Bioacumularea Si Efectul Diferitelor Concentratii de Plumb Asupra Indivizilor Juvenili din Genul Rana

[NUME_REDACTAT] S., Uzairu, Kagbu J. and Okunola O., 2012, – Assessment of heavy metals bioaccumulation by Eleusine indica from refuse dumpsites in [NUME_REDACTAT], Nigeria, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(9), pp. 153-160.

Abolanle S. Adekunle, Olusegun O. Odukoya, Joseph G. Ayenimo1, John A. O. Oyekunle1, Winston O. Doherty1, Bhekie B. Mamba and Michael S. Akanni1, September 2012,- Removal of heavy metals from industrial effluents by water hyacinth (Eichornia crassipes), Ed. [NUME_REDACTAT], Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(11), pp. 203-211.

Agneta Göthberg, [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2002,- ACCUMULATION OF HEAVY METALS IN WATER SPINACH (IPOMOEA AQUATICA) CULTIVATED IN THE BANGKOK REGION, THAILAND, Ed. [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and Chemistry, Vol. 21, No. 9, pp. 1934–1939.

Alaa G. M. Osman , Imam A. Mekkawy, [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2007 -Effects of lead nitrate on the activity of metabolic enzymes during early developmental stages of the African catfish, Clarias gariepinus (Burchell, 1822), Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] Biochem 33:pp.1–13

[NUME_REDACTAT] Ronco , [NUME_REDACTAT] , [NUME_REDACTAT] , Luis Muñoz , [NUME_REDACTAT] and Miguel N. Llanos, 2010, – Lead and [NUME_REDACTAT] in Women with [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT], Ed.[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 136:pp.269–278.

B. V. L’vov, 2005, – [NUME_REDACTAT] of [NUME_REDACTAT] Spectrometry, Journal of [NUME_REDACTAT], Vol. 60, No. 4, pp. 382–392. Trdus din [NUME_REDACTAT] Khimii, Vol. 60, No. 4, 2005, pp. 434–446.

Betty J. Locey, [NUME_REDACTAT] and Shirley B. Radding and [NUME_REDACTAT], 1998, – Encyclopedia of toxicology, vol 2,Ed. [NUME_REDACTAT], pag 232-233.

Birgit M. Braune, Anton M. Scheuhammer, [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], 2012, – Toxicity of methylmercury injected into eggs of thick-billed murres and arctic terns, Ed.Springer, Ecotoxicology, 21:pp.2143–2152.

Christopher W. Hickey and William H. Clements, 1998, – EFFECTS OF HEAVY METALS ON BENTHIC MACROINVERTEBRATE COMMUNITIES IN NEW ZEALAND STREAMS, Ed. [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and Chemistry, Vol. 17, No. 11, pp. 2338–2346.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2012, – Does glyphosate impact on Cu uptake by, and toxicity to, the earthworm Eisenia fetida?, Ed.Springer, Ecotoxicology, 21:pp.2297–2305.

E. Makrlík and P. Vańura, 2006, – Extraction of lead from water into nitrobenzene by using strontium dicarbollylcobaltate in the presence of benzo-15-crown-5, Ed. Springer, Journal of Radioanalytical and [NUME_REDACTAT], Vol. 267, No.2, pp.461–463.

G. Garcia-Garcia, E. A. Picazo-Paez, S. Nandini, and S. Sarma, 2007, – Combined effects of sediment and lead (PbCl2) on the demography of Brachionus patulus (Rotifera: Brachionidae), Ed.Springer, Hydrobiologia 593:pp.209–218.

H. Lefcort, R. A. Meguire, L. H.Wilson and W. F. Ettinger, 1998, – [NUME_REDACTAT] Alter the Survival, Growth, Metamorphosis, and [NUME_REDACTAT] of [NUME_REDACTAT] Frog (Rana luteiventris) Tadpoles, Ed. Springer, Arch. Environ. Contam. Toxicol. 35, pag. 447–456.

Hendrik Küpper, Frithjof Küpper and [NUME_REDACTAT], 1998, – In situ detection of heavy metal substituted chlorophylls in water plants First publ. in: [NUME_REDACTAT] 58, 2, pp. 123-133.

[NUME_REDACTAT], 1986, – Concentration and annual accumulation values of heavy metals in lake sediments: Their significancein studies for the history of heavy metal pollution, Hidrobiologia, pp. 379-385.

Jimoh, T. O., Buoro, A. T. and Muriana, M., 2012, – Utilization of Blighia sapida (Akee apple) pod in the removal of lead, cadmium and cobalt ions from aqueous solution, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 178-187.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2002, -High blood lead level among garage workers in Bangkok, public concern is necessary, [NUME_REDACTAT] Publishers, BioMetals 15: pp.367–370.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2008, – Lead exposure study among workers in lead acid battery repair units of transport service enterprises, [NUME_REDACTAT], Ethiopia: a cross-sectional study, Journal of [NUME_REDACTAT] and Toxicology, 3: pp.30.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2001, – Chemical binding of heavy metals in anoxic, [NUME_REDACTAT] Ltd. , Wat. Res. Vol. 35, No. 17, pp. 4086–4094.

Ludmila N. Bakhireva, Andrew S. Rowland, Bonnie N. Young, [NUME_REDACTAT], Sharon T. Phelan, [NUME_REDACTAT], William F. Rayburn and [NUME_REDACTAT], 2012, – Sources of [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] in [NUME_REDACTAT], Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] Health J.

[NUME_REDACTAT] , Antoni Solé , [NUME_REDACTAT] & [NUME_REDACTAT], 2011, – Bacterial community composition characterization of a lead-contaminated Microcoleus sp. consortium, Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 18:pp.1147–1159.

Mohamed A. Hamed, Lamiaa I. Mohamedein and Mohamed A. El-Sawy, October 2012, – Physiochemical analysis and speciation of heavy metals in wastewater and sediment samples from the Suez province in Egypt, Ed. [NUME_REDACTAT], Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(12), pp. 222-228.

N. Li , Z. L. Yu , L. Wang , Y. T. Zheng , J. X. Jia , Q. Wang , M. J. Zhu , X. H. Liu , X. Xia, W. J. Li, 2009, – [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] the Activity of TNF-α and Expression of SNARE Complex in Hippocampus of [NUME_REDACTAT], Ed.[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 132: pp.227–238.

O. A. Amin, L. I. Comoglio, E. M. Rodriguez, 2003, – Toxicity of Cadmium, Lead, and Zinc to [NUME_REDACTAT] of Lithodes santolla (Decapoda, Anomura), Ed. Springer, Bull. Environ. Contam. Toxicol. 71: pp.527–534.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] Lawson and [NUME_REDACTAT] Marfo, 2012, – Potentials of Synedrella nodiflora and Sida fallax growing naturally around an abandoned railway station for phytoextraction of heavy metals, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 188-194.

P. Kar and M. Misra – Use of keratin fiber for separation of heavy metals from water, Journal of [NUME_REDACTAT] and Biotechnology, 2004, pp.1313-1319.

R. K. Meindinyo and E. O. Agbalagba, 2012, – Radioactivity concentration and heavy metal assessment of soil and water, in and around Imirigin oil field, Bayelsa state, Nigeria, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(2), pp. 29-34, 22.

Richard V. Anderson, 1978, – The effects of lead on oxygen uptake in the crayfish Orconectes virilis (Hagen), Bull. Environm. [NUME_REDACTAT] 20: pp. 394-400.

[NUME_REDACTAT], Ph.D, 2000, – Hanbook of Chemical risk assessment- HEALTH HAZARDS TO HUMANS, PLANTS AND ANIMALS, vol 1, Metals, Ed. [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT], pag 201-290.

S. Singh, M. Zacharias, S. Kalpana and S. Mishra, 2012, – Heavy metals accumulation and distribution pattern in different vegetable crops, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 170-177.

Shayne C. Gad and [NUME_REDACTAT], 2005,– Encyclopedia of toxicology, second Edition, vol 2, Ed. Elsevier, pag 705-709.

Selçuk Șimșek and [NUME_REDACTAT], 2012, – Uranium and lead adsorption onto bentonite and zeolite modified with polyacrylamidoxime, Ed. Springer, J. [NUME_REDACTAT]. Chem. 292: pp.41–51.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and John P. Giesy, 2009, – Distribution of Copper, Cadmium, and Lead in Soils from [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] of Beijing, China, Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 82:pp.378–383.

*** DIRECTIVA 98/83/CE A CONSILIULUI din 3 noiembrie 1998 privind calitatea apei destinate consumului uman 1998L0083 —RO — 07.08.2009 — 002.001— 1

http://www.gold2live.com/Blog-High-Grade-Colloids.html?entry=secrets-of-colloidal-gold

http://www.thecanadianencyclopedia.com/articles/metallurgy

http://www.webelements.com

http://www.chemicalelements.com

[NUME_REDACTAT] S., Uzairu, Kagbu J. and Okunola O., 2012, – Assessment of heavy metals bioaccumulation by Eleusine indica from refuse dumpsites in [NUME_REDACTAT], Nigeria, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(9), pp. 153-160.

