% este reprezentat de apă potabilă cu statut de
calitate slabă (Figura V.3 1). În ultima categorie se încadrează probele de apă potabilă F11 și
F12.
5%
95%Martie 2014
Foarte slab
Nerecomandat
pentru baut
10%
20%
70%August 2014
Slab
Foarte slab
Nerecomandat
pentru băut
14%
14%
72%August 2016
Slab
Foarte slab
Nerecomandat
pentru băut
14%
14%
72%August 2016
Slab
Foarte slab
Nerecomandat
pentru băut

Figura V.3 1. Clasificarea apelor potabile în func ție de statutul de calitate dat de rezultatele calculului
indicelui de calitate a apei (WQI)
6080100120140160180
I1
I2
I3
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
F19
F20
F21
F22
F23
F24
F25
F26Imdicele de calitate a apei
(WQI )
Probe de ap ă potabilăAugust 2016
Valoare critică

Figura V.3 2. Varia ția valorilor indicelui de calitate a apei (WQI) pentru probele de apă potabilă
prelevate în anul 2016 (August)

Pentru campania august 2016, valorile de încadrare ale WQI sunt 67 – 163, valoarea
minimă fiindu -i atribuită probe i de apă F12, iar maxima , probei de apă I2 ( Figura V.33.).
Media valorilor es te de 114, iar devia ția standard de 26,7. Rezultatele sunt relativ similare

103
celor ob ținute în luna august 2014 : 72% din probele de apă se încadrează în categoria ape
nerecomandate pentru băut , 14% în categoria ape cu statut de calitate foarte slab și tot 1 4%
în categoria ape cu statut de calitate slab , așa cum se poate observa și în Figura V.32 .
Valorile foarte ridicate ale WQI sunt date de con ținutul de NO 3- și valoarea d T, care
depă șesc CMA de două până la patru ori pentru NO 3- și până la șase ori.

V.5.2 Indicele de calitate a apei potabile ( DWQI )

Evaluarea calită ții probelor de apă potabilă s -a realizat și cu ajutorul unui alt indice de
calitate, respectiv cu ajutorul DWQI . Diferen ța dintre cei doi indici este dată de complexitatea
celui de -al doilea i ndice, DWQI , față de WQI prin numărul mai ridicat de indicatori chimici
utiliza ți, de 2 0 la număr și prin clasele de calitate elaborate, care sunt mai c oncludente. Cei 2 0
de parametri utiliza ți sunt pH -ul, C E, Na, Cl-, SO 42-, aT, dT, Ca, Mg, Fe, F-, NO 3-, NO 2-, Mn,
Zn, Cd, Cr, Cu, Pb, și Ni. Standardele utilizate sunt valorile CMA, conform Legii 311, 2004.
În Anexa 4, modul de calcul al indicatorului DWQI poate fi urmărit.
Rezultatele DWQI indică o calitate slabă pentru majoritatea probelor de apă prelevate
în toate cele trei campanii de prelevare. În sezonul ploios, martie, 2014, un procent de 55%
din probele de apă este clasificat în categoria ape potabile cu calitate slabă , 25% este
reprezentat de probele caracterizate de o calitate foarte slabă (Figura V.33.).

10%
10%
55%25%Martie , 2014
7%
7%
83%3%August , 2014
Acceptabil
Marginal
Slab
Foarte slab
10%
21%
69%August, 2016
7% 7%
83%3%August , 2014
Acceptabil
Marginal
Slab
Foarte slab

Figura V.3 3. Calitate apelor potabile, conform rezultatelor calcului DWQI

Restul de 20% se împarte în ape potabile cu o calitate acceptabilă (10%) și ape
potabile caracterizate de o calitate marginală (10%). În sezonul estival, 2014 83% din
probele de apă potabilă se încadrează în ape potabile cu o calitate slabă , 7% din probe se

104
caracterizează cu o calitate acceptabilă , 7% cu o calitate marginală , iar restul probelor de 3%
prezintă o calitate foarte slabă .
(a)
5560657075808590
F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18 I1I2Indice de calitate al apei potabile
(DWQI )
Probe de ap ă potabilăMartie 2014
Marginal
Marginal
Slab
Slab
Foarte SlabMarginalAcceptabil
(b)
60657075808590
F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18I1I2Indice de calitate al apei potabile
(DWQI )
Probe de ap ă potabilăAugust 2014
Marginal
Marginal
Slab
Slab
SlabAcceptabil
Figura V.3 4. Varia ția scorului DWQI probelor de apă potabilă, martie 2014 (a) și august 2014 (b)

Raportul dintre tipul celor două calită ți de apă potabilă este similar probelor recoltate
în sezonul estival al anului 2016, excep ție făcând încadrarea probelor de apă potabilă doar în
trei clase de calitate, conform DWQI . Astfel încât, 69% din probe sunt slabe din punct de
vedere calitativ , 21% sunt marginale , iar 10% sunt caracterizate de o calitate acceptabilă .
Probele cu scorurile cele mai ridicate ale DWQI sunt F1, F3 și F7 în primul sezon de
recoltare, F1, F6 și F18 din setul probelor recoltate în august 2014 și (Figura V.3 4a și Figura
V.34b).
Probele de apă potabilă prelevate în luna august 2016 se încadrează în două clase de
calitate, slabă și marginală . Scorul cel mai ridicat al DWQI este ob ținut pentru proba de apă

105
F1, F6 și F19, iar cele mai scăzute scoruri s -au calculat pentru probele de apă F17, F25 și I2
(Figura V.3 5.)
60657075808590
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
F19
F20
F21
F22
F23
F24
F25
F26
I1
I2
I3Indice de calitate al apei potabile
(DWQI )
Probe de ap ă potabilăAugust 2016
Marginal
Marginal
Slab
SlabAcceptabil

Figura V.3 5. Varia ția scorului DWQI probelor de apă potabilă, august 2016

V.5.3 Concluzii

Conform rezultatelor obținute ale indicilor WQI și DWQI , majoritatea probele de apă
potabilă se clasifică în clase de calitate slabe , foarte slabe și nerecomandate pentru băut , în
funcție de concentra țiile unor parametri chimici care depă șesc CMA (d T, NO 2-, NO 3-).
Rezultatele privind WQI depă șesc valoarea crit ică de 100 pentru majoritatea probelor de apă
potabilă, clasificându -se astfel în categoria ape potabile nerecomandate pentru băut . În luna
martie, 2014, un procent de 95% din probele de apă potabilă prezintă un statut nerecomandat
pentru băut din punct de vedere calitativ. Restul de 5% sunt ape potabile a căror calitate este
foarte slabă . În luna august, 2014, majoritatea probelor de apă (70%) sunt probe de apă
potabilă, care conform WQI sunt nerecomandate pentru băut , restul de 30% se împarte în ape
potab ile cu calitate slabă (10%) și ape potabile cu calitate foarte slabă (20%). Probele
recoltate în luna august, 2016 sunt caracterizate de o calitate foarte slabă (14%) calitate slabă
(14%) și probe de apă potabilă care nu sunt recomandate pentru băut (72%.)
Concentra țiile foarte ridicate ale con ținutului de NO 3- și a valorile care depă șesc CMA
a dT au influen ță majoră în scorurile ridicate ale WQI .
În ceea ce prive ște scorurile indicatorului DWQI majoritatea probelor de apă potabilă
se încadrează în categori a apelor cu calitate slabă. În sezonul ploios, martie, 2014 predomină

106
apele potabile cu o calitate slabă urmate de apă potabilă caracterizată de o calitate foarte
slabă , însă 20% din probe sunt probe de apă potabilă care prezintă o calitate acceptabilă și
marginală.
Probele de apă potabilă din luna august, 2014 prezintă în majoritate probe de apă
potabilă cu o calitate slabă , similar probelor de apă potabilă prelevate în 2016. Un procent de
7% este reprezentat de probe de apă cu o calitate acceptabilă și marginală .

V.6. Calculul indicilor de evaluare a riscului asupra sănătă ții omului

Indicii de evaluare a riscului asupra sănătă ții sunt utiliza ți pentru a evalua posibilul
risc pe care diver și compu și chimici îl pot exercita asupra oamenilor, ca urmare a consumării
unei ape sau produse alimentare contaminate cu compu și chimici. În Capitolul III.3. sunt
prezentate metodele de calcul pentru indicii de evaluare a riscului, aportul cronic zilnic CDI și
coefici entul de hazard HQ, respectiv intervalele în care pot fi încadrate probe de apă cu
posibil risc asupra sănătă ții. Studii realizate de autorul tezei anterior prezentei lucrări au
urmărit determinarea indicilor de evaluare a riscului datorat prezenței metalelor asupra apei
potabile din municipiul Media ș. Conform studiilor, pentru CDI al metalelor: As, Cd, Cr, Cu,
Mn, Ni, Pb și Zn scorul scade în ordinea: Cd<As<Ni<Pb<Cr<Cu <Mn<Zn (Hoaghia et al.,
2015 d), iar calculul HQ indică un risc ridicat la As și la Cd, cu rezultate ale THQ ce variază
între 0,01 – 0,13 (H oaghia et al., 2015 d).
În cadrul prezentei teze de doctorat s-au calculat cei trei indici de evaluare a riscului,
CDI, HQ și THQ pentru con ținutul de NO 2- și de NO 3-. Cei doi indicatori chimici au depășit,
în majoritatea probelor de apă potabilă , valorile CMA de două până la patru ori (valoril e
CMA stabilite de legisla ția în vigoare ).

V.6.1. Aportul cronic zilnic ( CDI)

Conform studiilor, apa potabilă din municipiul Media ș prezintă valori ale CDI pentru
NO 2- cuprinse între 0,003 mg/kg/zi și 0,029 mg/kg/zi, iar pentru NO 3- între 0,701 mg/kg/zi și
3,378 mg/kg/zi (Hoaghia et al., 2016b).
În studiul curent aportul cronic zilnic, CDI, variază în luna martie 2014 între 0,00
mg/kg/zi – 0,213 mg/kg/zi pentru con ținutul de NO 2- și între 0,74 mg/kg/zi – 7,75 mg/kg/zi

107
pentru con ținutul de NO 3-. Pentru probele de apă potabilă prelevate în cele două sezoane
estivale ale anilor, 2014 și 2016, CDI variază între 0,00 mg/kg/zi – 0,10 mg/kg/zi, respectiv
între 0,001 mg/kg/zi – 0,637 mg/kg/zi pentru con ținutul de NO 2-. Iar în ceea ce prive ște CDI
calculat pentru concentra țiile de NO 3-, acesta variază între 0,95 mg/kg/zi – 8,34 mg/kg/zi în
luna august, 2014 și între 0,003 mg/kg/zi – 6,492 mg/kg/zi pentru probele de apă potabilă
recoltate în ultima sesiune de prelevare din luna august, 2016.
Datele CDI sunt s -au utilizat pentru calcul ul HQI astfel încât poten țialul risc al celor
doi compu și ai azotului să poată fi evaluat.

V.6.2. Coeficientul de hazard ( HQ)

Acela și studiu, Hoaghia et al., 2016b are ca rezultate depă șiri ale valorii critice de 1
pentru HQ calculat pentru con ținutul de NO 3-, valorile HQ pentru NO 2- fiind cuprinse între
0,034 -0,292, iar pentru NO 3- între 0,438 -2,112 (Hoaghia et al., 2016b).
Coeficientul de hazard calculat pentru probele de apă potabilă analizate în teză, pentru
cei doi indicatori chimici (NO 2- și NO 3-) depă șește valoarea critică de unu ( HQ > 1,0), ceea ce
indică existența unui risc poten țial la poluarea cu compu și ai azotului.
În primul sezon de prelevare, HQ calculat pentru NO 2- variază între valorile de 0,00 –
2,12 pentru probele de apă F8, F9, F14 -F16 și proba de apă F7, indicând trei depă șiri ale
valorii extreme HQ, pentru probele de apă F7, F11 și F18, ceea ce semnifică posibilitatea
apari ția riscului non -carcinogenic la comp uși ai azotului. În luna august, 2014, HQ variază
între 0,003 – 1,00 pentru NO 2-, obținut pentru probele de apă F15 și F17 ( Figura V.3 6.(a)).
Scorurile HQ calculate pentru probele de apă potabilă prelevate în sezonul estival, 2016 se
încadrează în interval ul 0,006 – 0,89 pentru probele de apă F14 și F 17 ( Figura V.3 6.(b)),
ceea ce semnifică lipsa riscului non -carginogenic la compu și ai azotului.
În ceea ce prive ște scorurile HQ calculate pentru con ținutul de NO 3-, acestea variază
între 0,15 – 4,85, în luna martie 2014, între 0,60 – 5,21, în luna august 2014 și într e 0,003 –
4,058 în luna august 2016. Se observă depă șiri ale valorii 1 (unu) în toate cele trei seturi de
probe de apă potabilă, datorită concentra țiilor ridicate pentru con ținutul de NO 3-.
Un proc ent de 85% din probele de apă prelevate în luna martie, 2014 poate prezenta
un poten țial risc asupra sănătă ții la NO 3-, conform depă șirii valorii 1 (unu) (HQ > 1,0).

108
(a)
0,000,501,001,502,002,50
F1F2F3F4F5F6F7F8F9F10F11F12F13F14F15F16F17F18 I1I2Coefcientul de hazard (HQ)
pentru NO 2-
Probe de ap ă potabilăAugust 2014
Martie 2014
limita tolerabilă
0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,91,0
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
F19
F20
F21
F22
F23
F24
F25
F26
I1
I2
I3Coefcientul de hazard (HQ)
pentru NO 2-
Probe de ap ă potabilăAugust 2016
limita tolerabilă
(b)
Figura V.3 6. Varia ția valorilor HQ calculat pentru NO 2- în martie și august, 2014(a) și
august, 2016 (b)
Acela și rezultat și procent este prezent și în setul probelor de apă potabilă recoltate în
luna august, 2014, iar în luna august, 2016, valori ale HQ > 1,0 s -au ob ținut pentru un procent
de 72% ( Figura V.3 7. (a), (b)). Conținutul ridicat de nitra ți din apa potabilă poate duce la
apari ția methemoglobinemiei acută infantilă sau a sindromului ”blue baby” la sugari.
Conform rapoartelor de calitate a apei potabile, respectiv a rezultatelor anchetelor
epidemiologice descriptive în anul 2013, la nivel național s -a diagnosticat în 20 de județe un
număr de 72 de cazuri (trei cazuri în județul Sibiu), majoritatea depistate în mediile rurale din

109
sudul și nord -estul țării, cu frecvență mai ridicată în cazul persoanelor de genul masculin,
dintre care două cazuri sau finalizat prin deces (Raport pentru sănătate și mediu, 2013).
(a)
0,01,02,03,04,05,06,0
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
I1
I2Coefcientul de hazard (HQ)
pentru NO 3-
Probe de ap ă potabilăMartie 2014
August 2014
limita tolerabilă
(b)
0,00,51,01,52,02,53,03,54,04,5
F1
F2
F3
F4
F5
F6
F7
F8
F9
F10
F11
F12
F13
F14
F15
F16
F17
F18
F19
F20
F21
F22
F23
F24
F25
F26
I1
I2
I3Coefcientul de hazard (HQ)
pentru NO 3-
Probe de ap ă potabilăAugust 2016
limita tolerabilă
Figura V.3 7. Varia ția valorilor HQ pentru NO 3-, martie și august, 2014 (a) și august, 2016 (b)

Conform datelor Raportului privind calitatea apei potabile în județul Sibiu în anul
2015, nu au fost înregistrate cazuri de sindromul ”blue baby”, județul Sibiu fiind declarat un
județ fără probleme referitoare la riscul la methemoglobinemie. S -a constatat o scădere
importanță la nivelul țării a numărului cazurilor de diagnosticare cu această boală, în perioada
1997 -2005 media anuală fiind de 368 de cazuri, scâzând sub 100 între anii 2010 -2011,
datorită îmbunătățirii condițiilor alimentării cu apă potabilă, în special în zonele rurale
(Ministerul Sănătății, 2015).

110
Valorile THQ pentru con ținutul probele de apă potabilă prelevate în primul sezon de
prelevare, martie, 2014 variază între 0,23 – 6,36 pentru probele de apă F1 și F18, iar în al
doilea sezon de pre levare, august, 2014 valorile THQ variază între 1,05 – 5,77, valoarea
minimă fiind ob ținută pentru proba de apă F7, iar maxima pentru proba de apă F10. În ultimul
sezon de prelevare, august, 2016, THQ sunt cuprinse între 0,012 – 4,587 ob ținute pentru
probe le de apă potabilă F19 -F22, F24 și respectiv proba de apă F10 cu cel mai ridicat scor al
THQ .

V.6.3 Concluzii

Rezultatele privind valorile CDI ale conținutului de NO 2- calculate pentru probele de
apă potabilă studiate variază între 0,00 mg/kg/zi – 0,213 mg/kg/zi, în primul sezon de
prelevare, martie, 2014, între 0,00 mg/kg/zi – 0,10 mg/kg/zi și 0,001 mg/kg/zi -0,637
mg/kg/zi pentru cele două seturi de probe de apă prele vate în sezonul estival al anilor 2014 și
2016. Valorile CDI calculat pentru con ținutul de NO 3-, variază între 0,74 mg/kg/zi – 7,75
mg/kg/zi în sezonul ploios, martie, 2014 și între 0,95 mg/kg/zi – 8,34 mg/kg/zi și 0,003
mg/kg/zi – 6,492 mg/kg/zi. Valorile obținute s -au utilizat apoi la calcularea HQ.
Conform rezultatelor privind valorile HQ probele de apă potabilă prezintă poten țial
risc non -carcinogenic la compu șii azotului (NO 2- și NO 3-), depă șind valoarea critică unu ( HQ
> 1,0) de doi până la cinci ori. Indicele HQ calculat pentru NO 2- are valoarea de unu depă șită
în primele sezoane de prelevare (martie și august, 2014) pentru 20% din probele de apă
potabilă. În sezonul estival al anului 2016, conform valorilor HQ, probele de apă potabilă nu
prezintă risc la contaminarea cu NO 2-.
În ceea ce prive ște con ținutul de NO 3- și calcularea HQ, majoritatea probelor de apă
potabilă studiate pot prezenta risc poten țial la contaminarea cu NO 3-. Valorile maxime
obținute sunt de 4,85 în primul sezon de prelevare (85 % din probe prezintă risc poten țial),
5,21 în sezonul estival, luna august, 2014 (85% din probe poluate și cu poten țial risc de
contaminare la NO 3-) și 4,05 pentru probele de apă potabilă prelevate în ultimul sezon de
prelevare al lunii august, 2016 (72% p robe cu risc poten țial).

111

CAPITOLUL VI
CALITATEA SOLULUI ÎN LOCALITATEA MEDIAȘ.
TRANSFERUL METALELOR DIN SOL ÎN VEGETALE

VI.1. Analiza parametrilor fizico -chimici a probelor de sol

Probele de sol s -au prelevat, pregătit și analizat din punct de vedere chimic conform
standardelor de calitate, metodologiile prezentându -se în cadrul Capitolului IV , Subcapitolele
IV.2 și IV.3. Pentru probele de sol s-au analizat pH-ul, CE și conținutul de ioni (NO 2-, NO 3-,
SO 42-, Cl-, F-, PO 43-), care s -au determinat și măsurat din probele de levigat de sol.
Conținutului de metale din substan ța uscată a probelor de sol, ca urmare a mineralizării
acestora în prezen ța solu ției aqua regia s-au măsurat de asemenea. S -a determinat con ținutul
de As, Ba, Ca, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, Pb, Zn, caracterizându -se astfel
calitatea din punct de vedere chimic a probelor de sol recoltate din municipiul Media ș.

VI.1.1 Determinarea conținutului de metale

Determinarea con ținutului de metale men ționate mai sus s -a realizat conform
principiilor metodelor descrise în Capitolului IV Subcapitolul IV.3. Rezultatele analizelor
indică o depă șire a pragului de alertă pentru Cd și Pb și a pragului de intervenție pentru Pb în
ambele sezoane de prelevare (august 2014, august 2016), iar pentru As și Cu în al doilea
sezon de prelevare (august, 2016), conform legisla ției române ști în vigoare, respectiv Ordinul
756 din 1997, pentru aprobarea Reglementării privind evalua rea poluării mediului (Ordin 756,
1997).
Probele de sol prelevate în vara anului 2014 sunt caracterizate de un con ținut ridicat de
metale grele, con ținutul de Cd și de Pb depă șind pragurile de alertă (3 mg/kg Cd, 50 mg/L
Pb), cu 0,03% pentru Cd, în proba de sol S6 ( Hoaghia et al., 2016 c). Un procent de 80% din

112
probele de sol depă șesc pragul de alertă al con ținutului de Pb de până la 2 ori , iar 15 % din
probe depășesc pragul de intervenție . Cele mai ridicate concentra ții de Cd și Pb sunt de 3,34
mg/kg Cd și 125 mg/kg Pb, 108 mg/kg Pb și 106 mg/kg Pb, pentru probele de sol S6 și
respectiv S1, S11 și S9 (Tabel VI.1.).
Tabel VI.1 Date statistice privind con ținutul de metale grele determinate în probele de sol
prelevate în cele două sezoane de prelevare (Hoaghia et al., 2016 c)
Parametru
chimic Val.
min. Val.
max. Val.
medie Mediana Devia ția
standard Prag de
alertă*
As (mg/kg) 1,0 24 8,0 8,0 1,67 15
Cd (mg/kg) 0,45 10,2 2,2 1,71 1,30 3
Co (mg/kg) 4,57 10,2 6,71 6,55 0,30 30
Cr (mg/kg) 12,0 63 27 25 0,23 100
Cu (mg/kg) 15 142 40 31 7,17 100
Fe (mg/kg) 1112 20412 12083 12621 66,4 –
Mn (mg/kg) 154 854 505 504 48,2 1500
Ni (mg/kg) 1,22 32 21 22 2,07 75
Pb (mg/kg) 14 174 75 74 6,62 50
Zn (mg/kg) 33 241 140 138 6,36 300
*Prag de alertă/tip de folosin ță sensibil, conform Ord. 756, 1997; valorile în bold semnifică depă șirea
pragului de alertă

Conținutul de As variază între 3,98 – 10,9 mg/kg, valoarea minimă fiind măsurată
pentru proba de sol S18, iar cea maximă, probei S6 conform Figurii VI.1 . (Hoaghia et al.,
2016 c). Valoarea normală pentri As este depășită în cazul a 90 % din probe. Pragul de alertă
(15 mg/kg) nu este depă șit, de asemenea nici pentru con ținutul de Co, Mn și Ni (30 mg/kg Co,
1500 mg/kg Mn, 75 mg/kg Ni). Maximele ob ținute pentru cei trei indicatori chimici sunt 9,23
mg/kg Co, 678 mg/kg Mn și 32 mg/kg Ni, rezultatele fiind ob ținute pentru aceea și probă de
sol, respectiv S2.
Pragurile de alertă pentru con ținutul de Cr, Cu, Mn, Ni și Zn (100 mg/kg, Cr și Cu,
300 mg/kg Zn) nu sunt depă șite, valorile concentra țiilor metalelor variind între 16 – 63 mg/kg
Cr, 16 -97 mg/kg Cu,349 – 678 mg/kg Mn, 16 – 32 mg/kg Ni și 54 – 540 mg/kg Zn. Pentru
probele S7 (Cr), S4, (Cu), S2 (Mn, Ni) și S4 (Zn) s -au măsurat cele mai ridicate valori ale
parametrilor chi mici analizați , media valorilor fiind de 27 mg/kg Cr, 36 mg/kg Cu, 526 mg/kg
Mn, 23 mg/kg Ni, 243 mg/kg Zn, iar mediana concentra țiilor de 25 mg/kg Cr, 31 mg/kg Cu,
525 mg/kg Mn, 22 mg/kg Ni, 142 mg/kg Zn.
În schimb , pragul de intervenție (100 mg/kg) pentru Pb este depă șit de două ori,
valoarea maximă fiind de 125 mg/kg, măsurată în cazul probei de sol S1, urmată de proba de

113
sol S11 și S9 cu concentra ții de 108 mg/kg și 106 mg/kg Pb ( Figura VI.2.). Valoarea medie
este de asemenea , mai mare decât 10 0 mg /kg, iar mediana de 74 mg/kg.

Figura VI.1 . Conținutul de As și de Cd din probele de sol prelevate în luna august, 2014 (Hoaghia et
al., 2016 c)

Indicatorul chimic, Fe nu este reglementat legislativ, iar Ca, Na, K și Mg prin prisma
rolului în cre șterea și dezvoltarea florei, de asemenea , nu sunt reglementate. Concentra țiile de
Fe variază între 1112 – 20057 mg/kg, media valo rilor fiind de 12378 mg/kg, iar devia ția
standard de 5658. Cea mai ridicată concentra ție s-a obținut pentru proba de sol S3, urmată de

Figura VI.2 . Conținutul de metale grele (Cu, Cr, Zn, Pb) probelor de sol prelevate în luna august,
2014 (Hoaghia et al., 2016 c)

114
S6 și S1. Valorile minime ob ținute sunt de 1112 mg/kg pentru proba de sol S10, urmată de
2503 mg/kg pentru S14 și de 2857 mg/kg pentru S12. Con ținutul de Ca, Na, K și Mg variază
între 1312 – 29300 mg/kg Ca (S10 și S19), 53 – 750 mg/kg Na (S14 și S5), 606 – 4133 mg/kg
K (S10 și S4) și între 151 – 4360 mg/kg Mg (S13 și S6).
Corela țiilor Pearson ( Tabelul VI.2.) efectuate indică existența unor corela ții între
conținutul de metale putând fi notificate corela ții semnificative între con ținutul de Mg și K,
între Mg și Fe, între K și Fe, Ca și Co.
Tabel VI.2 Corela țiile între conținutul de metale probelor de sol recoltate în luna august, 2014 (n=20)
Varb. Na Mg K Ca Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn As Cd Ba Pb
Na 1 0,091 0,115 0,429 0,217 0,262 0,265 0,372 0,387 0,185 0,279 0,346 0,204 0,314 0,178
Mg 0,091 1 0,924 0,280 0,291 0,398 0,864 0,381 0,241 -0,064 0,018 0,060 0,092 0,151 -0,242
K 0,115 0,924 1 0,223 0,374 0,443 0,865 0,307 0,248 -0,007 0,055 0,117 0,032 0,193 -0,328
Ca 0,429 0,280 0,223 1 0,283 0,426 0,328 0,541 0,069 -0,361 -0,227 0,338 -0,401 0,030 -0,071
Cr 0,217 0,291 0,374 0,283 1 0,407 0,266 0,406 0,324 0,028 -0,176 0,170 -0,060 0,239 -0,330
Mn 0,262 0,398 0,443 0,426 0,407 1 0,461 0,737 0,646 0,176 -0,044 0,695 0,013 0,630 0,065
Fe 0,265 0,864 0,865 0,328 0,266 0,461 1 0,348 0,303 -0,046 0,123 0,099 0,124 0,261 -0,229
Co 0,372 0,381 0,307 0,541 0,406 0,737 0,348 1 0,722 0,003 -0,482 0,452 -0,235 0,284 0,101
Ni 0,387 0,241 0,248 0,069 0,324 0,646 0,303 0,722 1 0,216 -0,158 0,404 0,056 0,285 0,378
Cu 0,185 -0,064 -0,007 -0,361 0,028 0,176 -0,046 0,003 0,216 1 0,437 0,222 0,351 0,353 -0,174
Zn 0,279 0,018 0,055 -0,227 -0,176 -0,044 0,123 -0,482 -0,158 0,437 1 0,218 0,698 0,408 0,072
As 0,346 0,060 0,117 0,338 0,170 0,695 0,099 0,452 0,404 0,222 0,218 1 0,140 0,604 0,373
Cd 0,204 0,092 0,032 -0,401 -0,060 0,013 0,124 -0,235 0,056 0,351 0,698 0,140 1 0,561 0,104
Ba 0,314 0,151 0,193 0,030 0,239 0,630 0,261 0,284 0,285 0,353 0,408 0,604 0,561 1 0,113
Pb 0,178 -0,242 -0,328 -0,071 -0,330 0,065 -0,229 0,101 0,378 -0,174 0,072 0,373 0,104 0,113 1
* Valorile boldate sunt diferite de 0 cu un nivel alpha semnificativ = 0,05

Figura VI.3. Analiza clusterelor ierarhice aplicată con ținutului metalelor măsurate probelor de sol
recoltate în sezonul verii, 2014 Pb
Ni
Se
Ba
As
Br
Cu
Zn
Cd
Fe
Mg
K
Mn
Al
Sc
Co
Li
Be
Cr
Na
Ca 01020304050607080Disimilarități
C2 C3
C1

115
De asemenea , și între metalele grele s -au stabilit următoarele corela ții pozitive între
Mn și Fe, Co,Ni, As, Ba, între Co și Ca, Ni, Zn, As, între As și Cd, Ba, între Cd și Ba.
Corela țiile între metale pot fi analizate și cu ajutorul clusterelor ierarhice ( Figura VI.3.) .
Conform analizei cluster eor există trei clustere care grupează metalele în func ție de
similarită ți. Clusterul C1 este alcătuit din Cr, Na, Ca, Co, Mn, clusterul C2 unește con ținutul
de Fe, Mg, K, iar ultimul grup, C3, indică corela țiile între con ținutul de Pb, Ni, As, Cd, Zn,
Br.
În al doilea sezon de prelevare, probele de sol prezintă concentra ții de As, Cd, Cu și
Pb cu depă șiri ale pragului de alertă, dar și ale pragului de interven ție pentru Cd și Pb .
Concentra țiile mai ridicate de metale pot fi datorate și adâncimii mai mici de la care s -au
prelevat probele de sol (2 -5cm) , comparativ cu primul set de probe de sol, care s -au prelevat
de la adâncimi de până la 25 cm. Două probe de sol sunt caracterizate de un con ținut ridicat
de As (24 mg/kg, S23 și 18,5 mg/kg, S22) înregistrându -se concentra ții peste valoarea de prag
de 15 mg/kg ( Figura VI.4.) . Media con ținutului de As este de 8,84 mg/kg.
În ceea ce prive ște con ținutul de Cd, un procent de 30% din probele de sol depășește
valoarea pragului de alertă de 3,0 mg/kg ( Figura VI.5.) . Probele de sol S22, S26 și S29
depă șesc valoarea prag ului de intervenție de aproape trei ori, iar probele de sol S4, S6, S21 și
S23 prezintă depă șiri ale valorii pragului de alertă cu 0,2 și 1,2 mg/kg Cd . Se poate observa
un con ținut ridicat de Cd pentru probele de sol prelevate din partea de vest a municipiului,
care este vecinătatea cea mai apropiată fa ță de Cop șa Mică. Conținutul ridicat de Cd poate
avea ca sursă directă activită țile de produc ție a Cd din cadrul interprinderii Sometra. Media
conținutului de Cd este de 2,69 mg/kg, devia ția standard de 2,46, iar valoarea cea mai ridicată
de 10,2 mg/kg, urmată de 9,21 mg/kg, 8,44 mg/kg și 4,22 mg/kg.
Comparativ cu con ținutul de Cu măsurat pentru probele de sol din sezonul vară 2014 ,
probele de sol recoltate în 2016, m ai exact două din acestea prezintă concentra ții de Cu care
depă șesc pragul de alertă (100 mg/kg) cu 0,2 mg/kg și respectiv cu 42 mg/kg.
Probele de sol (S26 și I3) care au înregistrat valori ridicate sunt localizare în zone
predispuse d irect curen ților de aer, respectiv imisiilor purtate din direc ția vestică, Cop șa Mică
mai exact. Media conținutului de Cu este de 44 mg/kg, mediana fiind de 32 mg/kg, iar
devia ția standard de 30,0. Proba de sol S4 este caracterizată de un con ținut ridicat de Cu (97
mg/kg), însă fără să depă șească pragul de alertă.

116

Figura VI.4 . Conținutul de As din probele de sol prelevate în luna august, 2016

Figura VI.5. Conținutul de Cd din probele de sol prelevate în luna august, 2016

Restul concentra țiilor metalelor grele, cu excep ția Pb nu depășește valorile de prag.
Spre exemplu , conținutul de Cr variază între 12 – 63 mg/kg (S25 și S7), Mn variază între 154
– 854 mg/kg (S23, S26), Co și Ni prezintă concentra ții care variază între 2,54 – 10,2 mg/kg
Co (S24, S19) și 1,22 – 32 mg/kg Ni (S24 și S2). 0 5 10 15 20 25S1S2S3S4S5S6S7S8S9S10S11S12S13S14S15S16S17S18S19S20S21S22S23S24S25S26S27S28S29
mg/kg Probe sol As
Prag alertă –
sensibil
0.0 2.5 5.0 7.5 10.01234567891011121314151617181920212223242526272829
mg/kg Probe sol Cd
Prag
intervenție

117

Figura VI.6 . Conținutul de Cr și Cu din probele de sol prelevate în luna august, 2016

Conținutul de Zn variază între 33 – 241 mg/kg; concentra ția cea mai ridicată fiind
măsurată pentru proba de sol S26, urmată de S4 și S21, iar cea mai scăzută concentra ție s-a
măsurat probei de sol S25 urmată de S19 și S24.
Valoarea pragului de alertă (50 mg/kg) pentru con ținutul de Pb este depă șită pentru un
procent de 80% din totalul probelor de sol studiate , iar pragul de intervenție este depășit în
cazul a 20 % din probe . Pentru 21 % din probele de sol, valoarea de prag este depă șită de
aproape două ori. Probele de sol cu concentra țiile cele mai ridicate de Pb sunt S29 (174
mg/kg), S26 (144 mg/kg), S1 (132 mg/kg), S21 (128 mg/kg), S28 (122 mg/kg) și S11 (120
mg/kg) ( Figura VI.7.). Media concentra țiilor de Pb este de 79 mg/kg, mediana de 78 mg/kg,
iar devia ția standard este de 39. Se poate observa și în acest caz corela ția dintre locurilor
predispuse imisiilor cu sursa Cop șa Mică.
Conținutul de Ba depă șește pragul de alertă de 400 mg/kg, în cazul probelor de sol S3
și S26. Me dia con ținutului de Ba fiind de 248 mg/kg, cu valoarea minimă de 87 mg/kg
obținută pentru proba de sol S23 și valoarea maximă de 560 mg/kg pentru proba de sol S3
(Tabel VI.3. ). 0 20 40 60 80 100 120 140S1S2S3S4S5S6S7S8S9S10S11S12S13S14S15S16S17S18S19S20S21S22S23S24S25S26S27S28S29
mg/kg Probe sol Cu
Cr
Prag alertă –
sensibil

118

Figura VI.7 . Conținutul de Pb din probele de sol prelevate în luna august, 2016

Tabel VI.3. Date statistice privind con ținutul de Ba, Ca, K, Mg, Na determinate în probele de
sol prelevate în august, 2016
Parametru
chimic Val.
min. Val.
max. Val. medie Mediana Devia ția
standard Prag
de alertă**
Ba (mg/kg) 87 560 255 248 41,0 400
Ca (mg/kg) 1022 30214 13055 11243 81,0 –
K (mg/kg) 175 4133 2351 2110 81,0 –
Mg (mg/kg) 120 4360 2352 2460 9,5 –
Na (mg/kg) 14,0 750 208 140 111,0 –
*Prag de alertă/tip de folosin ță sensibil, conform Ord. 756, 1997; valorile în bold semnifică depă șirea
pragului de alertă

În ceea ce prive ște varia ția concentra țiilor de Ca, Na, K și Mg, acestea variază între
1022 – 30214 mg/kg Ca (S27 și S19), 14 – 750 mg/kg Na (S24 și S5), 175 – 4122 mg/kg (S26
și S4) și între 120 – 4350 mg/kg (S28 și S6). Media concentra țiilor este de 12763 mg/kg Ca,
188 mg/kg Na, 217 3 mg/kg Mg și 2197 mg/kg K, iar devia ția standard are valori de 6741,
180, 1407 și 1150.
Conținutul de Na se corelează cu Ca, Mg se corelează cu K și Fe, iar K cu Ca, Fe și
Pb, conform corela țiilor tip Pearson ( Tabel VI.4.) . Între metalele grele există corela ții
semnificative, precum Cr -Co, Cr -Ni, Mn -Co, Mn -Ni, Mn -Zn, Mn -As, Mn -Ba, Fe -Co, Fe -Zn, 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200S1S2S3S4S5S6S7S8S9S10S11S12S13S14S15S16S17S18S19S20S21S22S23S24S25S26S27S28S29
mg/kg Probe sol Pb
prag alertă
prag intervenție

119
Fe-Ba. Con ținutul de Cu se corelează cu Zn, cu Cd, Cu, Ba și cu Pb, con ținutul de Zn cu Ni și
cu Cd și Ba. Con ținutul de As se corelează cu Ni, Cd cu Pb.
Tabel V I.4. Corela țiile între con ținutul de metale măsurate probelor de sol recoltate în luna august, 2016 (n=29)
Variab. Na Mg K Ca Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn As Cd Ba Pb
Na 1 0,211 0,253 0,379 0,141 0,223 0,245 0,276 0,272 -0,086 0,205 -0,030 -0,174 0,201 0,043
Mg 0,211 1 0,812 0,289 0,117 0,125 0,742 0,291 0,060 -0,154 0,113 0,186 -0,051 0,205 -0,273
K 0,253 0,812 1 0,394 0,058 0,259 0,616 0,174 0,174 -0,287 -0,025 -0,058 -0,349 0,219 -0,431
Ca 0,379 0,289 0,394 1 -0,077 0,099 0,168 0,203 -0,097 -0,266 -0,268 0,066 -0,192 -0,114 -0,201
Cr 0,141 0,117 0,058 -0,077 1 0,365 0,256 0,382 0,399 0,265 0,185 -0,115 0,247 0,336 0,121
Mn 0,223 0,125 0,259 0,099 0,365 1 0,353 0,644 0,803 0,298 0,417 -0,457 -0,183 0,809 0,123
Fe 0,245 0,742 0,616 0,168 0,256 0,353 1 0,460 0,181 0,136 0,369 0,088 0,244 0,450 -0,015
Co 0,276 0,291 0,174 0,203 0,382 0,644 0,460 1 0,612 0,121 0,155 -0,032 0,081 0,584 0,058
Ni 0,272 0,060 0,174 -0,097 0,399 0,803 0,181 0,612 1 0,296 0,368 -0,456 -0,141 0,722 0,191
Cu -0,086 -0,154 -0,287 -0,266 0,265 0,298 0,136 0,121 0,296 1 0,604 -0,168 0,632 0,486 0,465
Zn 0,205 0,113 -0,025 -0,268 0,185 0,417 0,369 0,155 0,368 0,604 1 -0,201 0,373 0,527 0,353
As -0,030 0,186 -0,058 0,066 -0,115 -0,457 0,088 -0,032 -0,456 -0,168 -0,201 1 0,239 -0,321 -0,151
Cd -0,174 -0,051 -0,349 -0,192 0,247 -0,183 0,244 0,081 -0,141 0,632 0,373 0,239 1 0,069 0,450
Ba 0,201 0,205 0,219 -0,114 0,336 0,809 0,450 0,584 0,722 0,486 0,527 -0,321 0,069 1 0,115
Pb 0,043 -0,273 -0,431 -0,201 0,121 0,123 -0,015 0,058 0,191 0,465 0,353 -0,151 0,450 0,115 1
* Valorile boldate sunt diferite de 0 cu un nivel alpha semnificativ = 0,05

Figura VI.8. Analiza clusterelor ierarhice aplicată con ținutului metalelor măsurate probelor de sol
recoltate în sezonul verii, 2016

Corela țiile dintre Cr, Co, Ni și Ba pot fi notificate și din reprezentarea clusterelor
ierarhice, Figura VI.8 , care prezintă trei grupe, respectiv clustere: C1, C2 și C3. Primul
cluster, cel mai aglomerat este alcătuit din Cr, Co, Ni, Mn, Ba, iar c lusterul C3 este compus
din Fe, Mg, K, Ca, Na. Elementele As, Pb, Zn, Cu, Cd sunt aglomerate în clusterul C2.