Abolanle S. Adekunle, Olusegun O. Odukoya, Joseph G. Ayenimo1, John A. O. Oyekunle1, Winston O. Doherty1, Bhekie B. Mamba and Michael S. Akanni1, September 2012,- Removal of heavy metals from industrial effluents by water hyacinth (Eichornia crassipes), Ed. [NUME_REDACTAT], Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(11), pp. 203-211.

Agneta Göthberg, [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2002,- ACCUMULATION OF HEAVY METALS IN WATER SPINACH (IPOMOEA AQUATICA) CULTIVATED IN THE BANGKOK REGION, THAILAND, Ed. [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and Chemistry, Vol. 21, No. 9, pp. 1934–1939.

Alaa G. M. Osman , Imam A. Mekkawy, [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2007 -Effects of lead nitrate on the activity of metabolic enzymes during early developmental stages of the African catfish, Clarias gariepinus (Burchell, 1822), Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] Biochem 33:pp.1–13

[NUME_REDACTAT] Ronco , [NUME_REDACTAT] , [NUME_REDACTAT] , Luis Muñoz , [NUME_REDACTAT] and Miguel N. Llanos, 2010, – Lead and [NUME_REDACTAT] in Women with [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT], Ed.[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 136:pp.269–278.

B. V. L’vov, 2005, – [NUME_REDACTAT] of [NUME_REDACTAT] Spectrometry, Journal of [NUME_REDACTAT], Vol. 60, No. 4, pp. 382–392. Trdus din [NUME_REDACTAT] Khimii, Vol. 60, No. 4, 2005, pp. 434–446.

Betty J. Locey, [NUME_REDACTAT] and Shirley B. Radding and [NUME_REDACTAT], 1998, – Encyclopedia of toxicology, vol 2,Ed. [NUME_REDACTAT], pag 232-233.

Birgit M. Braune, Anton M. Scheuhammer, [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], 2012, – Toxicity of methylmercury injected into eggs of thick-billed murres and arctic terns, Ed.Springer, Ecotoxicology, 21:pp.2143–2152.

Christopher W. Hickey and William H. Clements, 1998, – EFFECTS OF HEAVY METALS ON BENTHIC MACROINVERTEBRATE COMMUNITIES IN NEW ZEALAND STREAMS, Ed. [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and Chemistry, Vol. 17, No. 11, pp. 2338–2346.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2012, – Does glyphosate impact on Cu uptake by, and toxicity to, the earthworm Eisenia fetida?, Ed.Springer, Ecotoxicology, 21:pp.2297–2305.

E. Makrlík and P. Vańura, 2006, – Extraction of lead from water into nitrobenzene by using strontium dicarbollylcobaltate in the presence of benzo-15-crown-5, Ed. Springer, Journal of Radioanalytical and [NUME_REDACTAT], Vol. 267, No.2, pp.461–463.

G. Garcia-Garcia, E. A. Picazo-Paez, S. Nandini, and S. Sarma, 2007, – Combined effects of sediment and lead (PbCl2) on the demography of Brachionus patulus (Rotifera: Brachionidae), Ed.Springer, Hydrobiologia 593:pp.209–218.

H. Lefcort, R. A. Meguire, L. H.Wilson and W. F. Ettinger, 1998, – [NUME_REDACTAT] Alter the Survival, Growth, Metamorphosis, and [NUME_REDACTAT] of [NUME_REDACTAT] Frog (Rana luteiventris) Tadpoles, Ed. Springer, Arch. Environ. Contam. Toxicol. 35, pag. 447–456.

Hendrik Küpper, Frithjof Küpper and [NUME_REDACTAT], 1998, – In situ detection of heavy metal substituted chlorophylls in water plants First publ. in: [NUME_REDACTAT] 58, 2, pp. 123-133.

[NUME_REDACTAT], 1986, – Concentration and annual accumulation values of heavy metals in lake sediments: Their significancein studies for the history of heavy metal pollution, Hidrobiologia, pp. 379-385.

Jimoh, T. O., Buoro, A. T. and Muriana, M., 2012, – Utilization of Blighia sapida (Akee apple) pod in the removal of lead, cadmium and cobalt ions from aqueous solution, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 178-187.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2002, -High blood lead level among garage workers in Bangkok, public concern is necessary, [NUME_REDACTAT] Publishers, BioMetals 15: pp.367–370.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2008, – Lead exposure study among workers in lead acid battery repair units of transport service enterprises, [NUME_REDACTAT], Ethiopia: a cross-sectional study, Journal of [NUME_REDACTAT] and Toxicology, 3: pp.30.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2001, – Chemical binding of heavy metals in anoxic, [NUME_REDACTAT] Ltd. , Wat. Res. Vol. 35, No. 17, pp. 4086–4094.

Ludmila N. Bakhireva, Andrew S. Rowland, Bonnie N. Young, [NUME_REDACTAT], Sharon T. Phelan, [NUME_REDACTAT], William F. Rayburn and [NUME_REDACTAT], 2012, – Sources of [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] in [NUME_REDACTAT], Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] Health J.

[NUME_REDACTAT] , Antoni Solé , [NUME_REDACTAT] & [NUME_REDACTAT], 2011, – Bacterial community composition characterization of a lead-contaminated Microcoleus sp. consortium, Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 18:pp.1147–1159.

Mohamed A. Hamed, Lamiaa I. Mohamedein and Mohamed A. El-Sawy, October 2012, – Physiochemical analysis and speciation of heavy metals in wastewater and sediment samples from the Suez province in Egypt, Ed. [NUME_REDACTAT], Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(12), pp. 222-228.

N. Li , Z. L. Yu , L. Wang , Y. T. Zheng , J. X. Jia , Q. Wang , M. J. Zhu , X. H. Liu , X. Xia, W. J. Li, 2009, – [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] the Activity of TNF-α and Expression of SNARE Complex in Hippocampus of [NUME_REDACTAT], Ed.[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 132: pp.227–238.

O. A. Amin, L. I. Comoglio, E. M. Rodriguez, 2003, – Toxicity of Cadmium, Lead, and Zinc to [NUME_REDACTAT] of Lithodes santolla (Decapoda, Anomura), Ed. Springer, Bull. Environ. Contam. Toxicol. 71: pp.527–534.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] Lawson and [NUME_REDACTAT] Marfo, 2012, – Potentials of Synedrella nodiflora and Sida fallax growing naturally around an abandoned railway station for phytoextraction of heavy metals, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 188-194.

P. Kar and M. Misra – Use of keratin fiber for separation of heavy metals from water, Journal of [NUME_REDACTAT] and Biotechnology, 2004, pp.1313-1319.

R. K. Meindinyo and E. O. Agbalagba, 2012, – Radioactivity concentration and heavy metal assessment of soil and water, in and around Imirigin oil field, Bayelsa state, Nigeria, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(2), pp. 29-34, 22.

Richard V. Anderson, 1978, – The effects of lead on oxygen uptake in the crayfish Orconectes virilis (Hagen), Bull. Environm. [NUME_REDACTAT] 20: pp. 394-400.

[NUME_REDACTAT], Ph.D, 2000, – Hanbook of Chemical risk assessment- HEALTH HAZARDS TO HUMANS, PLANTS AND ANIMALS, vol 1, Metals, Ed. [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT], pag 201-290.

S. Singh, M. Zacharias, S. Kalpana and S. Mishra, 2012, – Heavy metals accumulation and distribution pattern in different vegetable crops, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 170-177.

Shayne C. Gad and [NUME_REDACTAT], 2005,– Encyclopedia of toxicology, second Edition, vol 2, Ed. Elsevier, pag 705-709.

Selçuk Șimșek and [NUME_REDACTAT], 2012, – Uranium and lead adsorption onto bentonite and zeolite modified with polyacrylamidoxime, Ed. Springer, J. [NUME_REDACTAT]. Chem. 292: pp.41–51.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and John P. Giesy, 2009, – Distribution of Copper, Cadmium, and Lead in Soils from [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] of Beijing, China, Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 82:pp.378–383.

*** DIRECTIVA 98/83/CE A CONSILIULUI din 3 noiembrie 1998 privind calitatea apei destinate consumului uman 1998L0083 —RO — 07.08.2009 — 002.001— 1

http://www.gold2live.com/Blog-High-Grade-Colloids.html?entry=secrets-of-colloidal-gold

http://www.thecanadianencyclopedia.com/articles/metallurgy

http://www.webelements.com

http://www.chemicalelements.com

Cuprins

INTRODUCERE

CAPITOLUL I – Istoricul cercetărilor privind concentrația și efectele plumbului din mediu și organisme

CAPITOLUL II – Caracterizarea generală a plumbului și toxicitatea acestuia

II.1 Sursele de proveniență și utilizarea plumbului ca materie primă

II.2 Proprietăți chimice

II.3 Toxicocinetica

II.4 Toxicitatea asupra omului

II.5 Toxicitatea asupra animalelor

II.5.1 Toxicitatea asupra biotei acvatice

II.5.2 Toxicitatea asupra amfibienilor

CAPITOLUL III – Materiale și metode

III.1.Prelevarea juvenililor de amfibieni dintr-un ecosistem acvatic izolat de poluatorii industriali

III.2.Crearea ecosistemului artificial ideal

III.3.Perioada de adaptare la noul mediu și de observare a activității mormolocilor

III.4.Pregătirea mediilor poluate cu Pb(NO3)2

III.5.Perioada de expunere în mediile poluate cu Pb(NO3)2

III.6.Prelevare organismelor în funcție de fiecare specie în parte din mediile acvatice și depozitarea lor la -18⁰C în vase Petri decontaminate

III.7.Determinarea juvenililor de amfibieni după aparatul bucal

III.8.Măsurarea mormolocilor din fiecare acvariu

III.9.Uscarea și mojararea probelor

III.10.Cântărirea probelor

III.11.Digestia probelor

III.12. [NUME_REDACTAT] cu [NUME_REDACTAT] (AAS)

III.13. Analiza probelor

III.14. Prelucrarea statistică a datelor

CAPITOLUL IV – Rezultate și discuții

IV.1. Analiza bioacumulării de către mormoloci a plumbului

IV.2 Analiza statistică a creșterii și dezvoltării mormolocilor la diferite concentrații de plumb din mediu

CAPITOLUL V – Aplicații ale noii metode

V.1. Calcularea riscului de impact în cazul unei catastrofe asemeni celei din Ungaria (oct.2010) – METODA FRACȚIONĂRII METALELOR DE ÎNTREG ECOSISTEMUL ACVATIC

V.2 Fluxul continuu metalic ciclic celular

CONCLUZII

Bibliografie

LUCRARE DE DISERTAȚIE

Bioacumularea și efectul diferitelor concentrații de plumb asupra indivizilor juvenili din genul [NUME_REDACTAT]

INTRODUCERE

CAPITOLUL I – Istoricul cercetărilor privind concentrația și efectele plumbului din mediu și organisme

CAPITOLUL II – Caracterizarea generală a plumbului și toxicitatea acestuia

II.1 Sursele de proveniență și utilizarea plumbului ca materie primă

II.2 Proprietăți chimice

II.3 Toxicocinetica

II.4 Toxicitatea asupra omului

II.5 Toxicitatea asupra animalelor

II.5.1 Toxicitatea asupra biotei acvatice

II.5.2 Toxicitatea asupra amfibienilor

CAPITOLUL III – Materiale și metode

III.1.Prelevarea juvenililor de amfibieni dintr-un ecosistem acvatic izolat de poluatorii industriali

III.2.Crearea ecosistemului artificial ideal

III.3.Perioada de adaptare la noul mediu și de observare a activității mormolocilor

III.4.Pregătirea mediilor poluate cu Pb(NO3)2

III.5.Perioada de expunere în mediile poluate cu Pb(NO3)2

III.6.Prelevare organismelor în funcție de fiecare specie în parte din mediile acvatice și depozitarea lor la -18⁰C în vase Petri decontaminate

III.7.Determinarea juvenililor de amfibieni după aparatul bucal

III.8.Măsurarea mormolocilor din fiecare acvariu

III.9.Uscarea și mojararea probelor

III.10.Cântărirea probelor

III.11.Digestia probelor

III.12. [NUME_REDACTAT] cu [NUME_REDACTAT] (AAS)

III.13. Analiza probelor

III.14. Prelucrarea statistică a datelor

CAPITOLUL IV – Rezultate și discuții

IV.1. Analiza bioacumulării de către mormoloci a plumbului

IV.2 Analiza statistică a creșterii și dezvoltării mormolocilor la diferite concentrații de plumb din mediu

CAPITOLUL V – Aplicații ale noii metode

V.1. Calcularea riscului de impact în cazul unei catastrofe asemeni celei din Ungaria (oct.2010) – METODA FRACȚIONĂRII METALELOR DE ÎNTREG ECOSISTEMUL ACVATIC

V.2 Fluxul continuu metalic ciclic celular

CONCLUZII

Bibliografie

INTRODUCERE

Plumbul este un element întâlnit în toate ecosistemele datorită utilizării lui intense în activitățile antropice. El a început să fie folosit încă din vremurile în care omul abia învăța să prelucreze metalele dar nu era utilizat la o scară largă. Este ușor de prelucrat deoarece punctul său de topire este relativ mic (aproximativ 327⁰C) mai ales pentru a lipi diferite metale și în aliaje.

Odată cu [NUME_REDACTAT] a început să fie utilizat în masă nu doar în aliaje dar și pentru diferiți compuși chimici. Studiile istorice asupra acumulării sale în sedimente au arătat creșteri semnificative ale concentrațiilor sale mai ales în perioadele interbelice și postbelice dar din păcate tendința sa a rămas de creștere chiar și după această perioadă datorită cerințelor foarte mari și a utilizării combustibililor fosili care conțineau compuși pe bază de plumb adăugați ca agenți de antidetonare.

Datorită acestor cerințe foarte mari și implicit a explotărilor miniere, omul a deschis încetul cu încetul “[NUME_REDACTAT]” prin separarea metalelor din minereurile atât de esențiale pentru activitățile sale. Viața care s-a format de-a lungul timpului a fost protejată de efectele nocive ale metalelor grele printre care și plumbul care în mod natural nu a atins niciodată concentrații mari în mediu. Mulțumită cerințelor crescânde de metal ale omului, multe organisme vor avea și au de suferit.

În acest moment există sute de bazine de decantare și depozitare în zonele miniere dar și în cele industriale din împrejurimile orașelor. O catastrofă asemeni celei din Ungaria din anul 2010 se poate întâmpla oricând, întodeauna vor există erori umane. Lucrarea de față studiază bioacumularea plumbului din mediu ca urmare a poluării accidentale, în cazul unui ecosistem acvatic, asupra mormolocilor pe termen scurt și în jurul limitelor de poluare admise de guverne.

O metodă diferită față de cea convențională s-a pus în practică pentru a evidenția acest lucru și în urma analizelor datelor s-a conturat o ipoteză diferită privind absorbția celulară a metalelor și exploatarea acestora din punct de vedere energetic. Mecanismul pompelor ionice rămâne încă un subiect de cercetare foarte important pentru toxicocinetica metalelor grele.

CAPITOLUL I

ISTORICUL CERCETĂRILOR PRIVIND CONCENTARȚIA ȘI EFECTELE PLUMBULUI DIN MEDIU ȘI ORGANISME

Plumbul este un element întâlnit în toate ecosistemele datorită utilizării lui intense în activitățile antropice. A început să fie folosit încă din vremurile în care omul abia învăța să prelucreze metalele dar nu era utilizat la o scară largă. Este ușor de prelucrat și utilizat deoarece punctul său de topire este relativ mic (aproximativ 327⁰C) pentru a lipi diferite metale și în aliaje. Cererea în masă a acestui metal a început în secolul al XIX-lea ca materie primă pentru fabricarea țevilor, vopselurilor, acumulatorilor și altor produse. Cererea era mare și în secolele anterioare odată cu descoperirea prafului de pușcă pentru fabricarea muniției.

Concentrația acestui metal din mediu și din organisme nu a putut fi studiată multă vreme deoarece nu exista tehnologia necesară pentru a face astfel de analize, mai ales când era vorba de concentrații de ordinul µg/g. Soluția a venit de la un cercetător englez. În luna Aprilie, anul 1955, [NUME_REDACTAT] publică lucrarea “The application of atomic absorbtion spectra to chemical analysis” în publicația [NUME_REDACTAT]. Această lucrare a marcat apariția oficială a unei noi metode de analiză – Spectrometria cu [NUME_REDACTAT] (SAA/AAS). [NUME_REDACTAT] după cel de al II-lea [NUME_REDACTAT] se mută la Londra unde își începe munca sa la Laboratorul de Spectrochimie al “Asociației de [NUME_REDACTAT]-[NUME_REDACTAT]” (B.V.L’vov 2005). În anul 1946, Walsh decide să aplice pentru poziția de șef al Departamentului de Spectrochimie din Australia CSIRO. După cel de al II-lea interviu de anagajare, primește postul și se mută în Melbourne. Principalele cercetări ale sale de la acea vreme se bazau pe metodele de analiză Raman și IR (infra roșii) de spectroscopie cu care a publicat în perioada 1942-1953 douăzeci de lucrări (B.V.L’vov 2005).