Cr
Al
Sc
Co
Ni
Mn
Ba
Fe
Mg
K
Ca
Li
Na
As
Se
Br
Pb
Zn
Be
Cu
Cd 020406080100120Disimilarități
C2 C3
C1

120
VI.1.2 Determinarea conținutului de ioni (NO 2-, NO 3-, SO 42-, Cl-, F-, PO 43-)

În ceea ce prive ște con ținutul de ioni prezen ți în sol doar SO 42-, Cl- și F- sunt
reglementate legislativ prin Ordinul 756 din 1997. Rezultatele probelor de sol prelevate în
ambele campanii de prelevare nu prezintă depă șiri ale valorilor de prag de alertă pentru
indicatorii chimici reglementa ți, respectiv ionii de sulf at, cloruri și fluorură.
Probele de sol prelevare în august 2014 sunt caracterizate de un con ținut de Cl- cuprins
între 12 – 172 mg/kg. Valoarea minimă s -a obținut pentru proba de sol S17, iar valoarea
maximă pentru proba de sol S15. Media valorilor este de 70 mg/kg, iar devia ția standard de
51. Con ținutul de F- variază între 2,2 – 32 mg/kg, având valoarea medie de 12,2 mg/kg,
mediana de 9,4 mg/kg, iar devia ția standard de 8,37. Proba de sol a cărei concentra ție de F-
este cea mai scăzută este S5, urmată d e S7 (3,2 mg/kg) și S18 (3,52 mg/kg), iar valoarea
maximă ob ținută caracterizează proba de sol S3, urmată de probele de sol S1 și de proba de
sol S6 ( Tabel VI.5.).
Conținutul de SO 42- variază între 48 – 497 mg/kg, valoarea maximă fiind ob ținută
pentru prob a de sol S15, iar cea mai scăzut pentru proba de sol S6. Media valorilor este de
146 mg/kg, mediana concentra țiilor este de 101 mg/kg, iar devia ția standard are valoarea de
127.
Tabel VI.5. Descrierea statistică a concentrațiilor de NO 2-, NO 3-, SO 42-, Cl-, F-, PO 43- obținute
pentru probele de sol studiate din municipiul Mediaș
Indicator
chimic Val.
min. Val.
max. Val.
med. Deviația
standard Mediana Prag de
alertă*
NO 2- (mg/kg) ** SLCA 0,75 0,04 0,15 0,00 –
NO 3- (mg/kg) 100 2479 667 493 485 –
SO 42- (mg/kg) 17 497 143 128 99 2000
Cl- (mg/kg) 9,5 175 67 46,8 59 2000000
F- (mg/kg) 2,2 33 13 9,7 8,02 2000
PO 43- (mg/kg) 100 3245 1091 844 1058 –
*Prag de alertă/tip de folosin ță sensibil, conform legislației românești în vigoare (Ordin 756, 1997);
**SLCA (sub limita de cuantificare a metodei) = 0,1 mg/L NO 2-

Conținut de i oni NO 2-, NO 3-, PO 43- nu este reglementa t de legisla ția românească,
aceștia fiind considera ți nutrien ți semnificativi pentru plantelor. Majoritatea rezultatelor
pentru NO 2- sunt sub limita de detec ție a metodei (0,1 mg/l NO 2- ); con ținutul de NO 3- variază
între 244 – 2479 mg/kg, cu valoarea maximă ob ținută pentru proba de sol S9, urmată de proba
de sol S5 (1724 mg/kg), S11 (1410 mg/kg), S18 (1142 mg/kg) și S3 (909 mg/kg). Co nținutul
de PO 43- variază între 164 – 3240 mg/kg, cea mai mică valoare măsurându -se pentru proba de

121
sol S6, urmată de probele de sol S20 (191 mg/kg), S1 (192 mg/kg), S2 (508 mg/kg).
Conținutul cel mai ridicat de fosfa ți s-a obținut pentru proba de sol S5, urmată de S11 (3227
mg/kg), S18 (2187 mg/kg).
Rezultatele analizelor de ioni probelor de sol recoltate în anul 2016 prezintă valori
comparative celor ob ținute în primul sezon de prelevare. Con ținutul de Cl- variază între 9,5 –
175 mg/kg, pentru probele de sol S20 și S15. Media valorilor este de 65 mg/kg, mediana
concentra țiilor fiind de 58 mg/kg, iar valoarea devia ției standard de 45.
Conținutul de F- variază între 2,8 – 33 mg/kg, concentra ția maximă ob ținându-se
pentru proba de sol S3, urmată de S1 (32 mg/kg), S28 (28 mg/kg). Media valorilor
conținutului de F- este de 13,4 mg/kg, mediana este de 10,5 mg/kg, iar devia ția standard are
valoarea de 7,86. Con ținutul de SO 42- este comparabile celui ob ținut în pri ma sesiune de
prelevare, valorile măsurate în august 2016, fiind mai scăzute. Media valorilor este de 142
mg/kg, concentra țiile variind între 17 – 489 mg/kg.
Rezultatele privind conținutul de ioni de NO 2-, sunt sub limita de cuantificare a
metodei pentru 93% din probele de sol analizate, iar con ținutul de NO 3- variază între 100 –
2854 mg/kg, concentra țiile cele mai ridicate fiind comparative cu cele ob ținute în probele de
sol prelevate în anul precedent. În general, prelevarea probelor de la adâncimi mai s căzute are
influen ță în ob ținerea unor valori ale parametrilor chimici mai ridicate, a șa cum se poate
observa la con ținutul de NO 3- și de PO 43-. În ceea ce prive ște rezultatele analizei PO 43-,
acestea variază între 100 – 3245 mg/kg, cu media de 971 mg/kg și mediana de 930 mg/kg. Cel
mai ridicat con ținut de fosfa ți s-a obținut pentru proba de sol S5, urmat de con ținutul ob ținut
pentru proba de sol S11 (3232 mg/kg) și S18 (2188 mg/kg).

VI.1.3 Determinarea pH -ului și conductivității electrice (CE)

Valorile pH -ului măsurat pentru probele de sol variază între 7,2 – 8,8 ceea ce include
solurile studiate în categoria solurilor alcaline. Valorile pH -ului variază pentru probele de sol
prelevate în august 2014 între 7,4 – 8,7, conform Figurii VI. 9 (a) ., media valorilor fiind de
8,1, iar devia ția standard de 0,37 (Hoaghia et al., 2016 c).
În al doilea sezon de prelevare, valorile pH -ului sunt cuprinse între 7,2 – 8,8, cu
valoarea cea mai mică măsurată probei de sol S5, iar valoarea maximă s -a obținută probei de
sol S1 ( Figura VI.9.(b) ).

122
(a)
(b)
Figura VI. 9. Variația pH -ului probelor de sol prelevate în luna august, 201 4 (a) și luna august, 2016 (b)
(a)
(b)
Figura VI.1 0. Variația CE probelor de sol prelevate în luna august, 2014 (a) și 2016 (b) 7.27.47.67.88.08.28.48.68.8
S1S2S3S4S5S6S7S8S9S10S11S12S13S14S15S16S17S18S19S20pH
Probe sol 2014
7.07.27.47.67.88.08.28.48.68.89.0
S1
S2
S3
S4
S5
S6
S7
S8
S9
S10
S11
S12
S13
S14
S15
S16
S17
S18
S19
S20
S21
S22
S23
S24
S25
S26
S27
S28
S29pH
Probe sol 2016
0255075100125150175200225250
S1
S2
S3
S4
S5
S6
S7
S8
S9
S10
S11
S12
S13
S14
S15
S16
S17
S18
S19
S20Conductivitae electrică (µS/cm)
Probe sol 2014
020406080100120140160180200
S1
S2
S3
S4
S5
S6
S7
S8
S9
S10
S11
S12
S13
S14
S15
S16
S17
S18
S19
S20
S21
S22
S23
S24
S25
S26
S27
S28
S29Conductivitae electrică (µS/cm)

Probe sol 2016

123
Conductivitatea electrică măsurată a probelor de sol se încadrează între 7,4 – 232
µS/cm ( Figura VI.1 0 (a)). Valoarea cea mai ridicată din primul set de probe recoltate în 2014
s-a obținut pentru proba de sol S15, iar cea mai mică pentru proba de sol S18, urmată de
probele de sol S8 (66,4 µS/cm), S6 (67,8 µS/cm) și S7 (78,0 µS/cm). Media valorilor CE este
de 101,9 µS/cm, iar mediana este de 101,2 µS/cm.
În cel de -al doilea sezon de reco ltare, CE variază între 13,2 – 189,5 µS/cm, cu media
valorilor de 103,6 µS/cm, iar mediana de 100,1. Cea mai scăzută valoare s -a măsurat probei
de sol S18, iar cea mai ridicată probei de sol S15, urmată de proba S27 (153,2 µS/cm) și S16
(152,1 µS/cm) ( Figu ra VI.1 0.(b)).

VI.1.4 Concluzii

Rezultatele analizei conținutului de metale indică concentra ții de Cd, Pb, As, Cu și Ba
care depă șesc valorile pragului de alertă, conform Ordinului 756 din 1997, privind evaluarea
poluării mediului, de cel pu țin două ori și depășiri ale pragului de intervenție pentru Cd și Pb .
În pr imul sezon de recoltare, august 2014 (probele fiind recoltare de la adâncimi > 5,0 cm),
80% din probele de sol depă șesc valoarea pragului de alertă (50 mg/kg) de două ori pentru
conținutul de Pb, concentra ții de 125 mg/kg, 108 mg/kg, 106 mg/kg și 15 % din probe
depășesc pragul de intervenție , iar o probă prezintă un con ținut de Cd peste pragul de alertă (3
mg/kg). Restul metalelor grele nu prezintă valori care să depă șească valorile de prag de alertă;
conținutul de As variază între 3,98 – 10,9 mg/kg, 16 – 63 mg/kg Cr, 16 -97 mg/kg Cu,349 –
678 mg/kg Mn, 16 – 32 mg/kg Ni și 54 – 540 mg/kg Zn.
Conținutul de elemente majore, respectiv Ca, Na, Mg, K nefiind reglementat legislativ
au variat între 131 2 – 29300 mg/kg Ca, 53 – 750 mg/kg Na, 606 – 4133 mg/kg K și între 151
– 4360 mg/kg Mg.
În cel de -al doilea sezon de prelevare, august 2016 (probe de sol recoltate de la
adâncimi <5,0 cm) rezultatele analizelor chimice indică concentra ții de metale grele c are
depă șesc valorile pragului de alertă. Con ținutul de As depă șește în cazul a două probe de sol
pragul de alertă cu 3,5 mg/kg și 9 mg/kg, iar con ținutul de Cd depă șește pragul cu 0,2 și 1,2
mg/kg pentru 30% din probele de sol, având cel mai ridicat nivel cu valoarea de 10,2 mg/kg,
iar media valorilor de 2,69 mg/kg. Pragul de intervenție conținutului de Cu este depă șit cu 0,2
și 42 mg/kg în cazul a două probe de sol. Un procent de 80% din probele de sol prezintă
depă șiri ale pragului de alertă pentru Pb de două ori și o dată, prezentând o medie de 79

124
mg/kg , iar 20 % din probe indică depășiri ale pragului de intervenție . Restul concentra țiilor
metalelor grele nu depă șesc valorile pragurilor de alertă, variind între 12 – 63 mg/kg Cr, 154 –
854 mg/kg Mn, între 2,54 – 10,2 mg/kg Co, 1,22 – 32 mg/kg Ni și între 33 – 241 mg/kg
pentru Zn.
Conținutul de elemente majore prezintă valori medii de 12763 mg/kg Ca, 188 mg/kg
Na, 2173 mg/kg Mg și 2197 mg/kg K.
Se observă cele mai ridicate concentra ții de metale grele a fi măsurate pentru probele
de sol recoltate din partea de vest a municipiul Media ș, respectiv punctele de prelevare cele
mai apropiate și direct influen țate de sursa de imisii toxice Sometra .
Conținutul ionilor variază în primul sezon de prelevare între 12 – 172 mg/kg Cl-, 2,2 –
32 mg/kg F-, 48 – 497 mg/kg SO 42-, 244 – 2479 mg/kg NO 3- și 164 – 3240 mg/kg PO 43-. În cel
de-al doilea sezon de prelevare concentra țiile ionilor variază între 9,5 – 175 mg/kg Cl-, 2,8 –
33 mg/kg F-,17 – 489 mg/ kg SO 42-, 100 – 2854 mg/kg NO 3- și 100 – 3245 mg/kg PO 43-.
Valorile pH -ului variază în primul sezon de prelevare între PO 43- 7,4 – 8,7 și între 7,2
– 8,8 pentru probele prelevate în luna august , 2016. Valorile pH -ului măsurate clasifică
solurile în categoria solurilor alcaline.

VI.2. Calculul indicilor de contaminare și indicilor de poluare

Indicii de contaminare și indicii de poluare s -au calculat pentru metalele grele: As, Cd,
Cr, Cu, Pb și Zn. Pentru calculul indicilor s -au utilizat, conform legisla ției române ști în
vigoare atât valorile normale ale metalelor grele (5 mg/kg As, 1 mg/kg Cd, 30 mg/kg Cr, 20
mg/kg Cu, 20 mg/kg Pb, 100 mg/kg Zn), cât și valorile pragului de alertă, tipul de fol osință
sensibil (15 mg/kg As, 3 mg/kg Cd, 100 mg/kg Cr, 100 mg/kg Cu, 50 mg/kg Pb, 300 mg/kg
Zn). Modul de calcul al indicilor de contaminare și indicilor de poluare este prezentat în
cadrul Capitolului III, Subcapitolul III .4. Valorile ob ținute depă șesc în cazul unor probe de
sol, scorurile care clasifică probele de sol în soluri necontaminate spre contaminate moderat,
moderat contaminat, moderat spre puternic contaminat, conform indicelui de geoacumulare
(Igeo), contaminare scăzută, moderată, considerabi lă conform factorului de contaminare ( Cf),
sol poluat, cu nivel de fond sau sol poluat conform indicelui de încărcare al poluării ( PLI).

125
VI.2.1 Indicele de geoacumulare ( Index of geoaccumulation – Igeo)

Rezultatele indicelui de geoacumulare calculat pentru probele de sol recoltate în anul
2014, utilizând valorile normale variază între -0,31 și 1,65 pentru Cr, -1,40 și 2,86 pentru Cu,
-0,73 și 1,85 pentru Zn, -0,86 și 1,71 pentru 7,96 și 21,87 pentru As, î ntre 15,0 și 100,2 pentru
Cd și între 3,83 -31,4 pentru Pb. Se observă cele mai ridicate valori ob ținute pentru Cd și Pb,
acestea fiind justificate de cele mai ridicate concentra ții de Cd și de Pb. Scorurile indicelui de
geoacumulare calculat în studiul cur ent clasifică probe le de sol analizate în sol necontaminat
cu Cr, pentru toate probele de sol, valorile Igeo fiind mai scăzute decât 0,0 ( Igeo<0,0); un
procent de 5% din probe sunt necontaminate cu Cr, 30% din probe sunt necontaminate spre
contaminate mode rat cu Cu, 45% sunt moderat contaminate cu Cu, iar restul de 20% prezintă
contaminare de la moderat spre puternic, pentru probele de sol S3, S4, S10 și S12.
În ceea ce prive ște contaminarea cu Zn, 10% din probe sunt necontaminate (S13 și
S19), 30% sunt ne contaminate spre contaminat moderat, iar 60% sunt contaminate moderat.
55 din probele de sol sunt necontaminate cu As, 20% necontaminate spre contaminate
moderat, iar res tul de 75% sunt contaminate moderată. 10% și 5% din probe prezintă
necontaminare cu Cd și Pb, 10% necontaminare spre contaminare moderată pentru Cd și Pb,
75% și 15% contaminare moderată cu Cd și Pb, 5% (S6) și 60% (S2, S3, S5, S8 -S10, S12,
S14-S17, S20) din probe sunt contaminate moderat spre puternic .
Varia ția Igeo pentru metalele calculate poate fi observată în Figura VI. 12 cu ajutorul
reprezentările Box and Wisker.
Comparativ cu scorurile anterior discutate, scorurile Igeo calculate cu ajutorul valorilor
pragului de alertă prezintă scoruri negative pentru Cr, indi când o stare necontaminată cu Cr a
probelor de sol prelevate în vara anului 20 14; 95% din probe sunt necontaminate cu Cu, 5%,
respectiv proba S4, prezintă o necontaminare spre contaminare moderată. Probele S4, S11 și
S20 prezintă o necontaminare spre conta minare moderată cu Zn, restul probelor fiind
necontaminate cu Zn. Probele S11 și S20 prezintă necontamin are spre contaminare moderată
cu As, restul probelor fiind necontami nate cu As. Probele de sol S4, S8 și S20 prezintă o
necontaminare spre contamin are moderată cu Cd, restul probelor fiind necontaminate. În ceea
ce prive ște necontaminarea cu Pb, doar 15% din probe sunt caracterizate de această stare,
restul de 25% sunt necont aminate spre contaminate moderat , iar 60% din probe prezintă o
contaminare moder ată cu Pb.

126

Cr Cu Zn As Cd Pb-3-2-101234IgeoValori normale
2014
Cr Cu Zn As Cd Pb-2,5-2-1,5-1-0,500,511,52IgeoValori prag de alert ă
2014
Figura VI.12. Indicele de geoacumulare calculat cu valorile normale și valorile pragului de alertă
pentru probele de sol recoltare în august, 2014
În cel de -al doilea sezon de prelevare a probelor de sol, august 2016, rezultatele
indicelui sunt comparabile pentru cele două modalită ți de calcul. Astfel, conform scorului Igeo,
probele de sol prezintă necontaminare cu Cr pentru doar 10% din probe; 79% prezintă
necontaminare spre contaminare moderată, 7% prezintă contaminare moderată cu Cr, iar
restul de 4% prezintă o contaminare puternică cu Cr, valoarea Igeo fiind de 3,69 (S23). Pe ntru
toate probele de sol, valo rile Igeo depă șesc valoarea zero ( Igeo > 0), ceea ce indică contaminate
cu Cu și cu Pb. Pentru As și Cd, doar două probe sunt necontaminate cu As și Cd, iar cu Zn
doar 5%.