Apariția spectrometriei cu absorbție atomică pe flacără – Walsh a făcut cercetări în domeniul spectroscopiei cu emisie atomică timp de 6 ani iar în domeniul celei cu absorbție moleculară încă 6 ani. El s-a interesat din ce în ce mai mult sa afle din ce cauză atunci când se fac studii moleculare spectrofotochimice măsurătorile se bazează pe absorbția radiațiilor iar în studiile spectrofotometrice atomice se bazează pe măsurarea radiațiilor emise. Într-o duminică dimineață în luna Martie, 1952, în timp ce muncea în grădina sa, a realizat deodată că nu trebuie să ignore spectrul cu absorbție atomică (B.V.L’vov 2005). În următoarea dimineață Walsh și-a început primele experimente folosind o lampă cu emisie de sodiu ca sursă de lumină și o flacără pe gaz pentru a atomiza o soluție ce conținea sodiu. Prin această metodă a obținut rezultatele care le dorea. A ajuns la concluzia că această metodă este mai corectă și mai rapidă față de analiza care folosea utilizarea radiațiior IR (B.V.L’vov 2005). A contactat apoi în anul 1953 câteva firme care produceau optică pentru analiză din [NUME_REDACTAT] și SUA pentru a dezvolta și produce noua metodă la scară industrială, dar noua lui invenție nu a fost acceptată. Nici măcar expoziția de inventică de cercetare din Melbourne din Martie 1954 nu a trezit nici un interes asupra acestei invenții (foto I.1).

Totuși el reușește să își vândă invenția [NUME_REDACTAT] and Watts pentru perioada 1956-1958 care producea la vremea aceea o mulțime de instrumente mici pentru analitică știițifică. Din păcate aparatul produs avea la bază modelul standard al Spectrofotometrului UV dar fără modulatorul de semnal așa cum îl recomandase Walsh (B.V.L’vov 2005). Datorită poziției prea înalte și temperaturii ridicate ale flacărei (Aer-Acetilenă), aparatul nu a putut fi utilizat așa cum trebuia. Ca rezultat ideea utilizării pentru analiză a unui spectrometru cu absorbție atomică a fost mai mult distrusă decât popularizată. În anul 1958 CSIRO revocă licența acestei invenții (B.V.L’vov 2005). J.P Shelton, co-autorul lui Walsh într-un număr mare de lucrări a afirmat că AAS la vremea aceea a fost luat în seamă mai mult ca o curiozitate a științei decât o tehnologie practică de analiză. Singura excepție care a stârnit entuziasmul din nou a fost o lucrare publicată în anul 1956 în care s-a realizat primul experiment cu AAS dar care folosea un cuptor de grafit în locul flacărei (Aer-Acetilenă).

Datorită disputelor dintre Walsh și colegii săi nu a mai reușit să dezvolte noi tipuri de lămpi hollow-catodice dar în schimb au construit un instrument de analiză numit “Construiește-l singur” (în care îi permitea utilizatorului să adauge componente noi) pentru un număr mic de instituții din Australia (foto I.2).

Între anii 1958-1962 aproximativ treizeci de laboratoare au fost echipate cu AAS. Un instrument standard de analiză AAS a fost acceptat în SUA și Europa în 1963 când compania Perkin-Elmer s-a specializat pentru prima oară în producția de Spectrometre cu [NUME_REDACTAT] (modelul 303). În 1966 toate companiile care au cumpărat brevetul de invenție prin care puteu produce până la 2000 instrumente/an. Asfel s-a creat expansiunea acestui aparat în toate statele din lume. A apărut până și un jurnal de specialitate numit [NUME_REDACTAT] Newsletter, editat de W.Slavin și a început să fie publicat îcepând cu anul 1962. În vederea capacității de aplicare a acestui aparat s-a crezut că la sfârșitul secolului al XX-lea toată suprafața Pamântului va fi acoperită de aceasta. Dar această catastrofă nu s-a întâmplat (B.V.L’vov, 2005) . La sfărșitul anilor 1960 interesul pentru AAS a scăzut datorită unei probleme care nu putuse fi rezolvată de Walsh și anume atomizarea incompletă a probelor ceea ce nu permitea analiza totală a unei probe. Un cercetător rus, L’vov a descoperit o nouă metodă care a readus în top utilzarea acestui aparat – Spectrometria electrotermală cu absorbție atomică (B.V.L’vov, 2005).

Apariția spectrometriei electrotermice cu absorbție atomică – cuptorul de grafit. Istoria dezvoltării acestei tehnici este foarte similară cu spectrometria cu absorbție atomică pe flacără. L’vov după ce a absolvit Universitatea de stat Leningrad, în anul 1955 și-a început munca de cercetare la Institutul de [NUME_REDACTAT] din Leningrad unde s-a ocupat de analiza spectrochimică a materialelor radioactive ale isotopilor stabili (B.V.L’vov, 2005). A citit accidental lucrarea lui Walsh în 1955 după care s-a gândit să dezvolte o nouă metodă de analiză total diferită. În timpul vacanței sale din anul 1956 când majoritatea cercetătorilor din laboratorul său erau în concediu a decis să înceapă construcția unui nou tip de spectrofotometru (B.V.L’vov, 2005). A început astfel primele experimente folosind un tub hollow-catod utilizat pentru analiza isotopilor, un cuptor de grafit tubular încălzit pe un suport pentru distilări fracționale ale impurităților volatile din matrici non-volatile și un monocromator de tipul prismei de sticlă (foto I.3). Creșterea graduală a intensității lămpii de sodiu în timp ce temperatura cuptorului creștea până la punctul de incandescență până la dispariția luminii a fost cel mai terifiant lucru (B.V.L’vov 2005). Acest fapt l-a determinat să își concentreze cercetările pe acest domeniu pentru mai mulți ani. Comparativ cu ce dezvoltase Walsh, ceea ce inventase în laboratorul său era departe de cuvântul ce definea optimismul (B.V.L’vov, 2005).

El s-a gândit la folosirea unui atomizator diferit de cel al lui Walsh, cuptorul de grafit ar fi rezolvat problema cu care acesta se întâlnise – vaporizarea în totalitate a probei analizate.

L’vov a văzut și avantajele utilizării cuptorului de grafit pentru creșterea acuratății analizelor probelor. El își publică rezultatele la Congresul de Spectroscopie din 1958 în Moscova și in 1959 în [NUME_REDACTAT]. Cu toate acestea deși metoda sa era cu mult mai avansată decât cea a lui Walsh, nu a stârnit nici un interes din partea comunității știițifice care îi renegă lucrările. Timp de zece ani a lucrat singur fără nici un ajutor din partea altor cercetători pentru a pune în practică tot sistemul (cuptorul, contactele, electrozii) și în acest timp nu își poate publica lucrările în străinătate fără acordul Ministerului. Cu toate acestea el își dezvoltă conceptul prin folosirea lămpilor cu descărcare de electroni, pentru un grup mai mic de elemente a propus utilizarea cuptorului de grafit pirolitic în îmbrăcăminte și a folosit argonul sub presiune în atomizator (B.V.L’vov, 2005). Tot el a implementat corecția automatică pentru interferențele spectrale nonselective folosind lampa de deuteriu care a fost pentru prima oară implementată în Spectrometrul cu [NUME_REDACTAT] electrotermic. Toate aceste îmbunătățiri au fost publicate într-o serie de lucrări traduse și în limba engleză. Totuși doar doi cecetători din Rusia și-au arătat interesul față de acestă metodă nouă, Nicolaev și Sedykt care au susținut potențialul acestei invenții dar au dezvoltat și de asemenea o serie de metode de analiză a metalelor și aliajelor acestora (B.V.L’vov , 2005).

Publicația lui [NUME_REDACTAT] de la Institutul de [NUME_REDACTAT] din Dortmund în anul 1966 a fost piatra de temelie a Spectrometriei cu [NUME_REDACTAT] pe cuptor de grafit moderne și a dezvoltării acesteia. El a dezvoltat modelul lui L’vov prin simplificarea lui – a înlocuit vaporizatorul de probe din cuptorul isotermal folosind un electrod adițional cu vaporizatorul inclus în peretele cuptorului în timp ce acesta se încălzea (B.V.L’vov, 2005). Această modernizare s-a dovedit fatală pentru invenția lui L’vov (foto I.4).

Singura posiblitate de a comercializa această invenție a fost colaborarea între cei doi. Au realizat astfel primul prototip iar după implicarea lui Salvin în anul 1970 s-a început comercializarea primului model HGA-70 AAS pe cuptor de grafit cu care se puteau analiza mult mai eficient probele (B.V.L’vov, 2005).

Anul 1970 reprezintă începutul primelor analize ale concentrațiilor metalelor în cea mai corectă și eficientă metodă. În acestă perioadă s-au început primele studii corecte asupra cantității metalelor din mediu și orgnisme. Dezvoltarea lămpilor holow-catod au deschis calea către monitorizarea exactă a multor metale din mediu. S-au început studiile cu adevărat asupra poluării mediului cu metale grele.