Cr Cu Zn As Cd Pb -4-3-2-10123 Valori prag de alert ă
2016Igeo
Figura VI.13. Indicele de geoacumulare calculat cu valorile normale și valorile pragului de alertă
pentru probele de sol recoltare în august, 201 6

Cr Cu Zn As Cd Pb -3-2-101234IgeoValori normale
2016

127
Varia ția celor două seturi de date sunt reprezentate grafic cu ajutorul Figurii VI.13 ,
observându -se valori mai ridicate ale Igeo, valori ob ținute prin folosirea valorilor normale.
Conform Igeo calculat cu ajutorul valorilor pragului de alertă a metalelor studiate,
probele de sol nu sunt contaminate cu Cr, 10 % cu Cu, 17% cu Zn, 21% cu As, 41% cu Cd și
7% cu Pb, valorile Igeo fiind mai mici decât valoarea zero. Proba de sol S4 este necontaminată
spre contaminată moderat cu Cu, Zn, Cd și Pb, de asemenea S29 doar cu Cu, Cd și Pb, iar
proba de sol S11 cu Zn și Cd. În ceea ce prive ște contaminarea cu As, probele de sol S1, S20 –
S22, S24 prezintă necontaminare spre moderat, iar proba de sol S23 prezint ă contaminare
moderată cu As. Iar Igeo calculat cu ajutorul valorilor normale sunt caractarizate ca fiind soluri
contaminate moderat spre puternic cu Cd și Pb, relativ similar primului sezon de prelevare.

VI.2.2 Gradul de contaminare ( Degree of contamination – Cd) și Factorul de contaminare
(Contamination factor – Cf)

În func ție de factorul de contaminare aplicat probelor de sol analizate în acest studiu
prin folosirea valorilor normale, probele de sol sunt clasificate în patru clase de calitate ,
respectiv în soluri cu grad de calitate scăzută, moderată, considerabilă și ridicată. Cele mai
mici valori s -au ob ținut pentru C d, Cf variind între 0,54 – 2,10, un pro cent de 45% din probele
de sol prezentând o contaminare scăzută, restul probelor fiind caracterizate de o contaminare
moderată cu C d. Cele mai ridicate valori s -au ob ținut pentru Pb , Cd și Cu. Cea mai ridicată
valoare a indicelui calculat pentru Pb este de 6,27 și indică o contaminare foarte ridicată (S1).
Pentru Cu valoarea calcultaă, de 4, 83, indică o contaminare considerabilă (S4). Cea mai
scăzută valoare s -a obținut pentru Cd, proba S19, urmată de Zn si Cr, pentru probele S18 și
S19. Mediile valorilor Cf calcula ți pentru As, Cd, Cr, Cu, Pb și Zn sunt 1,59, 1,73, 0,91, 1,82,
3,54 și 1,43.

128

Cr Cu Zn As Cd Pb01234567CfValori normale
2014
Cr Cu Zn As Cd Pb00,511,522,53CfValori prag de alert ă
2014
Cr Cu Zn As Cd Pb024681012 CfValori normale
2016

Cr Cu Zn As Cd Pb00,511,522,533,5CfValori prag de alert ă
2016
Figura VI.14. Factorul de contaminare (C f) calculat cu valorile normale și valorile pragului de alertă
pentru probele de sol recolta te în august, 2016
Valorile Cf calculate cu ajutorul valorilor pragului de alertă prezintă un caz de
contaminare moderată cu Cd pentru proba de sol S6 și 25 de cazuri de contaminare moderată
cu Pb. Valorile Cf pentru Cd și Pb sunt cuprinse în intervalele pentru 0,17 – 1,11 și 0,31 –
2,51, cu mediile de 0,58 și 1,41. Intervalele valorile Cf pentru As, Cr, Cu și Zn sunt 0,27 -0,73,
0,16 – 0,63, 0,16 – 0,97 și 0,18 – 0,80.
În cel de -al doilea sezon de prelevare conform valori lor Cf calculate cu ajutorul
valorilor normale, probele de sol prezintă contaminare foarte ridicată cu Cr, Cu, Cd și Pb.
Valorile cele mai ridicate fiind de 10,2 Cd pentru proba de sol S22, 8,7 Pb pentru proba S29,
8,6 Cr pentru proba de sol S23 și 7,10 Cr , pentru proba S26. Medii valorilor Cf sunt 1,17
pentru As, 2,69 pentru Cd, 1,17 pentru Cr, 2,20 pentru Cu, 3,94 pentru Pb și 1,38 pentru Zn.
Se observă valori relativ mici pentru medii metalelor și valori mai ridicate metalelor în cazul

129
probelor colectate doar în august 2016. Localizarea acestora sub influen ța directă a surselor de
poluare, concentra țiile ridicate ale conținutului de metal e justifică clasificarea acestor probe în
clase de calitate foarte slab ă, respectiv cu un grad de contaminare foarte ri dicat ă. Varia țiile
valorilor indicelui de contamin are pot fi observate în FigurileVI.14.
Conform rezultatelor Cf obținute cu ajutorul valorilor prag, se observă un grad scăzut
de contaminare cu Cr (0,12 – 0,63) și cu Zn (0,11 – 0,80), însă un grad de contaminare
considerabil cu Cd și Pb (0,15 – 3,40; 0,28 – 3,48) și un grad de contaminare moderat cu As și
Cu (0,05 – 1,60; 0,15 – 1,42); 7% din probe prezintă contaminare moderată cu Cu și As, iar
17% din probe prezi ntă contaminare moderată cu Cd, 7% contaminare considerabilă cu Cd. În
ceea ce prive ște contaminarea cu Pb, aceasta este moderată într -un procent de 72% și 3%
prezintă contaminare foarte ridicată (S29).

VI.2.3 Indicele de încărcare al poluării ( Pollution Load Index – PLI)

Conform indicelui de încărcare al poluării ( PLI) calculat cu valorile normale, probele
de sol prezintă poluare cu metalele studiate pentru toate probele de sol prelevate în 2014, cu
excep ția probei S19, iar în cel de -al doilea an de pre levare (2016), conform PLI, cu excep ția
probelor S19 și S25 toate probele prezintă poluare cu As, Cd, Cr, Cu, Pb și Zn.
Situa ția este diferită în cazul utilizării valorilor pragului de alertă pentru calcul ul
indicelui PLI, astfel încât în august 2014, nici o probă nu prezintă grad de poluare, valorile
PLI se încadrează în intervalul 0,02 – 0,29, cu media de 0,14. În anul 2016, confor m PLI și a
valorilor de prag de alertă nici o probă nu prezintă grad de poluare cu niciun metal din cele
studiate ( Figura VI.1 5).

012345678910PLIValori normale
2014

00,050,10,150,20,250,3PLIvalori prag
alertă
2014

130

05101520253035PLIvalori normale
2016
00,10,20,30,40,50,60,70,80,91PLIvalori prag de
alertă
2016
Figura VI.15. Indicele de descărcare a poluării calculat folosin d valorile normale și valorile prag
de alertă pentru probele de sol recoltate în cele două campanii de prelevare (august, 2014 și 2016)

VI.2.4 Factorul de risc ( Risk factor – Er) și Indicele de risc ( Risk index – Ri)

Pentru calcul ul factorilor de risc s -au utilizat atât valorile normale, cât și valorile de
prag de alertă pentru cele două seturi de probe de sol recoltate în august, 2014 și 2016.
Conform primului set de date, rezultatele Er indică un risc ecologic poten țial
considerabi l la Cd, având valoarea de 100,2 pentru proba de sol S6, proba cu cea ma i ridicată
concentra ție de Cd. Cu excep ția probelor de sol S3, S5 și S19, care prezintă un risc ecologic
poten țial scăzut, valorile Er fiind mai mici decât 40 (31,7, 33,9 și 15,0), pen tru restul probelor
există un risc ecologic poten țial moderat, valorile Er acestor probe fiind cuprinse între 40,4 –
73,4. Pentru con ținutul de Cr, Er variază între 1,07 – 4,20, 4,0 – 24,1 pentru Cu, 0,54 – 2,40
pentru Zn, 7,96 – 21,9 pentru As și între 3,83 – 31,4 pentru Pb.
Conform celui de -al doilea set de rezultate Er obținut cu ajutorul valorile pragului de
alertă probele de sol prezintă risc ecologic poten țial scăzut. Valorile ob ținute variază între
0,32 – 1,26 pentru Cr (S18 și S7), 0,80 – 4,83 pen tru Cu (S19, S4), 0,18 – 0,80 pentru Zn (S19,
S4), 2,65 – 7,29 pentru As (S18, S20), 5,0 – 33,4 pentru Cd (S19 și S6) și între 1,53 – 12,5
pentru Pb (S19 și S1) ( Figura VI. 16.). Se pot observa valorile cele mai ridicate a fi ob ținute în
mare parte pentru pr obele S4 și S6, iar cele mai scăzute valori pentru proba S19.

131

CrCu ZnAsCd Pb020406080100120 ErValori normale
2014
Cu As Pb02468101214Valori prag alertă
2014Er
05101520253035Erla CdValori prag alertă
2014

Cr Zn00,20,40,60,811,21,4 ErValori prag alertă
2014
Figura VI.16. Factorul de risc (Er) pentru probele de sol, august, 2014

Conform valorii de prag de alertă și Er care le -a utilizat, pro bele de sol prelevate în
august 2016 prezintă risc ecologic poten țial ridicat la Cd și Pb , risc ecologic poten țial moderat
la As și Pb și risc scăzut pentru restul meta lelor grele. Proba de sol S22 prezintă cea mai
ridicată valoare a Er (306,0), pentru restul probelor Er variind între 13,41 – 273,3 (Figura
VI.17.). Proba de sol S25 are cea mai mică valoare ob ținută, iar probele S29, S26, S21 și S23
prezintă cele mari ridicate valori toate depă șind valoarea de 100, indicând un risc ecologic
poten țial considerabil și ridicat. Cea mai scăzut ă valoare pentru Cr, Cu, As, Zn și Pb s -a
obținut pentru probele S25 (0,80), S25 (3,63), S26 (1,60), S25 (0,33) și S24 (3,50).
Utilizând valorile pragului de al ertă, valorile Er indică trei probe de sol (S26 –
Er=86,4, S22 – Er=102,0 și S29 – Er=92,1) a le căror valori clasifică cele două probe în clasa
statutului de poluare ce prezintă risc ecologic poten țial considerabil la Cd . Restul probelor
prezintă un risc e cologic poten țial scăzut.

132

Cr Cu Zn As Cd Pb050100150200250300350ErValori normale
2016
Cr Zn00,20,40,60,811,21,4Valori prag de alert ă
2016Er
020406080100120 Er pentru CdValori prag de alert ă
2016

024681012141618Erpentru PbValori prag de alert ă
2016
Figura VI.17. Factorul de risc (Er) pentru prob ele de sol, august, 2016

În ceea ce prive ște restul rezultatelor Er, toate probele prezintă un risc ecologic
poten țial scăzut la Cd . Pentru con ținutul de Cr, valorile Er variază între 0,24 1,26 (S25 și S7),
pentru Cu 0,73 – 7,10 (S25 și S26), pentru As 0,53 – 16,0 (S26 și S23), iar pentru con ținutul
de Pb valorile Er sunt c uprinse între 1,40 – 17,4 (S24 și S29). Cele mai mici valori s -au
obținut pentru con ținutul de Zn 0,11 – 0,80 (S25 și S26). Se observă cele mai ridicate valori
ale Er a fi pentru probele de sol S25

VI.2.5 Concluzii
Rezultatele indicilor de contaminare și indicilor de poluare prezintă valori ridicate,
clasificând statutul de calitate al solurile studiate în necontaminate, contaminate și poluate cu
metalele grele studiate. Conform valorilor indicelui de geoacumulare calculat cu ajutorul
valorilor normale, p robele de sol se clasifică în soluri necontaminate cu Cr pentru 5% din

133
probe, 20% pre zintă contaminare de la moderat →puternic , 30% din probe sunt necontaminate
→contaminate moderat cu Cu, iar 45% sunt contaminate moderat . Un procent de 75% sunt
contaminate moderat cu Zn și cu Cd, iar 15% cu Pb. Valorile indicelui de geoacumulare
calculat cu ajutorul valorilor prag de alertă pentru anul 201 4 indică faptul că 95% din probe
sunt necontaminare cu Cu, iar 60% o contaminare cu Pb. Se observă varia ția diferită a
valorilor celor două tipuri de calcul a indicelui de geoacumulare, valorile primului set de
calcul fiind mai ridicate comparativ cu cel de -al doilea.
Pentru cel de -al doilea sezon de prelevare, probele de sol sunt clasificate în urma
calculării Igeo în sol uri necontaminate cu Cr; necontamina te spre contamina te moderat,
contamina te moderat și contamina te puternic cu Cr ; soluri necontaminat e spre contaminat e
moderat cu Cu, Zn, Cd și Pb.
Conform factorul de contaminare, pentru primul set de probe (2014) cele m ai scăzute
valori s -au ob ținut pentru Cr, indicând necontaminarea solurilor cu Co, urmate de C u și de Zn,
iar cele mai ridicate pentru C d și Pb, comparativ cu cel de -al doilea sezon în care cele mai
ridicate valori s -au ob ținut pentru Cr, Cd , Cu și Pb.
Rezultatele factorului de risc indică risc ecologic poten țial considerabil la Cd și Pb ,
cele mai scăzute valori ob ținându -se la Cr, Cu, As, Zn pentru primul set de probe de sol, iar
pentru cel de -al doilea set probe clasificate în clasa statutului de poluare ce prezintă risc
ecologic poten țial considerabil cu Cd.

VI.3. Calitatea, din punct de vedere chimic, a unor vegetale din localitatea
Mediaș

Optsprezece probe de vegetale (V1 -V18) a u fost recoltate în vara anului 2014;
recoltarea și pregătirea probelor ef ectuându -se conform standardele de calitate aferente.
Metodologiile de lucru sunt prezentate în cadrul Capitolului IV Subcapitolul IV.2. Probele de
vegetale recoltate sunt rădăcini de morcov, bulbi de ceapă, frunze de salată verde și fructe de
roșie, ardei , gutui și piersic. Prelevarea probelor de vegetale s -a efectuat din puncte de
prelevare asociate punctel or de prelevare a probelor de sol. Cu excep ția probelor de sol S1,
S9, S10, S12, S17, S19 și S20, restul probelor de plante au corespondent celor de so l.
Excepția s-a făcut datorită lipsei activită ților de cultivare pe solurile respective.

134
VI.3.1 Determinarea conținutului de metale

Cu ajutorul tehnicilor spectrometrice (ICP -MS) s -a măsurat con ținutul de As, Cd, Co,
Cr, Cu, Fe, Ni, Mn, Pb, Zn. Rezultatele s -au comparat cu valorile standard, respectiv limitele
tolerabile stabilite de Organiza ția Mondială a Sănătă ții și Organiza ția alimentelor și
agriculturii Na țiunilor Unite (FAO – Food and Agricultural Organization). Valorile standard
sunt de 2, 3 mg/kg pentru con ținutul de Cr, 67 mg/kg pentru con ținutul de Ni, 40 mg/kg pentru
Cu, 20 mg/kg pentru Zn, 0,10 mg/kg As, 0,20 mg/kg Cd și 0,30 mg/kg pentru con ținutul de
Pb (FAO/WHO, 2011; Islam & Hoque, 2014).
Rezultatele analizelor metalelor depă șesc li mitele tolerabile pentru As, Cd, Cu și Pb,
pentru probele de ro șie, morcov, ceapă, ardei și salată verde ( Tabel VI.6 ).

Tabel VI.6. Conținutul de metale grele măsurate plantelor studiate
Plantă Denumire
științifică As
(mg/kg) Cd
(mg/kg) Cr
(mg/kg) Cu
(mg/kg) Ni
(mg/kg) Pb
(mg/kg) Zn
(mg/kg)
fruct
roșie Solanum
lycopersicum media±DS* 0,019±0,002 0,096±0,04 0,41±0,13 24,3±28,7 1,05±0,26 0,41±0,04 13,9±2,99
int. val. 0,018 -0,02 0,06-0,13 0,34-0,56 7,45-57,4 0,79-1,31 0,38-0,45 10,5-16,1
rădăcină
morcov Daucus
carota sativus media±DS 0,05±0,05 0,27±0,13 0,03±0,08 3,31±0,77 1,34±0,54 0,35±0,21 10,4±1,74
int. val. 0,01-0,14** 0,04-0,45 0,00-0,23 2,69-5,13 0,81-2,48 0,04-0,75 8,26-13,2
bulb
ceapă Allium cepa media±DS 0,36±0,60 0,07±0,09 0,19±0,17 2,79±2,27 0,84±0,26 0,16±0,04 8,61±5,45
int. val. 0,00-1,05 0,0-0,17 0,0-0,30 0,87-5,29 0,0-0,30 0,12-0,20 3,06-13,9
fruct
ardei Capsicum
annuum media±DS – – – – – – –
int. val. 0,04 0,09 0,5 3,60 1,07 0,81 13,3
frunze
salată Lactuca
sativa media±DS – – – – – – –
int. val. 0,03 0,17 0,32 4,39 0,37 0,21 11,04
fruct
gutuie Cydonia
oblonga media±DS – – – – – – –
int. val. 0,01 0,04 0,33 3,04 0,58 0,19 3,98
fruct
piersică Prunus
persica media±DS – – – – – – –
int. val. 0,02 0,13 0,38 4,67 0,70 0,12 13,43
FAO/WHO, 2011 0,10 0,20 2,3 40 66,9 0,30 20
*DS (devia ția Standard); ** valorile boldate reprezintă depă șiri ale limitelor tolerabile (FAO/WHO, 2011)
concentra țiilor de metale

Ordinea nivelului de metale grele din probele de vegetale este următoarea
As<Cd<Cr<Pb<Ni<Cu<Zn. Un procent de 44% din probele de vegetale prezintă valori ale
conținutului de Pb care depă șesc nivelul tolerabil de 0,3 mg/kg. Cea mai ridicată concentra ție
s-a măsurat în proba de ardei (V18), urmată de două probe de morcov (V3 și V13). Cel mai
scăzut con ținut de Pb s -a înregistrat pentru proba de morcov (V17), de ceapă și de piersică
(V16 și V11). Media concentra țiilor de Pb ob ținute este de 0,33 mg/kg, cu devia ția standard
de 0,21. Cele mai ridicate concentr ații de Pb din plantele studiate se corelează cu cele mai
ridicate concentra ții de Pb măsurate probelor de sol aferente.

135
Cadmiul este prezent în 28% din probele de plante, cu concentra ții care depă șesc
valoarea standard de 0,2 mg/kg. Probele de morcov (V4, V5, V8, V9) prezintă cel mai ridicat
conținut de Cd măsurat, urmate de probe le de ro șie și de ceapă. Media valorilor Cd este mai
mică decât valorile standard, 0,17 mg/kg, cu devia ția standard de 0,13 ( Figura VI.18. (a)).
Nivelul de As este foarte ridicat pentru 11% din probe, V4 și V7 prezentând cele mai ridicate
concentra ții. Valoarea maximă ob ținută este de 1,05 mg/kg, iar media valorilor este de 0,09
mg/kg. În ceea ce prive ște con ținutul de Cu, proba V10 (fruct de ro șie) depă șește limita
tolerabilă cu aproximativ 17,5 mg/kg, media con ținutului fiind de 6,86 mg/kg, cu devia ția
standard de 12,74 ( Figura VI.18. (b)). Cele mai ridicate concentra ții de metale grele
înregistrate sunt pentru Cu, Ni și Zn, însă con ținutul de Ni și Zn fără să depă șească valorile
admise.
(a)
Figura VI. 18. Conținutul de Cr, Cd, Pb și As din probele de plante vegetale
(b)
Figura VI.18. Conținutul de Cu, Ni și Zn din probele de plante vegetale
Intervalele concentra țiilor de Ni și Zn sunt cuprinse în domeniul 0,37-2,48 mg/kg Ni și
între 3,06 -16,12 mg/kg Zn, cele mai ridicate valori fiind ob ținute pentru probel e de morcov
(V2) pentru Ni și roșie (V14) pentru Zn. Se observă îmbogă țirea con ținutul de Zn în ro șii, cele
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5ROȘIE MORCOVSALATĂGUTUIECEAPĂPIERSICĂARDEIFAO & WHO (2011)
Concentrație (mg/kg) Cr
Pb
Cd
As
0 10 20 30 40 50 60 70ROȘIE MORCOVSALATĂGUTUIECEAPĂPIERSICĂARDEIFAO & WHO (2011)
Concentrație (mg/kg) Zn
Cu
Ni

136
mai ridicate concentra ții de Zn fiind ob ținute în probe de ro șii, respectiv în probele V1 (10,5
mg/kg Zn), V10 (15,0 mg/kg Zn) și V14 (16,1 mg/kg Zn). Media concentra ției Ni este d 1,06
mg/kg, cu devia ția standard de 0,48, iar pentru Zn de 10,7 mg/kg, cu devia ția stand ard 3,45.
Cu excep ția probei de ro șie V10, a l cărui con ținut de Cu depă șește valoarea tolerabilă
de 40 mg/kg cu aproximativ 20 mg/kg, pentru restul probelor de plante concentra țiile de Cu
variază între 0,87 -7,96 mg/kg. Valoarea maximă s -a obținut pentru pr oba de ro șie V14, iar cea
mai scăzută pentru proba de ceapă, V7. Ro șiile sunt și în acest caz cele mai bogate în con ținut
de Cu.
Tabel VI.7. Corela țiile între con ținutul de metale măsurate probelor de vegetale (n=18)
Variables Cr Ni Cu Zn As Cd Pb Mn Fe Co
Cr 1 -0,256 0,275 0,246 0,106 -0,709 0,028 -0,249 0,327 0,033
Ni -0,256 1 -0,157 0,011 -0,129 0,132 0,165 0,171 0,081 0,436
Cu 0,275 -0,157 1 0,399 -0,130 -0,210 0,105 0,029 0,078 -0,120
Zn 0,246 0,011 0,399 1 -0,513 0,120 0,212 0,212 0,456 0,432
As 0,106 -0,129 -0,130 -0,513 1 -0,257 -0,156 -0,300 -0,295 -0,392
Cd -0,709 0,132 -0,210 0,120 -0,257 1 0,299 0,335 0,054 -0,019
Pb 0,028 0,165 0,105 0,212 -0,156 0,299 1 0,257 0,810 0,514
Mn -0,249 0,171 0,029 0,212 -0,300 0,335 0,257 1 0,283 0,246
Fe 0,327 0,081 0,078 0,456 -0,295 0,054 0,810 0,283 1 0,569
Co 0,033 0,436 -0,120 0,432 -0,392 -0,019 0,514 0,246 0,569 1
* Valorile boldate sunt diferite de 0 cu un nivel alpha semnificativ = 0,05

Figura VI.19. Analiza clusterelor ierarhice aplicată conținutului metalelor măsurate din probele de
vegetale
Conținutul de metale grele din plante vegetale poate fi influen țat de pH -ul și de
conținutul materiei organice solului, de concentra ția metalului greu prezent în matricea solului
și de asemenea și de specia și vârsta plantei (Adriano, 1986). Conform studiului Zhang et al.
din anul 1991, disponibilitatea metalelor grele este afectată direct de planta însă și, respectiv
specia, tipul, vârsta.
Co
Pb
Fe
Ni
Cd
Mn
As
Cr
Cu
Zn 05101520253035Dissimilarity
C3 C1 C2

137
Există corela ții pozitive între Pb -Fe, Pb -Co și între Fe -Co, iar între Cr -Cd și Zn-As
corela ții negative, conform matricei de corela ții Pearson ( Tabel VI .7.). Corela țiile pozitive pot
fi observate și în cazul reprezentării clusterelor ierarhice. Cele trei clustere sunt alcătuite din
Co-Pb-Fe-Ni-Cd-Mn ( C1), As ( C2) și Cr-Cu-Zn (C3), conform Figurii VI.19 .

VI.3.2 Concluzii

Rezultatele analizelor chimice de determinare a con ținutului de metale g rele pentru
probele de vegetale indică depă șiri ale limitelor tolerabile pentru As, Cu, Pb și Cd pentru
probe de rădăcină de morcov, și fructe de ro șie, ardei, bulb de ceapă și frunze de salată verde.
Conținutul de metale grele crește în ordinea As<Cd<Cr<Pb<Ni<Cu<Zn. Un procent de 44%
din probele de vegetale prezintă depă șiri ale nivelului tolerabil pentru con ținutul de Pb, iar
28% depă șesc nivelul tolerabil pentru Cd. Ca nivel de concentra ții ale con ținutului de Cu, Zn
și Ni probele de plante studiate sunt cele mai bogate, însă fără ca limita tolerabilă să fie
depă șită, cu excep ția uneia, o probă de fruct de ro șie depă șind concentra ția de Cu fiind
depă șită cu aproape 20 mg/kg, cu 50% din limita tolerabilă. Corela ții pozitive semnificative s –
au identificat între con ținutul de Pb-Fe, Fe – Co, și între Pb-Co și de asemenea corela ții
negative se mnificative între Zn-As, Cr-Cd.

VI.4. Modelul de transfer al metalelor din sol în vegetale și evaluarea
riscului asupra sănătă ții la As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn

Factorul de transfer sol →plante vegetale
Rezultatele prind determinarea factorului de transfer (Tf ) pentru As, Cd, Cr, Cu, Ni,
Pb și Zn variază în func ție de tipul de metale și în func ție de tipul plantei vegetale. Astfel, cele
mai ridicate valori ale Tf s-au ob ținut pentru Cu, trendul valorilor fiind
Cu>Cd>Zn>Ni>Cr>Pb>As.
Conform Tabelului VI.8 , cea mai ridicată valoare a factorului de transfer s -a obținut
pentru Cu și Cd, valorile variind între și 152,6×10-3 – 1573×10-3 pentru probele de roșie (V1 și
V10) și 218,3×10-3, pentru proba de salată (V5), calculate pentru Cu. Cea mai ridicată valoare
pentru Cu este de 152×10-3, urmată de 73,8×10-3 , în cazul probelor de salată și respectiv de
roșie (V5 și V1).

138
Transferul Cr din sol în plante s -a realizat cel mai semnificativ în cazul probelor de
roșie, V14 (26,2 x10-3), de piersică, V11 (11,5×10-3), ardei, V18 (13,5×10-3) și ceapă, V7
(12,1×10-3). Media valorilor Tf pentru Ni este de 45,8×10-3, valorile cele mari ridicate
obținându -se pentru probele de morcov, V9 (81,6×10-3) și V2 (78,6×10-3), ceapă, V16
(72,1×10-3), cele mai mici valori fiind calcula te probelor de salată, V5 (13,1×10-3) și de
gutuie, V6 (20,5×10-3).
Tabel VI. 8. Factorul de transfer sol→plante (x10 -3)
As Cd Cr Cu Ni Pb Zn
Rădăcină de morcov
Tf 1,81-16,3 20,8-311,1 0,00-6,36 53,2-137,9 28,9-81,6 1,29-13,14 51,9-102,5
Fruct de ro șie
Tf 1,65-2,63 25,0-73,8 9,23-26,2 152,6 -1573 33,5-41,7 3,62-6,42 71,9-123,6
Bulb de ceapă
Tf 1,19-181,3 0,00-125,1 0,00-12,12 24,5-243 27,7-72,1 2,12-3,74 19,7-98,1
Fruct de ardei
Tf 3,73 35,5 13,5 98,7 45,8 7,49 63,8
Frunze de salată
Tf 3,89 152,7 10,7 218,3 13,1 2,19 120,5
Fruct de piersic
Tf 2,03 53,1 14,5 128,1 29,8 1,13 64,3
Fruct de gutui
Tf 1,40 38,0 10,9 151,3 20,6 2,01 43,5

Plumbul este transferat în cantitatea cea mai semnificativă în cazul probelor de
morcovi, V3, V4 și V8 (13,1×10-3, 11,5×10-3, 10,8×10-3), media Tf pentru Pb fiind de 5,14;
cele mai scăzute valori fiind ob ținute pentru probele de piersică, V11 (1,13×10-3), morcov,
V17 (1,29×10-3) și probei de gutuie, V6 (2,01×10-3). Iar factorul Tf calculat pentru Zn variază
între 19,6×10-3 – 123,5×10-3, cu media valorilor de 75,3×10-3. Cele mai ridicate valori sunt de
123,5×10-3, pentru proba de ro șie, V14, urmată de probele de morcov, V8 (102,5×10-3) V12
(101,3×10-3).
Cele mai disponibile la trans ferul metalelor sunt probele de morcov, în special probele
V4 și V8, prezen tând cele mai ridicate valori Tf pentru As, Cd, Cu, Pb și Zn. Probele de sol
asociate probelor de plante fiind S4 și S7, proba de sol S4 prezintă cele mai ridicate
concentra ții de A s, Cu și Zn, ceea ce poate reprezenta sursa concentra țiilor mai ridicate de
metale din probele de plante, implicit valorile ridicate ale Tf. În ceea ce prive ște Tf pentru As,
acesta variază între 1,19 -181,3×10-3, valorile ob ținându -se pentru două probe de ceapă, V7 și
V 19. (Figura VI.20 ).

139

Figura IV.20 Valorile factorului de transfer (Tf) a metalelor din sol→plante vegetale

Tabel VI.9. Corela țiile valorilor factorilor de transfer
Variables Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn As Cd Pb
Cr 1 -0,253 -0,036 -0,078 -0,513 0,361 0,169 0,128 -0,644 -0,375
Mn -0,253 1 -0,014 0,383 0,396 0,024 0,007 -0,299 0,144 0,119
Fe -0,036 -0,014 1 0,068 0,186 0,019 0,214 -0,234 0,405 0,140
Co -0,078 0,383 0,068 1 0,352 -0,125 0,218 -0,427 -0,034 0,189
Ni -0,513 0,396 0,186 0,352 1 -0,233 -0,169 -0,120 0,151 0,145
Cu 0,361 0,024 0,019 -0,125 -0,233 1 0,125 -0,151 -0,275 -0,177
Zn 0,169 0,007 0,214 0,218 -0,169 0,125 1 -0,502 0,393 0,108
As 0,128 -0,299 -0,234 -0,427 -0,120 -0,151 -0,502 1 -0,265 -0,050
Cd -0,644 0,144 0,405 -0,034 0,151 -0,275 0,393 -0,265 1 0,547
Pb -0,375 0,119 0,140 0,189 0,145 -0,177 0,108 -0,050 0,547 1
* Valorile boldate sunt diferite de 0 cu un nivel alpha semnificativ = 0,05 Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn As Cd Pb 00.20.40.60.811.21.41.6
Cr Mn 00.010.020.030.040.05
Fe Co As Pb 00.0020.0040.0060.0080.010.0120.014

140

Figura VI.21. Analiza clusterelor ierarhice factorului de transfer

Există, conform matric ei de corela ții Pearson, corela ții pozitive semnificative între
valorile Tf de transfer al Pb și Cd, iar între Cr -Ni, Cr -Cd și As -Zn corela ții negative
semnificative, ( Tabel VI.9 ). Analiza clusterului ierarhic grupează metalele grele în trei grupe
principale, respectiv C1, alcătuit din corela țiile între As -Cr-Cu, grupa C2: Co-Mn-Ni și C3:
Cd-Pb-Fe-Ni (Figura VI.21 )

Evaluarea riscului asupra sănătă ții la As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn
Evaluarea riscului la metale s -a realizat utilizând trei indici de evaluare, respectiv
indicele EDEM (estimarea aportului zilnic la metale), HQ (coeficientul de hazard) și HI
(indicele de hazard). Metodele de calcul sunt prezentate în Capitolul III, Subcapitolul III.5 .
Rezultatele EDEM se încadrează în intervalul de valori de 0,00 – 0,099 mg/kg/zi
pentru Cr, 0,065 – 0,439 mg/kg/zi Ni, 0,154 – 10,17 mg/kg/zi Zn, 0,001 – 0,08 mg/kg/zi As,
0,00 – 0,080 mg/kg/zi Cd și 0,007 – 0,143 mg/kg/zi Pb, trendul v alorilor fiind Cd<Cr<Pb<As
<Ni<Zn<Cu. Cel mai mare aport zilnic s -a obținut pentru Cu la probele de fruct de ro șie (V1,
V10 și V14), la As pentru bulb de ceapă (V7) și la Zn pentru probe de rădăcină de morcov,
fructe de ro șie, ardei, piersică și ceapă (V4, V8, V10, V18, V11 și V15) .
În ceea ce privește valorile coeficientului de hazard, s -au obținut valori care depășesc
valoarea critică de 1 ( HQ > 1) pentru Cu, Zn As, valorile ridicate ale concentrațiilor de metale
din plante, care depășesc limitele tolerab ile se justifică prin valorile ridicate ale HQ. Probele
care prezintă potențial risc la metalele respective sunt probele de fruct de roșie (V10 și V14) a
As
Cr
Cu
Co
Mn
Ni
Cd
Pb
Fe
Zn 051015202530354045Disimilarități
C1

C2 C3

141
cărui valoare depășește valoarea de unu de aproape 200 de ori pentru Cd, de două ori pentru
Zn și prob a de rădăcină de morcov (V7), care depășește valoarea critică de aproape 9 ori
(Tabel VI.10.) . Media valorilor HQ pentru Pb este de 0,089, cea mai mică valoare obținându –
se pentru proba de morcov V17, iar cea mai ridicată valoare de 0,399, pentru proba de ardei,
V18. Cele mai mici valori s -au obținut pentru HQ calculat conținutului de
Cr<Cd<As<Pb<Ni<Cu<Zn.
Tabel VI.10. Valorile coeficientului de hazard ob ținut pentru As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb și Zn
Metal Val.
min. Cod probă Val.
max. Cod probă Val.
medie Devia ția
Standard Mediana
As (mg/kg) 0,0002 V16
Allium cepa 8,97 V7
Allium cepa 0,52 2,11 0,003
Cd (mg/kg) 0,00 V7
Allium cepa 0,99 V13
Daucus carota sativus 0,22 0,28 0,08
Cr (mg/kg) 0,00 V3, V4. V8, V9, V12, V13,
Daucus carota sativus
V16, V17
Allium cepa 0,0005 V14
Solanum lycopersicum 0,00011 0,00013 0,0001
Cu (mg/kg) 0,046 V7
Allium cepa 202,8 V10
Solanum lycopersicum 12,32 47,53 0,691
Ni (mg/kg) 0,016 V5
Lactuca sativa 0,757 V2
Daucus carota sativus 0,165 0,169 0,140
Pb (mg/kg) 0,00098 V17
Daucus carota sativus 0,399 V18
Capsicum annuum 0,089 0,1122 0,046
Zn (mg/kg) 0,077 V7
Allium cepa 2,13 V14
Solanum lycopersicum 1,027 0,557 0,950

Indicele de hazard ( HI) variază între 0,774 – 204,8, cea mai mică valoare ob ținându -se
pentru proba V6, fruct de gutuie, iar maxima pentru proba de ro șie, V10, urmată de proba de
bulb de ceapă, V7, și proba de fruct de ro șie, V14.

VI.4.1 Concluzii

Cele mai ridicate valori pentru factorul de transfer sol →plante pentru con ținutul de
metale variază în următoa rea ordine Cu>Cd>Zn>Ni>Cr>Pb>As , în func ție de tipul metalului
greu și al speciei plantei. Cele mai ridicate valori ale Tf s-au ob ținut pentru Cu și pentru Cd în
probele de fructe de ro șie și frunzele de salată verde. Se observă o disponibilitate
semnifica tivă a Pb la probele de rădăcini de morcov, dar și a con ținutului de Zn, As, Cu și Cd.
De asemenea , probele de sol asociate celor de vegetale prezintă cele mai ridicate concentra ții
de metale, ceea ce justifică și con ținutul ridicat și factorul de transfer ridicat pentru metalele
aferente.

142
Factorul de transfer pentru Cd și Pb prezintă corela ții semnificative pozitive, iar între
As-Na, Cr -Ni și Cr -Cd conform analizei matricei de corela ții Pearson există corela ții
semnificative negative.
Conform indicilor de evaluare a riscului asupra sănătă ții, probele de ro șie și de morcov
depă șesc valoarea critică de 1 (unu), indicând un poten țial risc asupra sănătă ții, ca urmare a
consumului acestor vegetale. Trendul HQ al metalelor este Cr<Cd<As<Pb<Ni<Cu<Zn.
Valorile indi celui de hazard (HI) variază destul de semnificativ, datorită con ținutului foarte
ridicat de Cd, în raport cu celelalte metale grele. Probele de bulb de ceapă și de fruct de ro șie
prezintă cele mai ridicate valori ale HI. În ceea ce prive ște EDEM, ordinea metalelor este
Cd<Cr<Pb<As <Ni<Zn<Cu, cel mai mare aport avându -l probele de fruct de ro șie și de bulb
de ceapă al Cu.

VI.5. Metoda de evaluare a calității surselor apei potabile utilizând modelul
indicilor de contaminare ș indicilor de poluare

Unul dintre obiectivele tezei de doctorat este dezvoltarea unei metode de evaluare cât
mai coerente și eficiente privind calitatea surselor de apă potabilă, folosind indicii de
contaminare și indicii de poluare. Modelul cuprinde șase etape de bază, care se finalizează
prin expunerea stării de calitate a surselor de apă potabilă. Cei șase pa și sunt următorii:
1.►Studiu bibliografic privind contaminarea și poluarea surselor de apă potabilă
Scopul etapei constituie de fapt temelia modelul ui și se referă la identificarea surselor
de contaminare, respectiv de poluare a apei potabile. Studiul cuprinde a trecre în revistă a
informa țiilor disponibile privind starea calită ții surselor de apă potabilă din zona de studiu,
informa ții obținute din baze de date autoriz ate, din literatura de specialitate și de la autorită țile
competente. Studiul bibliografic prive ște și istoricul de poluare a zonei de studiu, ceea ce
implică tipul și natura contaminan ților și a substan țelor poluante și sursele de poluare. Se
realizează astfel și o analiză a mediului socio -economic și o caracterizare a statutului actual a l
calită ții surselor de apă potabilă. Studiul bibliografi c stă la baza celei de -a doua etape a
modelului, și anume :
2. ► Elaborarea planului de evaluare a calită ții apei potabile
Planul de evaluare a calită ții apei potabile are ca scop planificarea metodologiilor
aplicate în vederea ob ținerii unui statut cât mai relevant din punct de vedere calitativ al

143
calită ții sursei de apă potabilă. Acest pas este punctul de plecare către etapele cu ajutorul
cărora se ob țin datele utilizate în calcului indicilor de contaminare și indicilor de poluare.
3. ► Planul de prelevare
Planul de prelevare este unul dintre cei mai semnificativi pa și prin prisma influen țelor
calitative și cantitativ e a surselor de contaminare și de poluare asupra surselor de apă potabilă.
Pentru întocmirea planului de prelevare este nevoie de identificarea zonei de studiu, de
alegerea punctelor de prelevare (loc și nu măr de puncte) și de alegerea tipului analizelor
fizico -chimice funcție de tipul de contaminant identificat în etapa 3 . Pe harta zonei vor fi
trecute punctele de prelevare pentru vizualizarea zonei de studiu în ansamblu.
Notă : trebuie alese un număr relevant de probe, astfel încât să acopere aria de studiu,
iar legătura sau posibilele influen țe negative cu sursele de contaminare și de poluare să fie cât
mai evidente.
4. ► Analizarea probelor
După prelevarea corespunzătoare a probelor de apă potabilă, de sol și de vegetale ,
acestea se păstrează în cond iții optime de conservare până la momentul analizării acestora ,
conform protocoalelor de lucru proprii fiecărei metode analitice care va fi aplicată . O parte
din analizele chimice necesită pregătire, astfel încât să îndeplinească condi țiile necesare
desfă șurării acestora; spre exemplu filtrarea probelor și aducerea la pH acid a probelor de apă
în vederea analizării con ținutului de metale sau uscarea, mărun țirea, omogenizarea și
dezagregarea cu aqua regia a probelor de sol pentru determinarea metalelor. Pregătirea
sticlăriei care va fi utilizată de asemenea , este un pas important pentru asigurarea unor
rezultate cât mai concludente, contaminarea acestora putând compromite calitatea analizelor
chimice.
Analizele fizico -chimice propuse a fi efectuate sunt:
 apă: măsurarea pH -ului, conductivității electrice, total solide dizolvate,
conținutului de metale (As, Ca, Cd, Cr, Co, Cu, Mg, Mn, Ni, Na, K, Pb, Zn),
conținutului de ioni (NO 3-, NO 2-, SO 42-, Cl-), NH 4+, duritate totală, consum chimic
de oxigen , alcalinitate totală;
 sol: măsurarea pH -ului, conductivității electrice, conținutului de metale (As, Ca,
Cd, Cr, Co, Cu, Mg, Mn, Ni, Na, K, Pb, Zn), conținutului de ioni (NO 3-, NO 2-,
SO 42-, Cl-);
 vegetale : conținutu lui de metale (As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn ).