Studii asupra bioacumulării și toxicității plumbului

Studii asupra toxicității plumbului s-au făcut de foarte mult timp. Primele relatări ale intoxicațiilor cu blumb sunt încă din antichitate când oamenii de la acea vreme confecționau vase din plumb pentru depozitarea diferitelor produse. Vinul stocat în astfel de vase devenea foarte toxic pentru sănătate prin dizolvarea plumbului din vase de către acizii pe care îi conțineau. Datorită acestui fapt au renunțat să mai folosească vase de plumb. [NUME_REDACTAT] aduce în centrul atenției folosirea acestui metal ușor de prelucrat. A fost folosit pentru o scurtă perioadă de timp drept materie primă pentru confecționarea conservelor alimentare dar s-a renunțat repede la această întrebuințare. În schimb este intens utilizat în această perioadă pentru fabricarea țevilor de apă, acumulatorilor, bateriilor și nu în ultimul rând în industria pigmenților. Cercetările asupra concentrațiilor de plumb din mediu și din organisme s-au putut face abia după descoperirea spectrometrului cu absorbție atomică. Această descoperire a permis calcularea dozelor letale de intoxicare și concetrațiile care nu afectează cu mult mediile de viață.

Beattie face diferite studii asupra concentrației de plumb din apă în lucrarea “Environmental pollution in an urban soft water area”. În 1973 T.J.Chow , K.W Bruland et all publică un studiu intitulat “Lead pollution: records in [NUME_REDACTAT] coastal sediments” iar în 1974 K.W. Bruland, K. Bertine și M. Koide aduc în atenție lucrarea “History of heavy metal pollution in [NUME_REDACTAT] coastal zone”. Tot în acest an Addis și Moore publică lucrarea “Lead levels in the water of suburban Glasgow”. Wong și Berrang publică în 1976 o lucrare numită “Contamination of top water by lead pipe and solder” prin care atrag atenția asupra contaminării apei potabile cu plumb datorită coroziunii țevilor făcute din acest metal. Moore publică și el în anul 1977 două lucrări : “Lead in drinking water in soft areas – Health hazards” și “Contribution of lead in drinking water”. Tot în acest an R.F.E. Willes et all realizează experimente asupra capacității de rețienere și distrubuția în țesuturi ale Pb(NO3)2 administrat la juevnilii și aduții maimuțe. Reținerea plumbului de către organisme îi atrag atenția și lui J.R Nilsson în 1978 când publică lucrarea “Retention of the lead within the digestive vacuole in Tetrahymena”. H.F.Thomas se preocupă în 1979 de analiza plumbului din sânge în lucrarea “Relationship of blood lead in women and children to domestic water lead”.

K.R. Mahaffey, J.L. Annest, J.Roberts și R.S.Murphy finalizează un studiu în 1980 prin care au estimat cantitatea nivelului de plumb din sânge la nivel național în perioada 1976 – 1980. Tot în acest an S.J. Pocock publică lucrarea intitulată “Factors influencing household water lead: a British national survey” . K.A.Hausknecht, E.A.Ryan și L.P.Leonard în 1982 analizează concentrația de plumb din vopseaua veche care se cojește de pe pereții locuințelor utilizând o metodă nouă și Spectrometrul cu [NUME_REDACTAT]. P.Karalekos, J.Ryan, F.Taylor publică în anul 1983 lucrarea “Control of lead, copper and iron pipe corrosion in Boston” iar A.Kuch, J.Wagner lucrarea “A mass transfer model to describe lead concentration in drinking water”. Tot în ceastă perioadă M.Schock și M.Gardels au studiat reducerea solubilității plumbului datorită pH-ului ridicat și concentrației scăzute de carbonații din apă. S.J.[NUME_REDACTAT] și R.M. Harrison publică un studiu cu titlul “The efficiency of chelating resins for the preconcentration of lead from top water” iar J.M.Davis și D.J.Svendzaard “Lead and child development”.

Brajter și Slowanska în anul 1986 publică lucrarea “An efficiency of cellex P for the preconcentration of lead and other trace metals from waters”. P.J.Jackson și J.Sheidam fac un studiu intutulat “Calculation of lead solubility in water”.

În 1988 Nriagu și Pacyna vin cu o lucrare interesantă “Quantitive assessment of worldwide contamination of air, water and soils by trace metals” care analizează printre alte metale și contaminarea cu plumb.

În perioada 1990-2000 se fac studii intense de monitorizare ale concentrației plumbului din mediu și din organisme: D.Adriana, D.Hulsmann, 1990 “Particulate lead in water supplies”; Schock, 1990, “Causes of temporal variability of lead in domestic plumbing systems”; Morlot, 1994, “Aspect analitique du plomb dans l’environment”; Seux et al., 1994, “Etude expeimentale des facteurs qui conditionnent le coportement de l’eau au contact des canalizations en plomb”; [NUME_REDACTAT]-Olayon et al., 1996, “Lead in drinking coolers and fingernails from subjects in Kuwait city”. H. Lefcort, R.A.Mequire, L.H.Wilson, W.F.Etinger, 1998 , “Heavy metals after the survival, growth, metamorphosis and antipredatory behavior of [NUME_REDACTAT] Frog (Rana luteiventris) tadpoles”.

În perioada 2000-2012 sunt publicate lucrări ca: M. Clement, R. Seux, S. Rabarot, 2000, “ A practical model for estimating total lead intake from drinking water”; Glen C. Sanderson, 2002, “Effects of diet and soil on the toxicity of lead in Mallards”; [NUME_REDACTAT] et al.,2002, “Hight blood lead level among garage workers in Bangkok, public concern is necessary”. G.M.Osman et al., 2006, “Efects of lead on the activity of metabolic enzymes during early developmental stages of the African catfish Clarias gariepinus”. [NUME_REDACTAT] Ronca et al., 2009, “Lead and arsenic levels in women with different body mass composition”; N.Li, Z.L. Yu, L. Wang, Y.T. Zheng, 2009, “Early-life lead exposure affects the activity of TNF-α and expression of SNARE complex in hippocampus of mouse pups”. Șimșek et al. 2011, “Uranium and lead adsorbtion ontobentonite and zeolite modified with polyacrylamidoxine”; Daniel E. Giammar et al., 2011, “Effects of flow and water chemistry on lead release rates from pipe scales”. [NUME_REDACTAT] et al., 2012, “Assesment of exposure risk to lead and cadmium via fish consumption in the lacusrian village of Ganvie in Benin republic”; Abolande S. Adekunle et al., 2012, “Removal of heavy metals from industrial effluents by water hyacinth (Eichornia crassipes)”, Jimoh T.O., Buoro et al., 2012, “Utilization of Blighia sapida (Akee apple) pod in the removal of lead, cadmium and cobalt ions from aqueous solution”.

CAPITOLUL II

CARACTERIZAREA GENERALĂ A PLUMBULUI ȘI TOXICITATEA ACESTUIA

Plumbul (Pb) este cunoscut de secole ca element toxic care se acumulează în organisme. Cel mai îngrijorător fapt este expunerea la concentrații medii pe termen lung care afectează întrega biocenoză. Toxicitatea sa asupra omului este studiată de foarte mult timp. În ceea ce privesc studiile asupra tuturor organismelor este dificil de a avea o idee generală. Fiecare organism se comportă diferit în cazul acțiunii acestuia.

II.1 Sursele de proveniență și utilizarea plumbului ca materie primă

Plumbul este un metal relativ rar comparativ cu abundența celorlalte metale din litosferă. Concentrația medie este de 16 mg/kg (EPA 1980) în scoarța terestră și este constituentul major a peste 200 de minerale descrise dar doar 3 dintre acestea conțin o cantitate suficientă pentru a forma un depozit mineralogic: galena (PbS), anglesidul (PbSO4) și creusita (PbCO3) (USEPA 1980). Aproximativ 4.000.000 tone de plumb sunt extrase în fiecare an în toată lumea (tabelul II.1.1). Consumul domestic anual este de 1.300.000 tone iar din această cantitate, cea mai mare parte este utilizată pentru producerea bateriilor. Nu cu mult timp în urmă aproximativ 20% din întrega cantitate se utiliza ca agent antidetonant pentru producerea benzinei (tabelul II.1.2) sub forma tetrametilatului de plumb și tetraetilului de plumb ([NUME_REDACTAT], 2000).

Plumbul și compușii minerali ai acestuia au fost cunoscuți de către om cu peste 7000 de ani în urmă iar intoxicațiile cu acest metal de peste peste 2500 ani. [NUME_REDACTAT] antic plumbul era utilizat pentru confecționarea vaselor de gătit, ornamentelor, greutăților pentru plasele de pescuit, ancore și vase de depozitare. Tot aceștia îl foloseau în scopul terapeutic sub formă de săruri. Comercianții și meșteșugarii din acea vreme care erau în conact cu produsele din plumb sufereau adesea encefalopatii, pierderi de memorie, delir care duceau în final la starea de comă și moarte. Cea mai mare mortalitate datorită intoxicației cu plumb o sufereau copiii în care era de peste 40% dintre cazuri ([NUME_REDACTAT], 2000).

II.2 Proprietăți chimice

Plumbul în stare elementară are culoarea gri-metalizată, este un metal moale cu masa atomică 207.19 și numărul atomic 82. Punctul de topire este de 327.5⁰C iar cel de fierbere 1749⁰C și are densitatea de 11.34g/cm3 la 25⁰C. Plumbul metalic este greu-solubil în apele dure bazice – 30µg/l iar în apele moi acide poate să se dizolve până la o concentrație de 500µg/l. El are patru izotopi stabili: Pb-204(1,5%), Pb-206 (23,6%), Pb-207 (22,6%) și Pb-208 (52,3%) ([NUME_REDACTAT],2000).

Valențele plumbului sunt în număr de patru: elementară (Pb0), monovalentă (Pb+), divalentă (Pb2+) și tetravalentă (Pb4+). În natură predomină plumbul divalent doar în condiții oxidative puternice ajunge la forma teravalentă și este stabilă doar sub forma compusului PbO2. Doar unele săruri sunt ușor-solubile în apă (acetatul de plumb – 433g/l, azotatul de plumb – 565g/l, clorura de plumb – 9,9g/l). Sub formă de alți compuși este greu-solubil în apă (sulfat de plumb – 42,5mg/l, oxidul de plumb – 17mg/l, sulfitul de plumb – 0,86mg/l). Solubilitatea în apă crește odată cu temperatura între 0 – 40⁰C ([NUME_REDACTAT], 2000).

Chimia plumbului este foarte complexă. În apă, de exemplu, plumbul este cel mai solubil și poate fi absorbit ușor în condiții de pH scăzut, concentrații scăzute de materie organică, suspensii, săruri de calciu, fier, mangan, zinc și cadmiu. Excepția de la acest principiu o fac punctele de descărcare ale acestuia. Plumbul și compușii săi tind să formeze pelicule la suprafața apei cu grosimi de peste 0,3 mm în special când substanța organică se concentrează în pelicule la suprafață. Solubilitatea compușilor plumbului în apă depinde foarte mult de pH, de exemplu la un pH de 5,5 concentrația ajunge la peste 10g/l iar la un pH de 9 este de sub 1µg/l ([NUME_REDACTAT], 2000). La un pH de 6,5 si o alcalinitate de 25 mg CaCO3/l concentrația de plumb elementar divalent ajunge până la 330µg/l dar tot în aceleași condiții poate ajunge și pănâ la 1000µg/l. Majoritatea plumbului care pătrunde în apele naturale este precipitat în sedimente sub formă de carbonați și hidroxizi. În unele lacuri acide depozitarea particulară a sa este corelată putenic cu depozitarea aluminiului și carbonului. În sedimente, plumbul este mobilizat și eliberat când pH-ul scade rapid sau compoziția ionică se schimbă. Unii compuși ai plumbului divalent din sedimente se pot transforma în tetraalkilați pe perioada procesului de degradare microbiană. Nu este exlcusă nici posibilitatea ca aceată transformare să fie făcută și de către biotă ([NUME_REDACTAT], 2000).

Degradarea tetraetilului de plumb în solurile necontaminate cu benzină este de până la 14 zile. În subsolurile contaminate de către benzina cu plumb după 77 de zile a rămas 4-17% tetraetil de plumb nedegradat ([NUME_REDACTAT], 2000).

II.3 [NUME_REDACTAT] este absorbit în special la nivelul tractului digestiv. Absorbția devine mai puțin eficientă odată cu vărsta. Copiii absorb între 30% și 50% din plumbul ingerat în timp ce adulții doar o treime din această cantitate. Absorbția poate crește în dietele deficitare în fier, zinc și calciu. Plumbul este foarte bine absorbit și la nivelul plămânilor (50 – 70% din totalul de plumb particulat inhalat din aer). În general formele anorganice ale pumbului nu sunt absorbite la nivelul pielii pe când cele organice pâtrund foarte ușor (Shayne C Gad, 2005). Odată absorbit, plumbul este distribuit în toate țesuturile prin intermediul sângelui. În proporție de 95% din totalul de plumb din sânge este concentrat în hematocite. În acestea sunt două zone principale unde formează complecși: în membrana hematocitelor și în hemoglobină. Concentrația de plumb din sânge este folosită ca indicator al expunerii proaspete (Shayne C Gad, 2005).

Plumbul tinde să se acumuleze în rinichi, creier (în materia cenușie) și scheletul osos. Acesta poate străbate placenta și influențează direct dezvoltarea embrionului. Majoritatea plumbului acumulat în organism este depozitat în oase și dinți (peste 70% la copii și 90% la adulți), restul fiind distribuit între țesuturile moi și sânge. Plumbul acumulat în oase are timpul de înjumătățire cuprins între 10-30 de ani, 40 de zile în țesuturile moi și 28-36 de zile în sânge (perioade estimate la adulți). Copiii tind să absoarbă de 5 ori mai mult plumb decât adulții. La copiii mici (<3ani) limita anatomică între sânge și creier nu este total dezvoltată ceea ce face ca o cantitate mare de plumb disponibil în sânge să ajungă la creier (Shayne C Gad, 2005). Nivelul ridicat cronic de expunere la plumb produce acumularea unei cantități foarte mari în oase care este eliberată treptat în organism deși expunerea a încetat cu mult timp în urmă. Eliberarea din oase poate fi accelerată în condiții de stres sau disfuncții metabolice și sarcină. Plumbul este excretat în fiere, urină și este apoi eliminat din organism. O altă cale de eliminare este transpirația, părul și prin celulele moarte ale pielii (Shayne C Gad, 2005).

II.4 Toxicitatea asupra omului

Plumbul poate afecta procesele celulare și moleculare din organism dar și funcțiile fiziologice ale multor organe. Efectele adverse asociate cu expunerea la plumb sunt în funcție de dozele acumulate și timpul de expunere. Principalele ținte ale toxicității sale sunt: sistemul nervos, sângele și rinichii. Sistemul reproducător este și el o țintă producănd infertilitatea (distrugerea spermatozoizilor și a aparatului reproducător) la bărbați, avotul spontan la femei, morbiditatea neonatală și mortalitatea infantilă (Betty J. Locey et al, 1998). Cea mai sensibilă și vulnerabilă țintă pentru plumb este sistemul nervos. Expunerea la concentrații mari cauzează encefalopatia sau neuropatia periperală. Encefalopatia este rară la adulți dar frecventă la copii. A fost observată frecvent la copiii cu vârste cuprinse între 1-3 ani care au suferit otrăviri cronice cu plumb în urma ingerării vopselurilor uscate de pe pereți. Tipic există simptome asociate cu grețuri, colici, dezorientare, amețeli și în final comă(Betty J. Locey et al, 1998).

Expunerea cronică pe perioada copilărirei a fost asociată cu schimbări neuropsihiatrice incluzând dificultăți în învățarea si memorarea informației, scăderea IQ-ului, comportament anormal (ex: hiperactivitate) și deficit în vorbire. În plus afectează creșterea, produce pierderea sensibilității auzului, disfuncții motorii, anemie, deficit în coordonarea ochi-mână și în final moartea la expunerea îndelungată la concentrații mari. Expunerea acută la copiii mici se manifestă prin anorexie, stări de vomă și iritabilitate crescută (Betty J. Locey et al, 1998).

Expunerea la adulți a fost asociată cu hipertensiune, pierderea sensibilității auditive, anemie, neuropatie și encefalopatie. Expunerea acută poate cauza disfuncții gastro-intestinale, dureri ale membrelor și hipertensiune (Betty J. Locey et al, 1998).

Anemia pare să fie cea mai comună în expunerea cronică la plumb. Datorită proprietăților sale chimice plumbul are efect inhibitor asupra biosintezei hemului (fig.II.4).

II.5 Toxicitatea asupra animalelor

Expunerea orală la compușii plumbului a indus, în mai mult de 20 de studii, tumori la nivelul rinichilor șobolanilor și șoarecilor. Pe baza studiilor pe animale și oameni este clasificat ca având un potențial carcinogenetic foarte ridicat. Impactul asupra mediului și a veții sălbatice a fost și este un subiect de studiu și de îngrijorare. Unele studii au arătat că biota din apele contaminate manifestă anorexie, letargie și în final moartea. Aceste simptome se manifestă și asupra păsărilor, animalelor domestice care traiesc în zonele contaminate. Așa arată diferite rapoarte făcute în zonele contaminate cu plumb provenit din vopseluri, săruri și uleiuri (Betty J. Locey et al, 1998). La fel ca și în cazul omului animalele juvenile acumulează și manifestă cea mai mare sensibilitate asupra compușilor plumbului.