144
Notă : Pentru o încredere crescută în corectitudinea analizelor efectuate și a rezultatelor
obținute , metodele chimice se validează, prin utilizarea etaloanelor standardizate, analizarea
probelor martor și a probelor duble, precum și calcularea parametrilor de performan ță.
5. ► Interpretarea rezultatelor fizico -chimice
Rezultatelor analizelor se vor compara cu concentra țiile maxim admise (CMA)
specificate de legisla ția în vigoare, respectiv Legea 311 din 20 04 și Ordinul 756 din 1997
privind calitatea mediului înconjurător. Depă șirea valorilor limită clasifică apele în ape
poluate sau solurile în soluri cu calitate slabă.
Notă: Deși concentra țiile maxim admise sunt valori orientative, depă șirea acestora a
prezintă efecte negative asupra vie țuitoarelor, plantelor și sănătă ții omului .
6. ►Calculul indicilor de contaminare și indicilor de poluare
Indicii de contaminare și indicii de poluare sunt modele matematice, cu ajutorul cărora
apele sau solurile sunt clasificate în ape sau soluri cu calitate slabă, moderată sau bună. Pentru
calcularea acestora se utilizează valorile datelor obținute în urma a nalizelor fizico -chimice și
valorile concentrațiilor maxim admise , stabilite prin standarde și legislația în vigoare.
Indicii de contaminare și indicii de poluare care vor fi calculați sunt:
1. Probe de apă
– gradul de contaminare ( Cd)
– factorul de contaminare (Cf)
– indicele de poluare cu metale grele (HPI)
– indicel e de evaluare a metalelor grele ( HEI)
2. Probe de sol:
– gradul de contaminare ( Cd)
– factorul de contaminare (Cf)
– indicele de geoacumulare (Igeo)
– indicele de risc (Ri)
– factorul de risc (Er)
– indicele de încărcare al poluării (PLI)

Schematic, metoda propusă prin prezenta teză este prezentată în Figura VI.22.

145
VI.5.1. C oncluzii

Utilizarea acestui model de lucru propus, prin complexitate și rigurozitate crește
veridicitatea afirmațiilor privind gradul de contaminare și gradul de poluare al apei sau
solului. Rezultatele obținute sunt importante în luarea unor decizii, respectiv uno r măsuri de
prevenire sau intervenție, în cazul contaminării sau poluării surselor de apă potabilă.

Figura VI.22 Metoda de evaluare a calită ții apei potabile prin utilizarea indicilor de
contaminare și indicilor de poluare Studiu bibliografic privind
contaminarea și poluarea
surselor de apă potabilă Informa ții privind starea
calită ții surselor de
apă potabilă
din zon a de studiu
Elaborarea planului
de evaluare a calită ții
apei potabile
Plan de prelevare Analizarea probelor
(apă, sol, vegetale)
Alegerea zonei
de studiu
Alegerea punctelor
de prelevar e Tipul analizelor
fizico -chimice
Interpretare rezultate
fizico -chimice
Calitatea surselor de apă
potabilă

Calculul indicilor de
contaminare și
indicilor de poluare

146

CAPITOLUL VII
CONCLUZII GENERALE

VII.1 Concluzii generale

Calitatea apei potabile este semnificativă prin prisma influen țelor negative asupra
sănătă ții omului și animalelor pe care o apă contaminată din punct de vedere fizico -chimic și
microbiologic le poate avea. Pre venirea este cel mai important pas împotriva efectelor
dăunătoare asupra sănătă ții, ceea ce implică în primul rând o monitorizare a sta tutului de
calitate a apei potabile, urmată de evaluarea aces tuia prin metode fizico -chimice și aplicarea a
diverse modele matematice, finalizându -se prin evaluarea riscului la diver și indicatori chimici
sau contaminan ți.
Municipiul Media ș a fost una dintre cele mai industrializate localită ți din țară.
Localizarea acestuia este în apropierea unei foste mari întreprinde ri metalurgice neferoase,
activită țile agricole și cele gospodăre ști, precum și accesul limitat la apă potabilă (până în anii
2009 -2010 unele gospodării nu au beneficiat de un sistem de alimentare cu apă potabilă sau
de un sistem de canalizare, locuitorii utilizând pu țuri sau fântâni ca surse de apă potabilă și
bazine de vidanjare ca ”sistem de canalizare”) reprezintă poten țiale surse de contaminare a
surselor de apă potabilă, ce pot contamina, respectiv poluare apa și implicit pot fi responsabile
de reperc usiuni asupra sănătă ții omului și animalelor.
Studii din anii 2013 -2016 , amintite și detaliate în cadrul prezentei teze, prezintă
contaminări ale surselor de apă potabilă din Media ș, cu compu și ai azotului, sulfa ți și metale
ceea ce a reprezentat punctul d e pornire și motivul principal al ini țierii acestei cercetări în
vederea obținerii unor rezultate relevante cu ajutorul cărora societatea să fie conștientizată.
Teza de doctorat a avut ca obiectiv cadru evaluarea calită ții surselor de apă potabilă din
municipiul Media ș prin utilizarea indicilor de contaminare și indicilor de poluare. Obiectivele
specifice atinse, respectiv concluziile rezultate din activitatea de cercetare teoretică și
experimentală desfăsurată în cadrul prezentei teze de doctorat sunt următoarele:

147
 Din punct de vedere al rezultatelor analizelor electrochimice, probele de apă
potabilă se clasifică în categoria apelor circumneutrale, valorile pH -ului variind între 7,0 -8,0
în toate cele trei sezoane de prelevare (martie, august 2014 și august 2016) .
 Majoritatea surselor de apă potabilă sunt poluate cu compu și ai azotului, respectiv
cu NO 2-, NO 3- și NH 4+. Concentra țiile maxim admise pentru cei trei indicatori sunt depă șite
de până la cinci ori. Sursele de poluare identificate sunt activită țile agricole (cre șterea
animalelor, depozitarea de șeurilor fecaliere direct pe sol, utilizarea îngră șămintelor pe bază de
azot) și activită țile gospodăre ști (înlocuirea sistemului de canalizare cu sisteme rudimentare
de igienă). Prezen ța microorga nismelor în concentra ții ridicate este justificată și de valorile
ridicate, peste concentra ția maxim admisă ale consumului chimic de oxigen, măsurat prin
metodă volumetrică, prin utilizarea permanganatului de potasiu .
 Prezen ța moderată a conținutului de săruri este dată de valorile conductivită ții
electrice, reziduului filtrabil uscat la 105 °C și con ținutului de sulfa ți, iar cu ajutorul matricei
de corela ții Pearson pot fi observate c orela țiile pozitive semnificative între valorile celor trei
indicatori chimici. Corela ții pozitive se observă și între con ținuturile de Ca, Mg și valorile
durită ții totale și alcalinită ții totale. Depă șirea concentra ției maxime admise a durită ții totale și
conținutul relativ ridicat de Ca și Mg au ca surse natura geogenă nativă, respectiv rocile
carbonatice, care caracterizează întreaga zonă geografică .
 În ceea ce prive ște con ținutul de metale grele, concentra țiile maxim admise ale Cd,
Mn și Pb sunt depă șite de până la patru ori, îndeosebi în cele două sezoane estivale, ceea ce
indică concentrarea con ținutului de substan țe chimice în compozi ția apei, ca urmare a scăderii
nivelului piexometric. Proba a cărei concentra ții de Cd depă șește limita maximă admisă poate
avea ca sursă depozitul de materiale feroase localizat la o distan ță mai mică de un metru de
sursa de apă .
 Conform diagramelor Piper și Stiff, tipologia apelor subterane studiate este în
majoritatea cazurilor Ca -HCO 3-, un procent mai mic de 10% fiind reprezentat de ape de tipul
Na-HCO 3- și Na-K-HCO 3-, aceste ape sunt caracterizate și de cele mai ridicate concentra ții de
Na și K.
 Există varia ții sezoniere în ceea ce prive ște con ținutul compu șilor chimici, spre
exemplu concentra ții de NO 2-, NO 3- și metale grele ; cu excep ția con ținutului de As acestea
sunt mai scăzute în sezonul primăverii, influen țate probabil de volumul apelor mai ridicat, ca
urmare a cre șterii cantită ții precipita țiilor și topirii zăpezii. Valorile pH -ului și concentra ției

148
SO 42- sunt mai ridicate în sezonul ploios al primăver ii, ceea ce indică antrenarea sărurilor de
către debitul de apă crescut .
 Varia țiile sezoniere sunt pe de altă parte nesemnificative, condi țiile meteo fiind
relativ similare celor doi ani, predominând seceta, ceea ce determină scăderea debitului apelor
subterane .
 Conform calculului indicilor de contaminare (gradul și factorului de contaminare –
Cd și Cf) și indicelui de evaluare a poluării (indicele de evaluare cu metale grele – HEI)
probele de apă nu sunt contaminate, valorile critice ale indicilor nefiind depă șite (Cd < 1,0,
HEI < 1,0). Rezultatele indicelui de poluare cu metale grele – HPI sunt de asemenea sub
valoarea critică de 100 ( HPI < 100 ), cu excep ția probei a căr ei concentra ție de Cd depă șește
concentra ția maxim admisă în se zoanele estivale; per ansamblu rezultatele HPI indică un
anumit grad de poluare cu metale grele, respectiv cu Cd .
 Conform rezultatelor indicilor de calitate a apei ( WQI), calcula ți pentru indicatorii
chimici pH, TDS,CE , duritate totală, Mg, Ca, alcalinitate totală, SO 42-, F-, Fe, NO 3- și Cl-, în
sezonul ploios, 95% din probele de apă potabilă sunt clasificate în categoria ape
nerecomandate pentru băut, valorile indicelui WQI depă șind valoarea critică de 100 ( WQI 
100), i ar pentru restul probelor de 5%, calitatea acestora este considerată a fi foarte slabă. În
sezonul estival, 70% din probe nu sunt recomandate pentru băut, 20% au calitate foarte slabă,
iar 10% sunt caracterizate de o calitate slabă. Valorile foarte ridicate ale WQI sunt corelate cu
concen trațiile ridicate de NO 3-, SO 42- și valorilor ridicate ale durită ții totale .
 Pentru calculul indicelui de evaluare a calită ții apei potabile ( DWQI ), s-au luat în
considerare valorile a 20 de indicatori chimici ( pH-ul, Mg, Cl-, Pb, SO 42-, aT, Fe, dT, Ca, Ni, F-
, NO 3-, NO 2-, Cr, CE, Mn, Zn, Cu, Na, și Cd). Rezultatele obținute arată că 20% din probele
de apă potabilă prezintă o calitate acceptabilă, restul fiind caracterizate de o calitate foarte
slabă și slabă, în sezonul primăverii. În sezonul estival , doar 7% din probele de apă potabilă
prezintă o calitate acceptabilă și marginală, majoritatea având o calitate slabă.
 Indicele de evaluare a riscului ( HQ), calculat pentru con ținutul de nitri ți prezintă
valori mai mici decât 1 (HQ < 1,0), ceea ce indic ă siguran ță în ceea ce prive ște con ținutul de
nitriți din probele de apă potabilă studiate, însă valorie HQ calcualte pentru con ținutul de
nitrați depă șesc valoarea 1 (HQ > 1,0), ceea ce semnifică prezen ța unui poten țial risc la NO 3-
pentru 85% și 72% din probele de apă potabilă recoltate în cele două sezoane estivale.
Rezultatele ridicate ale HQ pentru con ținutul de nitra ți se corelează cu con ținutul ridicat al
acestora din probele de apă. Expunerea la un con ținut ridicat de nitra ți poate prezenta risc la

149
methemoglobinemie acută pentru sugari în spe ță. Conform Rapoartelor de calitate a apei
potabile, respectiv a Rapoartelor Direc ției de Sănătate Publică din Sibiu, în anul 2015 nu au
existat cazuri de sindromul ”blue baby”, situa ția din acest punct de vedere îmbunătă țindu-se
de-a lungul anilor odată cu implementarea sistemelor de alimentare cu apă potabilă și
sistemelor de canalizare.
 Probele de sol recoltate din municipiul Media ș prezintă contaminare cu As, Ba, Cd,
Cu și Pb, concentra țiile depă șind valori le pragului de alertă și cel de intervenție pentru Cd și
Pb, conform Ordinului 756 din 1997, privind evaluarea poluării mediului. În sezonul august,
2014 80% din probele de sol prezintă depă șiri ale pragului de alertă și 15 % pentru pragul de
intervenție pentru Pb , iar 5 % depă șesc pragul de alertă și pentru Cd. În al doilea seson de
prelevare, august 2016, pragul de alertă pentru As și Cu este depă șit în cazul a două probe, Cd
pentru 30% din probe și Pb pentru 80 % . Pragurile de intervenție pentru Cd este depășit în
cazul a 10 % din probe, iar pentru Pb în cazul a 20 % din probe. Cele mai ridicate concentra ții
de metale se observă a fi măsurate pentru probele de sol recoltate din partea de vest a
municipiului, zona cea mai predispusă imisii lor de metale , a căror sursă pot fi activită țile
întreprinderii metalurgice din Cop șa Mică .
 Solurile prelevate din Media ș sunt soluri care fac parte din categoria solurilor
alcaline, conform valorile pH -ului (7,2 -8,8).
 Conform indicilor de geoacumulare ( Igeo), probele de sol prezintă contaminare cu
Pb, pentru 60% din probele prelevate în august, 2014 și contaminare cu C d pentru 5% din
probe. Probele recoltate în cel de -al doilea sezon, conform Igeo sunt contaminate moderat și
puternic cu Cr și necontaminate s pre contaminare cu Pb, Cd, Cu și Zn.
 Rezultatele factorului de contaminare ( Cf) clasifică solurile a fi contaminate cu Cu ,
Cd și Pb, iar rezultatele factorului de risc ( Er) caracterizează solurile a prezenta risc ecologic
poten țial la Cd și Pb .
 Analizele metalelor pentru probele de vegetale, indică depă șiri de rezultate ale
limitelor tolerabile pentru As, Cd, Cu și Pb în cazul probelor de fructe de ardei, ro șii, bulb de
ceapă, rădăcină de morcov și frunze de salată verde. Pentru con ținutul de Cd și Pb, 28 % și
44% din probele vegetale depă șesc nivelele tolerabile. Nivelul tolerabil pentru Cu este depă șit
în cazul unei probe de fruct de ro șie. Corela ții semnificative s -au observat între con ținutul de
Fe-Pb, Fe -Co și Co-Pb.
 În ceea ce prive ște fa ctorul de transfer al metalelor din sol în vegetale, cele mai
ridicate valori s -au ob șinut pentru Cu, urmat de Cd >Zn>Ni>Cr>Pb>As . Trendul tipului de

150
transfer depinde de specia plantei și de tipul metalului. Fructele de ro șii și frunzele de salată
verde sun t cele mai dispuse la disponibilitatea la Cd și Cu, iar rădăcinile de morcov la Pb, dar
și la Zn, As, Cu și Cd.
 Indicii de evaluare a riscului asupra sănătă ții indică poten țial risc la metalele
studiate pentru probe de fructe de ro șii și rădăcini de morcov. Cele mai ridicate valori s -au
obținut pentru Cr, urmat de Cd și As.

VII.2 Contribuții originale. Perspective

Contribu țiile originale din cadrul tezei sunt reprezentate de aplicarea și utilizarea
indicilor de contaminare, indicilor de poluare și indicilor de evaluare a calită ții apei potabile
pentru municipiul Media ș. Trebuie precizat că chiar dac ă au fost efectuate numeroase studii
pe zona Copșa Mică de evaluare a calității apei și solului care au cuprins și zona Mediaș,
modelul indicilor de cont aminare, indicilor de poluare și indicilor de evaluare a calității apei a
fost pentru prima dată aplicat pentru această zonă în cadrul activității de cer cetare aferente
prezentei teze de doctorat. Folosind ace ști indici s -a elaborat și un model de evaluare a
calită ții surselor de apă potabilă, cu ajutorul căruia sursele de apă potabilă pot fi clasificate cu
eficacitate în clasele de calitate corespunzătoare și reprezintă o altă contribuție originală .
Prin studiul de fa ță s-au deschis noi perspective și oportunități cu ajutorul cărora , pe
baza deptului la cunoaștere, comunitatea din Mediaș poate fi conștientiza tă referitor la
protec ția mediului și la necesitatea prevenir ii a diferitelor tipuri de riscuri asupra sănătă ții.
Câteva din perspectivele de v iitor deschise prin prezenta lucrare care pot fi amintite :
 lărgirea zonei de studiu și aplicarea modelului elaborat al indici lor de contaminare
și indici de poluare și asupra probelor de apă potabilă recoltate din zone posibil
poluate, dar și din zone mart or, comparându -se astfel datele;
 studiul inciden ței methemoglobinemiei acute infantile în municipiul Media ș
raportat și corelat cu consumul apei și tipul sursei de apă potabilă;
 determinarea prezenței și conținutului de fertilizan ți pe bază de azot și corelarea
rezultatelor obținute cu con ținutul de compu și ai azotului din probe de sol și apă ;
 elaborarea unor metode fezabile din punct de vedere tehnico -economic de
decontaminare a surselor de apă potabilă (având ca țintă compu șii azotului ).

151

REFERIN ȚE BIBLIOGRAFICE

Adriano, D. C., 1986, ” Trace Elements in the Terrestrial Environment” , Springer -Verrlag
Inc., New York, pp. 1 –533.
Aizawa Y., A. Barnhoorn, U. Faul, J.F. Gerald and I. Jackson, 2008, The influence of water
on seismic wave attenuation in dunite: an exploratory study, Journal of Petrology , 49,
p. 841 -855.
Albu P., Onita B., Baranyai E., Harangi S., Keki S., Nagy L., Nagy T., Vilmos J., Denes G.,
Karoly G., Ardelean D., Ardelean D., Hermenean A., 2015, The impact of trace metals
on wild fish living in Crisu -Negru river form North -Western Romania:
Bioaccumulation and histopathological biomarkers , Toxicology Letters , 238 (2)
supliment, p. 128.
Alemayehu T., 2001, The impact of uncontolle waste disposal on surface water qual ity in
Addis Ababa, Ethiopia, Ethiopian Journal of Science , 24 (1), p.93 -104.
Al-Mudhaf, H.F., Alsharifi, F.A. and Abu -Shady, A.S., 2009, A survey of organic
contaminants in household and bottled drinking waters in Kuwait, Science of the Total
Environment , 407 (5), p. 1658 -1668.
Antoine de Saint -Exupéry, 1939, “ Terre des hommes ”, Gallimard, 219 p.
Bhuiyan M. A. H., Islam M. A., Dampare S. B., Parvez L., Suzuki S., 2010, Evaluation of the
hazardous metal pollution in irrigation and drinking water systems in the vicinity of a
coal mine area of northwestern Bangladesh, Journal of Hazardous Materials , 179,
p.1065 -1077.
Bird G., Macklin M.G., Brewer P.A., Zaharia S., Bălteanu D., Driga B., Serban M, 2009,
Heavy metals in potable groundwater of mining -affected ri ver catchments,
northwestern Romania, Environmental Geochemistry and Health , 31, p. 741 –758.
Camargo L.A. & Alonso A., 2006, Ecological and toxicological effects of inorganic nitrogen
pollution in aquatic ecosystems: A global assessment, Environmental International , 32
(6), p. 831 -849.

152
Cardoen D., Joshi P., Diels L., Sarma P.M., Pant D., 2015, Agriculture biomass in India: Part
1. Estimation and characterization, Resources, Conservation and Recycling , 102, p.
39-48.
Chakraborty T. & Ledwani L, 2016, ” Research methodology in Chemical Sciences:
Experimental and Theoretical Approach ”, Apple Academic Press, CRC Press Taylor
& Francis Group, Oakville, Canada, 356 p.
Chaplin M., 2006, Do we understand the importance of water in cell biology? Nature Reviews
Molecular Cell Biology , 7, p. 861 -866.
Cidu R. & Frau F., 2009, Abandoned and active mining sites: From contamination to
remediation Preface, Journal of Geochemical Exploration , 100 (1 -2), p. 5.
Clements W.T., Lee S.R., Bloomer R.J., 2014, Nitrate ingestion: a review of the health and
physical performance effects, Nutrients , 6 (11), p. 5224 -5264.
Clepan D., 1999, ” Poluarea mediului: poluarea produsă de S.C. Apelum S.A. Zlatna ”, Editura
ALTIP, Alba Iulia, p. 38 -40.
Cordos E., Frentiu T., Ponta M., Senila M., Tanaselia C., 2007, „ Spectrometrie atomică
analitică cu surse de plasmă ”, Editura INOE, București, Romania, 236 p.
Dallaire R., Dewailly E., Ayotte P., Forget -Dubois N., Jacobson S.W., Jacobson J.L., Muckle
G., 2013, Exposure to organochlorines and mercury through fish and marine mammal
consumption: Associations with growth and duration of gestaion among Inuit
newborns, Environment International , 54, p. 85 -91.
di Salvatore M., Carafa A.M., Carratu G., 2008, Assessment of heavy metals phytotoxicity
using see d germination and root elongation tests: a comparison of two growth
substrates, Chemosphere , 73, p. 1461 -1464.
Ebbinghous B., 1999, Changing industrial relations in Europe, British Journal of Industrial
Relations , 37 (2), p. 337 -339.
Edet A. E. & Offiong O. E., 2002, Evaluation of water quality pollution indices for heavy
metal contamination monitoring. A study case from Akpabuyo -Odukpani area, Lower
Cross River Basin (southeastern Nigeria), Geojournal , 57, p. 295 -304.
Ehlken S. & Kirchner G., 200 2, Environmental processes affecting plant root uptake of
radioactive trace elements and variability of transfer factor data: A review, Journal of
Environmental Radioactivity, 58, p. 97 -112.
ElMekawy A., Srikanth S., Bajracharya S., H. M. Hegab, P. S. Niga m, A. Singh, S. V.
Mohan, D. Pant, 2015, Food and agricultural waste as substrate for bioelectrochemical

153
system (BES): The synchronized recovery of sustainable energy and waste treatment,
Food Research International , 73, p. 213 -225.
Fleșeriu A. & Oroian I ., 2010, Poluarea apelor cu nitrați proveniți din surse agricole,
Proenvironment , 3, p. 237 -239.
Fodor D., 2006, Influen ța industriei miniere asupra mediului, Buletinul AGIR nr.3, p. 1 -13.
Gaffney V.J., Almeida C.M.M., Rodrigues A., Ferreira E., Benoliel M.J., Cardoso V.V.,
2015, Occurrence of pharmaceuticals in a water supply system and related human
health risk assessment, Water Research , 72, p. 199 -208.
Gleick P.H., 1993, ” Water in Crisis – A guide to the words fresh water resources ”, Oxford
University Press, New York, 473 p.
Gleick P. H., 1996, ” Water resources. In Encyclopedia of Climate and Weather ”, Vol 2,
Edition by S. H. Schneider, Oxford University Press, New York, 823p.
Gray A.L., 1 975, Mass -spectrometric analysis using an atmospheric pressure ion source,
Analyst , 100, p. 289 -299.
Guerra F., Trevizam A.R., Muraoka T., Marcante N.C., Canniatti -Brazaca S.G., 2012, Heavy
metals in vegetables and potential risk for human health, Scientia Agricola , 69 (1), p.
54-60.
Hakanson L., 1980, An ecological risk index for aquatic pollution control. A sedimentological
approach, Water Research , 14, p. 975 -1001.
Harari R, Harari F, Gerhardsson L, Lundh T, Skerfving S, Stromberg U, Broberg K. 2012,
Exposure and toxic effects of elemental mercury in gold -mining activities in Ecuador,
Toxicology Letter , 213, p. 75 -82.
Hinwood A., Callan A.C., Heyworth J., McCafferty P., Sly P.D., 2014, Children’s personal
exposure to PM10 and associated metals in urban, r ural and mining activity areas,
Chemosphere , 108, p. 125 -133.
Hoaghia M. A., Roman C., Levei E.A., Ristoiu D., 2015a, Footprint and direct impact of
anthropogenic activities on groundwaters from Medias area, Studia UBB Chemia , LX
(1), p. 109 -118,
Hoaghia M.A., Andrei M.L., Cadar O., Senila L., Levei E., Ristoiu D., 2016b, Health risk
assessment associated with nitrogen compounds contaminated drinking water in
Medias region, Studia UBB Chemia , Nr. LXI (3, Tom II), dedicated to Professor Emil
Cordos on the o ccasion of his 80th anniversary p. 163 -172.

154
Hoaghia M.A., Cadar O., Levei E., Roman C., Senila L., Ristoiu D., 2015 d, Assessment of
potenti al contamination and health risk associated with metals in drinking waters from
Copsa Mica regiom, Food and Environmental Safety , Vol. XIV (3), p. 276 -281.
Hoaghia M.A., Levei E., Cadar O., Roman C., Senila M., Tanaselia C., Ristoiu D., 2016c,
Metals contamination and ecological risk assessment of urban soils situated near a
former non -ferrous metallurgical plan t, „Environmental Legislation, Safety and
Disaster Management”, ELSEDIMA, 11th International Conference , 26-28 Mai, Cluj –
Napoca.
Hoaghia M.A., Levei E., Roman C., Senila M., Tanaselia C., Ristoiu D., 2015c, Assessment
of inorganic contaminats in well water s from nonferrous mining and urban area in
North -West and Central Romania, Food and Environmental Safety , Vol. XIV (2), p.
138-1343.
Hoaghia M.A., Roman C., Kovacs E.D., Tanaselia C., Ristoiu D., 2016a, The Evaluation of
the metal contamination of drinking water sources from Medias town, Romania using
the metal pollution indices, Studia UBB Chemia , Nr. LXI (3, Tom II), dedicated to
Professor Emil Cordos on the occasion of his 80th anniversary, p. 173 -183,.
Hoaghia M.A., Roman C., Ristoiu D., 2014a, Observations on Groundwater Contamination
with nitrogen compounds: A case study from Medias City, Sibiu County, ” The 13th
International Symposium 3rd Millenium Agriculture ”, 25th -27th September, Cluj –
Napoca, Romania.
Hoaghia M.A., Roman C., Ristoiu D., 201 4b, Salinity and TDS variations of water wells from
Medias city, Sibiu County, Agricultura – Știință și Practică , Nr. 1 -2, p. 89 -90.
Hoaghia M.A., Roman C., Ristoiu D., Popita G., Tanaselia C., 2013, Assessing of water
quality pollution indices for heavy m etal contamination. A study case from Medias
city groundwater, Agricultura – Știință și Practică , Nr. 3 -4, p. 87 -88.
Hoaghia M.A., Roman C., Tanaselia C., Ristoiu D., 2015 b, Groundwater chemistry rendering
using Durov, Piper and Ion Balance diagrams. Study case: the Northern part of Sibiu
County, Studia UBB Chemia , LX (2, Tom I), p. 161 -168.
Horton R.K., 1965, An index number system for rating water quality, Journal of Water
Pollution, Control Federation , 37, p. 300 -305.
Huckins C.J., 1997, Functional linka ges among morphology, feeding performance, diet, and
competitive ability in molluscivorous sunfish, Ecology , 78 (8), p. 2401 -2414.

155
Inoue Y., Hashizume N., Yoshida T., Murakami H., Suzuki Y., Koga Y., Takeshige R.,
Kikushima E., Yakata N., Otsuka M., 2012, Comparison of bioconcentration and
biomagnification factors for poorly water -soluble chemicals using common carp
(Cyprinus carpio L .), Archives of Environmental Contamination and Toxicology , 63,p.
241-248.
Islam M.S. & Hoque M.F., 2014, Concentrations of heavy metals in vegetables around the
industrial area of Dhaka city, Bangladesh and health risk assessment, International
Food Rese arch Journal , 21 (6), p. 2121 -2126.
Jolly Y.N., Islam A., Akbar S., 2013, Transfer of metals form soil to vegetables and possible
health risk assessemnt , SpringerPlus 2 (1), p. 385, DOI: 10,1186/2193 -1801 -2-385.
Kardel F., Wuyts K., Babanezhad M., Wuytack T., Adriaens -Sens S., Samson R., 2012, Tree
leaf wettability as passive bio -indicator of urban habitat quality, Environmental and
Experimental Botany , 75, p. 277 -285.
Karim Z., Qureshi B., Mumtaz M., 2015, Geochemical baseline determination and pollution
assessment of heavy metals in urban soils of Karachi, Pakistan, Ecological Indicators ,
48, p. 358 -364.
Kavcar P., Sofuoglu A., Sofuoglu S., 2009, A health risk assessment for exposure to trace
metals via drinking water ingestion pathway, International Journ al of Hygiene and
Environmental Health , 212, p. 216 -227.
Kazakis N. & Voudouris K., 2015, Groundwater vulnerability and pollution risk assessment
of porous aquifers to nitrate: Modifying the DRASTIC method using quantitative
parameters, Journal of Hydrolo gy, 525, p. 13 -25.
Kent, R.H, & Landon, M.K., 2013, Trends in concentrations of nitrate and total dissolved
solids in public supply wells of the Bunker Hill and Rialto -Colton groundwater
subbasins, San Bernadino County, California: Influence of legacy land use, Science of
the Total Envi ronment , 452 -453, p. 125 -136.
Khan A., Khan S., Alam M., Khan M.A., Aamir M., Qamar Z., Rehman Z.U., Perveen S.,
2016, Toxic metal interaction affect the bioaccumulation and dietary intake of macro –
and micro -nutrients, Chemosphere , 146, p. 121 -128.
Khan S ., Cao Q., Zheng Y.M., Huang Y.Z., Zhu Y.G., 2008, Health risks of heavy metals in
contaminated soils and food crops irrigated with wastewater in Beijing, China,
Environmental Pollution , 152, p. 686 -692.

156
Kloke A., Sauerbeck D.R., Vetter H., 1984, The conta mination of plants and soils with heavy
metals and the transport of metals in terrestrial food chains , Changing Metal Cycles
and Human Health, ed. J.O. Nriagu, p. 113 -141, Dahlem Konferenzen 1974, Berlin,
Heidelberg, New York, Tokyo: Springer -Verlag.
Lane R.F., Adams C.D., Randtke S.J., Carter Jr. R.E., 2015, Chlorination and chloramination
of bisphenol A, bisphenol F., and bisphenol A diglycidyl ether in drinking water,
Water Research , 79, p. 68 -78.
Lăcătușu R. & Lăcătușu A.R., 2010, Evolution of heavz met al pollution from Copșa Mică,
Scientific Papers, UASVM Bucharest , LIII (A), p. 85 -92.
Lăcătușu, R., Dumitru, M., Risnoveanu, I., Ciobanu, C., Lungu, M., Carstea, S., Kovacsovics,
B., Baciu, C. (2001). Soil pollution by acid rains and heavy metals in Zlatna region,
Romania, p. 817 -821, In D. E. Stott, R. H. Mohtar and G. C. Steinhardt (eds.) .
Sustaining the Global Farm. Selected papers from the 10th International Soil
Conservation Organisation Meeting, May 24 -29, 1999 at Purdue University and the
USA -ARS National Soil Erosion Research Laboratory.
Levei E., Frentiu T., Ponta M., Senila M., Miclean M., Roman C., Cordos E., 2009,
Characterisation of soil quality and mobility of Cd, Cu, Pb and Zn in the Baia Mare
area Northwest Romania following the historical pollution, International Journal of
Enviro nment and Analytical Chemistry , 89 (8), p. 635 -649.
Levei E.A., Miclean M., Șenilă M., Cadar O., Roman C., Micle V., 2010, Assessment of Pb,
Cd, Cu and Zn availability for plants in Baia Mare mining region, Journal of Plant
Development , 17, p. 139 -144.
Liu Y., Zheng Y., Liang Y., Liu S., Rosenblum D.S., Urban Water Quality Prediction Based
on Multi -task Multi -view Learning, Proceedings of the Twenty -Fifth International
Joint Conference on Artificial Intelligence (IJCAI -16. Sursă online accesată în data de
08.10.2016, http://www.ijcai.org/Proceedings/16/Papers/366.pdf
Loehr R.C., 1988, Terrestrial bioaccumulation potential of phenolic compounds, Hazardous
Waste & Hazardous Materials , 5(2), p. 110-119.
Mahmood A. & Malik R.N., 2014, Human health risk assessment of heavy metals via
consumption of contaminated vegetables collected from different irrigation sources in
Lahore, Pakistan, Arabian Journal of Chemistry, Special Issue: Environmental
Chem istry, 7, p. 91 –99.

157
Melnyk, A., Kuklinska, K., Wolska, L., Namiesnik, J., 2014, Chemical pollution and toxicity
of water samples from stream receiving leachate from controlled municipal solid
waste (MSW) landfill, Environmental Research , 135, p. 253 -261.
Miclean M., Cadar O., Roman C., Parlapan L., Groza I.S., 2010, Factori de transfer ai
metalelro cu efect endocrin disruptiv ontr -o zona miniera rurala din NV României,
ProEnvironment , 3, p. 193 -198,
Mohan S. V., Nithila P., Reddz S. J., 1996, Estimation of heavy metal in drinking water and
development of heavy metal pollution index, Journal of Environmental Science and
Health , A31, p. 283.
Montain S.J., Latzka W.A., Sawka M.N., 1999, Fluid replacement recommendations for
training in hot weather, Military Me dicine , 164, p.502 -508.
Monteiro, M., Santos, C., Mann, R.M., Soares, A.M.V.M., Lopes, T., 2007. Evaluation of
cadmium genotoxicity in Lactuca sativa L. using nuclear microsatellites.
Environmental and Experimental Botany , 60, p. 421 -427.
Muhammad S., Shah M.T., Khan S., 2010, Arsenic health risk assessment in drinking water
and source apportionment using multivariate statistical techniques in Kohistan region,
northern Pakistan, Food and Chemical Toxicology , 48, p. 2855 –2864.
Muller G., 1969, Index of geoac cumulation in sediments of the Rhine River, Geo Journal ,
2(3), p. 108 -118.
Muntean E., Muntean N., Duda M., 2013, Heavy Metal Contamination of Soil in Copșa Mică
Area, ProEnvironment , 6, p. 469 -473.
Muntean E., Muntean N., Mihăiescu T., 2010, Cadmium and l ead soil pollution in Copșa
Mică area in relation with the food chain, Research Journal of Agricultural Science ,
42 (3), p. 731 -734.
Nașcu H.I. & Jantschi L., 2006, Chimie analitică și instrumentală , Academic Pres &
Academic Direct, Cluj -Napoca, 320 p.
Oancea D., Velcea V., Caloianu N., Dragomirescu Ș., Dragu G., Mihai E., Niculescu G.,
Sencu V. and Velcea I., 1987, ” Geografia României III – Carpații românești si
Depresiunea Transilvaniei” , Editura Academiei Repubicii Socialiste România,
București, 655 p.
Omotoso O.A. & Ojo O.J., 2015, Assessmnet of some heavy metals contamination in the soil
of river Niger foodplain ai Jebba, central Nigeria, Water Utility Journal , 9, p. 71 -80.

158
Otero, P., Saha, S.K., Moane, S., Barron, J., Clancy, G. and Murray, P., 2015, I mproved
method for rapid detection of phthalates in bottled water by gas chromatography -mass
spectrometry. Journal of Chromatography B: Analytical Technologies in the
Biomedical and Life Sciences, 997, p. 229 -235.
Pacheo J.A. & Cabrera A.S., 1997, Groundwater contamination by nitrates in the Yucatan
peninsula, Hydrogeology Journal, 5 (2), p. 47 -53.
Palapa T.M. & Maramis A.A., 2015, Heavy metals in water of stream near an amalgamation
tailing ponds in Talawaan -Tatelu Fold Mining, North Sulawesi, Indonedia, Procedia
Chemistry , 14, p. 428 -436.
Pascu T., 2013, Spatial distribution of rural settlements in Hârtibaciu P lateau, Academica
Science Journal Geographica Series , No.2 (3), p. 57 -64.
Pop, Gr. P. & Benedek, J., 1997, Sisteme și modele de așezări rurale în Depresiunea
Transilvaniei, Studia UBB, Geographia , XLII, 1 -2, Cluj -Napoca.
Postigo, C. & Barcelo, D., 2015, Syn thetic organic compounds and their transformation
products in groundwater: Occurrence, fate and mitigation, Science of the Environment ,
503-504, p. 32 -47
Prasad B. & Bose J. M., 2001, Evaluation of the heavy metal pollution index for surface and
spring wat er near a limestone mining area of the lower Himalayas, Environmental
Geology , 41, p.183 -188.
Qaiyum M.S., Shaharudin M.S., Syazwan A.I., Muhaimin A., 2011, Health risk assessment
after exposure to aluminum in drinking water between two different villages, Journal
of Water Resources and Protection , 3, p. 268 -274.
Ramesh S., Sukumaran N., Murugesan A. G., Rajan M. P., 2010, An innovative appraoch in
Drinking Water Quality Index – A case study from Southern Tamil Nadu, India,
Ecological Indicators , 10, p. 85 7-868.
Ravi Chandra Babu R., Chandana O. S. S., Sudarsana Rao R., Suresh Kumar J., 2006, Study
on evaluation of groundwater pollution potential in Bukkannapalem, Madhurwada,
Visakhapatnam, Nature, Environmental and Pollution Technology , 5, p. 203 -207.
Reti K & Munteanu O.L., 2011, Evaluarea calității mediului în sistemele urbane din arealul
central al Bazinului Târnavei, Geographia Napocensis , 2, pp. 73 -82.
Reti, K.O., 2007, Instalarea, concentrarea și diferențierea structurilor urbane din Bazinul
Târna velor și impactul lor asupra environmentului, Simpozionul Internațional Mediul

159
– Cercetare, Protecție și Gestiune , Environment & Progress, 9, Cluj -Napoca, p. 435 –
440.
Roșu C., Pistea I., Roba C., Ozunu A., 2014, Water quality index for assessment of drink ing
water sources from Medias town, Sibiu county, International Conference: Air and
Water Components of the Environment , 21-22 Martie, Cluj -Napoca, Cluj University
Press, p. 24 -31.
Rowland H.A.L., Omoregie E.O ., Millot R., Jimenez C., Mertens J., Baciu C., Hug S.J., Berg
M., 2011, Geochemistry and arsenic behavior in groundwater resources of the
Pannonian Basin (Hungary and Romania), Applied Geochemistry , 26, p. 1 -17.
Sadeq M., Moe C.L., Attarassi B., Cherkaoui I., ElAouad R., Idrissi L., 2008, Drinking water
nitrate and prevalence of methemoglobinemia among infants and children aged 1 -7
years in Moroccan areas, International Journal of Hygiene and Environmental Health ,
211, p. 546 -554.
Scheili A., Rodriguez M.J ., Sadiq R., 2015, Seasonal and spatial variations of sources and
drinking water quality in small municipal systems of two Canadian regions, Science of
the Total Environment , 508 (1), p. 514 -524.
Sciortino J.A. & Ravikumar R., 1999, ” Fishery harbour manual on the prevention of
pollution ”– Bay of Bengal Programme, Madras, India, 215 p. Sursă online accesată în
01.03.2016:
http://inn ri.unuftp.is/short_courses/safety_qm_srilanka06/Additional%20material/Fis
hery%20Harbour%20Manual.pdf .
Sharma R.K., Gulati S., Puri A., 2014, „ Water Reclamation and Sustainability”, Satinder
Ahuja , 473 p. Sursă online, accesată în data de 06 June 2015: http://ac.els –
cdn.com/B9780124116450000031/3 -s2.0-B9780124116450000031 –
main.pdf?_tid=9d8c0efa -0c66 -11e5 -90d5 –
00000aacb35f&acdnat=1433607237_255ca4dfaa5d5344b233994bf8476996 ..
Singh A. & Jain N., 2013, A detailed study on role of water in environment chemistry,
International Journal of Education and Applied Research , 3(1), p.45-47.
Smith L.E .D. & Siciliano G., 2015, A comprehensive review of constraints to improve
management of fertilizers in China and mitigation of diffuse water pollution from
agriculture, Agriculture, Ecosystems and Environment, 209, p. 15 -25.