II.5.1 Toxicitatea asupra biotei acvatice

În general, răspunsul speciilor acvatice este diferit în funcție de sensibilitatea fiecăreia. În ciuda acestui lucru au putut fi evidențiate câteva tendințe ca:

Forma dizolvată a plumbului în apă este cea mai toxică

Compușii organici ai plumbului sunt mai toxici decât compușii anorganici

Efectele adverse asupra reproducerii dafniilor pot fi evedențiate și la 1 µg Pb2+/l

Concentrații ridicate au fost măsurate în stridii și algele din apele dulci

Tetrametilul de plumb este foarte toxic pentru păstrăvul curcubeu la 3,5 µg Pb2+/l

Inhibiția creșterii algelor marine a fost raportată la o concentrație de 5,1 µg Pb2+/l

Pentru toate speciile cele mai multe efecte au fost foarte pronunțate în apele cu pH scăzut față de apele moi în special în stadiile larvare și după o perioadă lungă de expunere ([NUME_REDACTAT], 2000).

Plumbul este foarte toxic pentru toate organismele acvatice. Manifestarea toxicității sale depinde de caraterele fiziologice ai fiecărei specii în parte cât și de metabolismul acesteia. De exemplu la salmonide toxicitatea plumbului este influențată direct de către concentrația de calciu din organismul acestora și duritatea apei. La salmonidul Oncorhynchus kisutch o creștere a dietei bogate în calciu face ca rata de acumularea plumbului să fie mult mai mică. Compușii organici ai plumbului în ecosistemele acvatice sunt foarte rari dar toxicitatea lor este cu mult mai ridicată decât a celor anorganici. Derivații etil sunt mult mai toxici decât derivații metil iar toxicitatea crește odată cu gradul alchilare, teraalchilul de plumb fiind cel ma toxic compus.

Dozele letale ale plumbului din ape (asemeni altor metale grele) produc formarea mucusului abundent la pești. Acesta în cantități mari pe branhii produce moartea peștilor prin anoxie. Peștii care sunt expuși continuu la concentrații ridicate ale compușilor plumbului din apă prezintă diferite simptome precum: curbarea proeminentă a coloanei vertebrale, anemie, apariția unor pete întunecate în zona înotătatoarei dorsale datorită distrugerii cromatoforilor dar nu și a melanocitelor, degenerarea cozii caudale, distrugerea neuronilor spinali, inhibarea ALAD din eritrocite; splină; ficat și țesutul renal, reducerea abilității de a înota împotriva curenților de apă, distrugerea epiteliului respirator, atrofia musculară, paralizia, inhibarea creșterii, întârzierea maturității sexuale, histopatologia testiculelor și ovarelor, moartea în final ([NUME_REDACTAT], 2000).

Plantele fixate acvatice asemeni orezului, pot cumula peste 67 mg/kg plumb greutate uscată când sunt cultivate în medii controlate contaminate cu plumb, echivalentul a 7400 Pb/ha. Sedimentele sunt o sursă de acumulare a pumbului din apă și de contaminare a organismelor care trăiesc în acestea. Absorbția plumbului din sedimente a fost analizată în rădăcini și în elementele foliare ([NUME_REDACTAT], 2000).

Dovezile asupra creșterii concentrației plumbului de-a lungul lanțurilor trofice nu sunt relevante. În diferite experimente, producătorii primari erau cei mai contaminați iar consumatorii din vârful lanțurilor trofice aveau concentrații mult mai mici. În alte experimente s-au observat creșterea concentrației la unii consumatori dar nu poate formulată o regulă generală.

În urma altor studii s-au putut formula alte reguli generale ale toxicității acestuia:

Interferența cu formarea clorofilei în plante prin inhibarea conversiei coproporfirinogenului în porfirinogen, plumbul concurând cu fierul.

Inhibarea formării alantoizei în anelide.

Inhibarea activității alfa-glicerofosfatazei dehidrogenazei la păstrăv.

Creșterea activității transaminazei glutamic oxal-acetate la dafnii.

Afectare sistemului neuronal și endocrin care controlează rata metabolică la pești.

Interacțiunea cu zone polare ai glico-proteinelor din mucusul de la pești.

Potențalul de inhibare a metabolizării vitaminei C și triptofanului.

II.5.2 Toxicitatea asupra amfibienilor

Simptomele ce apar in urma intoxicației cu plumb asupra amfibienilor sunt: scăderea tonusului muscular, reducerea numărului de celule roșii din sânge, distrugerea mucoasei gastrice, salivare abundentă, distrugerea sistemului nervos, paralizie și în final moartea. O concentrație de 1 mg/l plumb în mediu blochează transimisia sinaptică, deoarece acesta scoate ionii de calciu reponsabili în acest proces. La o concentrație de 250 µg/l din mediu, rata de eclozare este înjumătățită iar metamorfoza mormolocilor este întârziată. În cazul concentrațiilor > 0,5 mg/l au fost semnalate experimental malformații ale dezvoltării scheletului tot datorită concurenței între plumb și calciu ([NUME_REDACTAT], 2000).

Nu există date care să ateste concentrații subletale asupra reptilelor.

Experimente făcute asupra amfibienilor cu diferite concentrații de plumb:

Ouă aproape de eclozare aparținând speciei Bufo arenarum au fost ținute în soluții cu concentrații între 120 µg/l – 32 mg/l plumb din nitrat de plumb timp de 72h. Rezultate: 120µg/l – dezvoltare normală; 250µg/l – 25% nu au eclozat; 470 – 950µg/l – după 48h au murit 50% din larvele eclozate; 8 – 32 mg/l – după 48 h 100% mortalitatea embrionilor. A doua parte a experimentului s-a concentrat asupra larvelor proaspăt eclozate, care au fost expuse unor mixturi între Pb și Zn. Rezultate: 8 mg/l plumb – 60% mortalitate; 8 mg/l Pb+ 4 mg/l Zn – 65% mortalitate; 8 mg/l Pb + 8mg/l Zn – 15% mortalitate; 8 mg/l Pb + 8mg/l Zn – 5% mortalitate ([NUME_REDACTAT], 2000).

Mormoloci de Bufo americanus au fost supuși unui experiment, în care mediile au fost tratate cu concentrații diferite de plumb (0, 500, 700 și 1000µg/l) timp de 144 h. Rezultate: în urma experimentului nu a fost înregistrată moartea nici unui individ ([NUME_REDACTAT], 2000).

Mormolocii de Rana clamitans au fost expuși la concentrații cuprinse între 500 și 1000µg/l timp de 144 h. Rezultate: 750 µg/l nitrat de plumb, după 122h s-au obsevat ușoare disfuncții ale memoriei și asupra răspunsului la diferiți stimuli; 750 – 1000 µg/l, s-a observant o ușoară alterare a aparatului locomotor și a modului de hrănire ([NUME_REDACTAT], 2000).

Mormolocii de Rana catesbeiana au fost expuși la concentrații de nitrat de plumb cuprinse între 500 – 1000 µg/l. Rezultate: în mediile poluate cu concentrații mari s-au observat anomalii comportamentale, motorii dar și modul de hrănire diferit față de indivizii din mediile control ([NUME_REDACTAT], 2000).

CAPITOLUL III

MATERIALE ȘI METODE

Pentru această lucrare s-au folosit ca model pentru cercetare juvenilii de amfibieni prelevați dintr-un mediu acvatic nepoluat cu plumb. Deși rezultatele se referă doar la amfibieni, experimentul a fost mult mai complex. Practic s-au creat ecosisteme acvatice în miniatură cu condiții fzico-chimice ideale. Pașii întregului experiment au fost:

III.1.Prelevarea juvenililor de amfibieni dintr-un ecosistem acvatic izolat de poluatorii industriali.

Amfibienii au fost recoltați la data de 04.06.2012 utilizăndu-se fileul. După prelevare au fost transportați în laborator unde au fost decontaminați cu apă bidistilată. În prealabil s-a pregătit pentru aceștia mediul de control și adaptare: un acvariu cu un volum de 15 l a fost spălat cu apă bidistilată și detergent și apoi a fost clătit în repetate rânduri cu apă bidistilată acidulată. După decontaminare acesta a fost umplut cu 15 l apă bidistilată cu o concentrație de 0µg/l metal.

III.2.Crearea ecosistemului artificial ideal

După ce au fost decontaminați mormolocii au fost introduși mediul de control și adaptare. O pompă de aerare a fost decontaminată și introdusă în acvariu pentru aerare. A fost introdusă ca biomasă vegetală Valisneria spiralis și ca altă biomasă animală gasteropodul Gyraulus laevis. Acestă biomasă a provenit dintr-un acvariu din laborator și a fost decontaminată în prealabil.

Micul ecosistem a fost format din trei specii. Hrana pentru speciile mormoloci si gasteropozi a constat în fulgii folosiți drept hrană pentru pești – TetraMin [NUME_REDACTAT] cu un conținut de min.47% proteine, min.10% lipide, max. 3% fibre, apă max. 6%, fosfor max. 1%. Practic hrana conținea toate elementele necesare pentru creșterea și dezvoltarea mormolocilor și gasteropozilor. Se știa faptul că gasteropozii se hrănesc foarte bine cu acest tip de hrană dar nu și mormolocii prelevați. În cazul acestora s-au făcut obsevații asupra acceptării acestui tip de hrană cu un conținut foarte mare de proteine. După primele minute de la introducerea hranei aceștia au început să se hrănească intens cu hrana pentru pești.