160
Smith, J. A., Witkowski, P.J., and Fusillo, T.V., 1988, Manmade organic compounds in the
surface waters of the United States –A review of current understanding, U.S.
Geological Survey Circular, 1007, p. 92.
Solla S.R., Gilroy E.A.M., Klinck J.S., King L.E., McInnis R., Struger J., Backus S.M., Gillis
P.L., 2016, Bioaccumulation of pharmaceuticals and personal care products in the
unionid mussel Lasmigona costata in a river receiving wastewater effluent,
Chemosphere , 146, p. 486 -496.
Somashekar K.M., Mahima M.R., Manj unath K.C., 2015, Contamination of water sources in
Mysore City by pesticide, residues and plasticizer – A cause of Health Concern,
Aquatic Procedia , 4, p. 1181 -1188.
Souders J.A., Lee M.K., Uddin A., Mohammad S., Wilkin R.T., Fayek M., Korte N.E., 2005,
Natural arsenic contamination of Holocene alluvial aquifers by linked tectonic,
weathering, Geochemistry, Geophysics, Geosystems , 6, p. 1 -7.
Srinivas, P., Pradeep, K.G. N., S rinivatas, P.A., Hemalatha, T. , 2011, Generation of
Groundwater Quality Index Map -A case study, Civil and Environmental Research , 1
(2), pp. 9-21.
Suciu I., Cosma C., Todică M., Bolboacă S.D., Jantschi L., 2008, Analysis of soil heavy metal
pollution and pattern in central Transylvania, International Journal of Molecular
Sciences , 9, p. 434 -453.
Sutherland K., 2008, Cleanroom management: Using filter s in the cleanroom, Filtration and
Separation , 45 (4), p. 20 -22.
Szanto M., Micle V., Prodan C.V., 2011, Study of soil quality in Copșa Mică area with the
aim of their remediation, ProEnvironmnet , Vol. 4, p. 251 -255.
Szocs A. & Szekely A., 2014, Organized punctiform pollution sources, Academica Science
Journal Geographica Series , 4, (1), p. 25 -35.
Șenilă M., Sima M., Levei E., Roman M. Șenilă L., Hoahia A., Micu D., Cadar O., Bălteanu
D., 2015, Drinking water quality in wells from an area affected by flood events: case
study of curvature Sub -Carpathians, Romania, International Conference: Air and
Water Components of the Environment , 21-22 Martie, Cluj -Napoca, Cluj University
Press, p. 266 -272.
Șoneriu I., 1972, Densitatea populației în județul Mureș, Buletinul Universitatii din Brasov,
seria C , vol. 14, p. 269-280.

161
Tarcau D., Cucu -Man S., Boruvkova J., Klanova J., Covaci A., 2013, Organochlorine
pesticides in soil, moss and tree -bark from North -Eastern Romania, Science of the
Total Environment , 456 -457, p. 317 -324.
Taylor F. H., 1956, Variations in sugar con tent of maple sap, Agricultural Experimental
Sation Bulletin , 587.
Tomlison D.L., Wilson J.G:, Jeffrey D.W., 1980, Problems in the assessment of heavy metal
levels in estuaries and the formation of a pollution index, Environmental Evaluation ,
33 (1), p. 56 6-575.
Vădineanu A., Frumosu H., Ciolac V., Ianculescu S., Mărcuța P., Ilinoiu C., Weber P.,
Lăcătușu R., Toti M., Naghi V., Calameț T., Georgescu A., Cotârlă V., Medrea I.,
Șerban R., Constantinescu M., Jelev I., 1991, Rezultate ale cercetărilor complexe
referitoare la starea mediului reflectate în raportul comisiei guvernamentale privind
poluarea din zona Copșa Mică, Mediu Înconjurător , II (1 -2), p. 35 -40.
Venig A. & Venig A., 2013, European agricultural funds, the rate of absorption and the
premise of th e financial perspectives in agriculture, Analele Universității din Oradea,
Fascicula Protecția Mediului , XXI, p. 225 -230.
Voeroesmarty C.J., McIntyre P.B., Gessner M.O., Dudgeon, D., Prusevich A., Green P.,
Glidden S., Bunn S.E., Sullivan C.A., Liermann C. R., Davies P.M., 2010, Globan
threats to human water security and river biodiversity, Nature , 467 (7315), p. 555 -561.
Vrînceanu N.O., Motelică D.M., Dumitru M., Preda M., Tănase, 2010, Cooper accumulation
in soils and vegetation of polluted area Copșa Mică , Annals: Food Science and
Technology , 11 (1), p. 100 -104.
Weindorf D.C., Paulette L., Man T., 2013, In -situ assessment of metal contamination via
portable X -ray fluorescence spectroscopy: Zlatna, Romania, Environmental Pollution ,
182, p. 92 -100.
White M., Smith A., Humphryes K., Pahl S., Snelling D., Depledge M., 2010, Blue space:
The importance of water for preference affect, and restrictiveness ratings of natural
and built scenes, Journal of Environmental Psychology , 30, p. 482 -493.
Wick K., Heu messer C., Schmid E., 2012, Groundwater nitrate contamination, Journal of
Environmental Management , 111, p. 178 -186.
Winkel, L., Berg, M., Amini, M., Hug, S. J., Johnson, C. A., 2008, Predicting groundwater
arsenic contamination in Southeast Asia from surf ace parameters, Nature Geoscience ,
1, p. 536 -542

162
Yang W., Song J., Higano Y., Tang J., 2015, Exploration and assessment of optimal policy
combination for total water pollution control with a dynamic simulation model,
Journal of Cleaner Production , 102, p. 342-352.
Zhang, F., Romheld, V. , Marschner, H. 1991, Release of zinc mobilizing root exudates in
different plant species as affected by Zn nutritional, Journal of Plant Nutrition 14, p.
675–686.

Legislație
Directiva Consiliului 91/676/CEE din 12 decembrie 1991, privind protecția apelor împotriva
poluării cu nitrați proveniți din surse agricole, Jurnalul Oficial 375, 31.12.1991, p. 1 –
13.
Directive 2000/60/EC du Parlement Européen et du Conseil du 23 octobre 2000 établissant
un cadre pour une politi que communautaire dans le domaine de l’eau, Journal officiel
des Communautes européennes, Bruxelles.
FAO/WHO, Joint FAO/WHO, 2011, Food Standards programme Codex committee on
contaminants in foods Food, CF/5 INF/1, pp. 1 –89.
Hotărârea Consiliului Local, n r. 52 din 23 februarie 2009, privind creșterea, deținerea și
protecția animalelor . Sursă online, accesată în data de 28.03.2016:
http://www.politialocalamedias.ro/h -c-l-medias -nr-52-din-23-februarie -2009 -privind –
crestereadetinerea -si-protectia -animalelor/
Legea nr. 458/2002, privind calitatea apei potabile, Monitorul Oficial nr. 875 din 12.12.2011
Legea nr. 311/2004 pentru modificarea și completarea Legii nr.458/2002 privind calitatea
apei potabile, publicată în Monitorul Oficial, Partea I nr. 582 din 30.06.2004
Legea nr. 278/2013, privind emisiile induatriale, Monitorul Oficial, Partea I nr. 671 din
01.10.2013.
Ordin Ministerului Apelor, Pădurilor și Protecției Mediului nr. 756/1997, pentru aprobarea
Reglementarii privind evaluarea poluarii mediului , Monitorul oficial nr. 303 din 6
noiembrie 1997.
Ordinul Departamentului pentru Ape, Păduri și Piscicultură nr. 621 /2014, privind aprobarea
valorilor de prag pentru apele subterane din România, Monitorul Oficial Nr. 535 din
18 Iulie 2014.

163
Standarde
ISO 11464:2006 – Soil quality. Pretreatment of samples for physico -chemical analysis
SR EN 27888:1997 – Calitatea apei – Determinarea conductivității electrice.
SR EN ISO 8467:2001 – Calitatea apei. Determinarea consumului chimic de oxygen –
Determinarea indicelui de permanganat în ape, domeniu optim de determinare 0,5 -10
mg/l apă potabilă, apă de suprafață și apă uzată.
SR EN ISO 15587 -2, 2003 – Calitatea apei – Mineralizarea pentru determinarea elementelor
în ape. Partea 2 Mineralizarea cu acid azotic .
SR EN ISO 5667 -1:2007/AC:2007 – Calitatea apei – Prelevare, Partea 1, Ghid general
pentru stabilirea programelor și tehnic ilor de prelevare.
SR EN ISO 10304 -1:2009 – Calitatea apei. Determinarea anionilor dizolvați prin
cromatografia ionilor în fază lichidă. Partea 1: Determinarea ionilor bromură,
clorură, fluorură, azotat, azotit, fosfat și sulfat.
SR EN ISO 1185:2009, Calitatea apei, Determinarea elementelor selectate prin spectroscopie
de emisie optică cu plasmă cuplată inductiv (ICP -OES).
SR ISO 11466:1999 – Calitatea solului. Extracția microelementelor solubile în apă regală
SR ISO 7150 -1:2001 – Calitatea apei, Determinarea conținutului de amoniu, Partea 1:
Metoda spectrometrică manuală.
SR ISO 9963 -1: 2002 – Calitatea apei, Determinarea alcalinității, Partea 1: Determinarea
alcalinității totale și permanente.
SR ISO 5667 -3:2013 – Calitatea apei – Prelevare. Partea 3. Conservarea și manipularea
probelor de apă .
SR ISO 10390:2005 – Calitatea apei. Determinarea pH -ului.
SR ISO 10523:2012 – Calitatea solului – Determinarea pH -ului.
STAS 7184 -1:84 – Soluri. Recoltarea probelor pentru studii pedologice și agrochimice.
STAS 9187 –84 – Determinarea reziduului – ape de suprafață, ape uzate.
STAS 3026 -76 – Apa potabilă, determinarea durității, Standard de stat ediție oficială,
Consiliul Național pentru Știință și Tehnologie, Institutul Român de Standardizare ;
intrat în vigoare în data de 07.01.1976.
U.S. EPA, 1999, ” Guidance for Performing Aggregate Exposure and Risk Assessments” ,
Office of Pesticide Programs, Washington, DC. Online source, accessed in
18.08.2015, http://www.epa.gov/scipoly/sap/meetings/1999/february/guidance.pdf .

164
U.S. EPA, 2005, ” Guidelines for Carcinogen Risk Assessment” , EPA/630/P -03/001F, Risk
Assessment Forum, Was hington, DC. Online source, accessed in 18.08.2015,
http://www.epa.gov/reg3hwmd/risk/human/rb –
concentration_table/documents/C ANCER_GUIDELINES_FINAL_3 -25-
05%5B1%5D.pdf .
U.S. EPA, 2010, Integrated risk information system. Sursă online accesată în data de
02.01.2015 http://cfpub.epa.gov/ncea/iris/compare.cfm .
U.S. EPA, ” The National Primary Drinking Water Regulations (NPDWR)” . Sursă online
accesată în data de 13.01.2015, https://www.epa .gov/ground -water -and-drinking –
water/table -regulated -drinking -water -contaminants#Inorganic
U.S. EPA, ” National Secondary Drinking Water Regulations (NSDWRs) ” Sursă online
accesată în data de 13.01.2015,
https://www.epa.gov/dwstandardsregulations/secondary -drinking -water -standards –
guidance -nuisance -chemicals
World Health Organization WHO, 2009, A review of the contribution of drinking -water to
total daily intake of calcium and magnesium, and an assessment of possible health
benefits, including reducing cardiovascular disease mortality and osteoporosis,
Calcium and magnesium in drinking -water: Public health significance, Edited by J.
Cotruvo and J. Bartram. Sursă online accesată în 11.09.2016:
http://whqlibdoc.who.int/publications/2009/9789241563550_eng.pdf
WHO (World Health Organization), 2011, ” Guidelines for drinking water quality ”, Fourth
edition, IVth Edition. Sursă online accesată în 09.01.2016 :
http://www.who.int/water_sanitation_health/publications/2011/dwq_guidelines/en/

Bibliografie online
Administrația Națională de Meteorologie – ANM, 2014a. Sursă online accesată în data de
21.03.2014, http://www.meteoromania.ro/anm/?lang=ro_ro
Administrația Națională de Meteorologie – ANM, 2014b. Sursă online accesată în data de
21.08.2014, http://www.meteoromania.ro/anm/?lang=ro_ro
Administrația Națională de Meteorologie – ANM, 2016. Sursă online accesată în data de
11.08.2016, http://www.meteoromania.ro/anm/?lang=ro_ro

165
Agenția Regională pentru Protecția Mediului Sibiu, 2006, Proiect – Autorizația integrată de
mediu nr. SB. Sursă online accesată în data de 11.04.2015, http://www.copsa –
mica.ro/fileadmin/copsa/Files/SOMETRA_PROIECT_AUTORIZATIE.pdf
Arapis G., Goncharova N., Baveye P., 2006, From molecule to ecosystems: Ecotoxicological
approaches and perspectives, NATO Advanced Research Workshop: – Ecotoxicology,
Ecological Risk Assessment and Multiple Stressors, Poros, Grecia, 12 -15 Octombrie
2004, Springer, Dordrecht, Olanda. Sursă online accesată în data de 12.02.2016:
https://books.google.ro/books?id=oX28BAAAQBAJ&pg=PA27&lpg=PA27&dq=bioa
ccumulation+trace+minerals,+and+essential+fats+and+amino+acids&source=b l&
ots=ZdNbrKVY4C&sig=bu709vqRwgbrrjLmDkDL6sVUfb8&hl=ro&sa=X&ved=0ah
UKEwil1aGM3O_KAhXGfiwKHRsPAf8Q6AEIPDAE#v=onepage&q=bioaccumulatio
n%20trace%20minerals%2C%20and%20essential%20fats%20and%20amino%20aci
ds&f=false
Bofill -Mas S., Rusinol M., Fraile J., Garrid o T., Munne A., Girones R., 2016, Specific viruses
present in polluted groundwater are indicative of the source of nitrate and faecal
contamination p. 2, The Handbook of environmental chemistry Vol. 43, Experiences
from Ground, Coastal and Transitional Wat er Quality Monitoring, The EU Water
Framework Directive Implementation in the Catalan River Basin District (Partea II) ,
Series Editors: Barcelo D., Kostianoy A.G. Sursă online accesată în data de
06.12.2014:
https://books.google.ro/books?hl=ro&lr=&id=eUdEC wAAQBAJ&oi=fnd&pg=PA1&
dq=fecal+coliform+bacteria+and+nitrate&ots=fSDEhd_2iy&sig=rJUtpFwH –
fdyIyehxcoSHU6fplE&redir_esc=y#v=onepage&q&f=false
Dean L., 2005, Blood Groups and red cell antigens , National Center for Biotechnology
Information (NCBI), National Li brary of Medicine, National Institute of Health,
Bethesda, MD 20892 -6510. Sursă online, accesată în data de 12.12.2015:
http://www.ncbi.nlm.nih.gov/books/NBK2263/ .
Elnazer A.A., Salman S.A., Seleem E.M., Abu El Ella E.M., 2015, Assessment of some heavy
metal pollution and bioavailability in roadside soil of Alexandria -Marsa Matruh
Highway, Egypt, International Journal of Ecology , article ID 689420, 7 pages. Sursă
online accesată în data de 10.05.2015:
http://www.hindawi.com/journals/ijecol/2015/689420/cta/

166
Institutul Național de Sănătate Publică, Centrul Național de Monitorizare a Riscurilor din
Mediul Comunitar, 2013, Raportul pentru sănătate și mediu 2013 , p. 22 -23. Sursă
online accesată în 06.10.2016:
http://www.insp.gov.ro/cnmrmc/images/rapoarte/Raport -SM-2013.pdf
Ministerul Sănătății, Direcția de Sănătate Publică a Județului Sibiu, 2015, ” Raport privind
calitatea apei potabile în Județul Sibiu în anul 2015”. Sursă online, accesată în data de
06.10.2016:
http://dspsibiu.ro/images/documente/Raport_calitate_apa_potabila_2015.pdf
Planul de management al bazinului hidrografic Mureș, 2009, Minist erul Mediului,
Admnistrația Națională ”Apele Române”, Administrația Bazinală de Apă Mureș,
Institutul Național de Hidrologie și Gospodărirea Apelor – București, p.303. Sursă
online accesată în data de 01.01.2015 :
http://www.rowater.ro/damures/Planul%20de%2 0Management%20al%20Bazinului%
20Hidrografic%20Mure/Forms/AllItems.aspx?RootFolder=http%3a%2f%2fwww%2e
rowater%2ero%2fdamures%2fPlanul%20de%20Management%20al%20Bazinului%2
0Hidrografic%20Mure%2fPlanul%20de%20Management%20al%20Bazinului%20Hi
drografic%20Mures%20 %2d%202011&FolderCTID=0x0120001551F959D6FBC740
8975FA3B7C1E862E .
Raport municipiul Mediaș, 2015, ” Raportul primarului privind activitatea desfășurată în anul
2014 ”. Sursă accesată online în data de 03.05.2015:
http://www.primariamedias.ro/portal/portal.nsf/All/FFC09C0BDE05DC6DC22579C2
0043FC40/$FILE/RAPORT%20MUNICIPIUL%20MEDIAS%202014.pdf
Sometra, Reycom Reciclyng S.A., 2015, ” Proiect de divizare partial a Societății pe Acțiuni
Sometra S.A.”. Sursă accesată onlin e în data de 08.10.2016:
http://www.sometra.ro/UpDown/PROIECT%20DE%20DIVIZARE%20PARTIALA000
1.pdf.
U.S. Geological Survey, 2014, Glossary; National Water -Quality Assessment (NAWQA)
Program, sursă online accesată în data de 09.02.2016,
http://water.usgs.gov/nawqa/glos.html .
WHO ( World Health Organization), 2015, Media center – Drinking water. Sursă online
accesată în 13.01.2016:
http://www.who.int/mediacentre/factsheets/fs391/en/