III.3.Perioada de adaptare la noul mediu și de observare a activității mormolocilor

S-a considerat că o săptămână este suficientă pentru adaptarea acestora la mediul fară metale grele în apă bidistilată. În tot acest timp s-a observat comportamentul lor deoarece apa bidistilată nu conține săruri ceea ce ar crește foarte mult presiunea osmotică a acestora. Pe perioada acomodării nu s-a înregistrat nici un incident de mortalitate asupra lor nici asupra celorlate două specii. Mormolocii s-au adaptat foarte bine hrănindu-se și deplasându-se intens (foto.III.1).

III.4.Pregătirea mediilor poluate cu Pb(NO3)2

Ca poluant s-a utilizat soluția standard Pb(NO3)2 1g/l din care s-au făcut diluții succesive pentru a fi atinse concentrațiile dorite.

S-au pregătit 5 acvarii care au fost întâi gradate pâna la volumul de 2,5 l utilizându-se un cilindru gradat. După ce au fost gradate, s-au spălat cu apă bidistilată și detergent iar apoi au fost clătite cu apă bidistilată acidulată. În fiecare acvariu s-au pus câte 2 l de apă din acvariul control de 15 l. Din acvariul control au fost luați un număr aproximativ egal de mormoloci astfel încât biomasa să fie aceeași în toate cele șase medii. La fel s-a procedat cu biomasa vegetală și cea a gasteropodelor. Biomasa acvariului control a fost împărțită aproximativ în mod egal pentru cele șase medii.

Mediile au fost poluate cu Pb(NO3)2 pentru a se ajunge la diferite concentrații. Acvariul control nu a fost poluat. Concentrațiile nu au fost alese la întâmplare, astfel cea mai mică concentrație a fost de 10µg/l Pb – concentrația maximă admisă din apa potabilă conform [NUME_REDACTAT] Ape și concentrația de 200µg/l – relativ mică comparată cu alte studii experimentale de acest gen. Între aceste concentrații s-au ales diferite valori pentru a se vedea capacitatea de bioacumulare a plumbului de către mormoloci.

Într-un balon cotat de 100 ml s-a diluat de 100x soluția standard apoi pentru a ajunge la concentrațiile dorite, din soluția standard A s-a luat următoarele volume:

2 ml standard A pentru 10µg/l Pb – acvariul I

10 ml standard A pentru 50µg/l Pb – acvariul II

20 ml standard A pentru 100µg/l Pb – acvariul III

30 ml standard A pentru 150µg/l Pb – acvariul IV

40 ml standard A pentru 200µg/l Pb – acvariul V

0 ml standard A pentru 0µg/l Pb – acvariul control

III.5.Perioada de expunere în mediile poluate cu Pb(NO3)2

După ce mediile a fost poluate s-a notat timpul t(0) – ora și data începerii expunerii la poluant (fotoIII.2). Experimentul s-a desfășurat timp de o săptămănă. În acest timp s-au făcut observații asupra celor șase acvarii pentru a se vedea actvitatea mormolocilor. În tot acest timp au fost hrăniți cu același tip de hrană ca în perioada de adaptare. Sa observat că în ultima zi de expunere apa din acvariul V era mult mai limpede ca in celelalte acvarii (fotoIII.3).

După perioada de o săptamână nu a murit nici un individ și nici nu au prezentat simptome de disfuncții neurologice.

III.6.Prelevare organismelor în funcție de fiecare specie în parte din mediile acvatice și depozitarea lor la -18⁰C în vase Petri decontaminate

III.7.Determinarea juvenililor de amfibieni după aparatul bucal(fotoIII.4)

III.8.Măsurarea mormolocilor din fiecare acvariu

Fiecărui individ s-a măsurat lungimea totală pentru a se vedea dacă există vreo diferență semnificativă a toxicității plumbului asupra dezvoltării notocordului (fotoIII.5).

!!! IMPORTANT: Din acest moment s-au utilizat doar materiale noi din plastic, fără nici un instrument metalic pentru a se evita contaminarea probelor. Acest lucru este crucial pentru analiza corectă a datelor. Probele s-au manevrat cu pensete din plastic și s-au purtat mănuși din cauciuc !!!

III.9.Uscarea și mojararea probelor

După de au fost măsurați, toate probele au fost puse la uscat timp de 48h și apoi au fost mojarate. După fiecare mojarare ustensilele au fost decontaminate (fotoIII.6 și fotoIII.7).

III.10.Cântărirea probelor

După mojarare, datorită împărțirii aproximativ egale a mormolocilor în cele șase acvarii masa totală din fiecare mediu a fost de aproximativ 0,3g. Cântărirea s-a făcut la o balanță cu o sensivitate de cantărire minimă de 0,0001g (fotoIII.7).

III.11.Digestia probelor

Masa cântărită a mormolocilor din fiecare acvariu a fost supusă digestiei metalice în vase speciale. În fiecare vas s-au adăugat câte 5 ml HNO3 (35% ultrapur). [NUME_REDACTAT] a fost programat pentru digerarea probelor organice de origine animală. În timpul digestiei și după, substanța organică a fost în ce mai mare parte vaporizată rămânând doar substanța anorganică formată din compuși metalici și săruri (fotoIII.8). Probele din fiecare vas de digestie a fost transferat în câte un balon cotat de 100ml. După acesta a fost adus la semn cu apă bidistilată. Fiecare balon a fost în prealabil decontaminat și notat mediul din care provine proba. Aceasta a fost prima diluție a probelor.

III.12. [NUME_REDACTAT] cu [NUME_REDACTAT] (AAS)

Pentru analiza plumbului s-a folosit cuptorul de grafit cu ardere de argon. Întâi a fost selectată lampa cu transmisie de electroni de plumb (foto III.9) apoi s-au făcut setările pentru rularea programului de calibrare și analiză. Calibrarea s-a realizat utilizând soluție standard de Pb(NO3)2 diluată până la 50 µg/l. Corectitudinea calibrării a fost afișată de către curba de calibrare (fig. III.10) și valoarea erorii maxime admise.

III.13. Analiza probelor

După calibrare, probele au fost analizate automat rulându-se programul prestabilit. Prima citire nu a putut fi facută deoarece probele din baloanele cotate erau prea concentrate. S-a facut astfel o diluție de 20x mai mare în alte baloane cotate. Această diluție reprezintă baza noi metode de calcularea acumulării metalelor din mediu. Practic, probele au fost diluate în 2000ml apă bidistilată echivalentul volumelor acvariilor poluate. Această diluție schimbă modalitatea de analiză a bioacumulării metalelor grele de către organismele acvatice. După acestă diluție, probele au fost analizate cu succes (fig. III.11).

III.14. Prelucrarea statistică a datelor

Pentru prelucrarea datelor a fost utilizat programul R versiunea 2.15.1 și [NUME_REDACTAT] Excel 2007. Ca principale teste statistice au fost uitilizate Two-samples t-test și One-way ANOVA pentru a vedea dacă există diferențe semnificative între mormolocii din mediile poluate cu concentrații diferite de plumb. Datele din toate mediile au fost comparate cu datele din mediul control pentru a se vedea efectul poluării cu plumb.

CAPITOLUL IV

REZULTATE ȘI DISCUȚII

Datele s-au împărțit în două mari analize: bioacumularea plumbului de către mormoloci, respectiv efectul concentrațiilor de plumb asupra creșterii și dezvoltării acestora.

IV.1. Analiza bioacumulării de către mormoloci a plumbului

După analizele făcute la AAS au fost obținute valorile concentrațiilor de plumb din mormolocii din fiecare mediu (tabelul VI.1). Acestea au fost conform predicțiilor: concentrația de plumb din țesuturi a crescut direct proporțional cu concentrația mediului.

Având valorile concentrațiilor de plumb din mormoloci, timpul de expunere și a concentrația inițială a indivizilor din mediul control, s-au putut dezvolta noi formule de calcul diferite față de cele folosite pentru analiza bioconcentrării și bioacumulării. Diluția experimentală și valorile de plumb analizate în organisme sunt baza unei noi metode de analiză a absorbției, bioconcentrării și bioacumulării total diferite față de cea standard – METODA VOLUMETRICĂ, o metodă încă prototip creată neintenționat, neîntâlnită în literatura de specialitate, cu mult diferită față de cea standard. Inițial nu s-a avut drept scopt crearea unei noi metode de analiză a bioacumulării metalelor grele.

Ideea este foarte simplă, organismele sunt folosite drept vectori ai metalului și în urma digestiei acide sunt transformate într-o soluție care este adusă la același volum de apă cu al mediului în care au trăit (fig.VI.1).

METODA VOLUMETRICĂ permite calcularea cu precizie a capacitații de bioaccumulare a organismelor din acest studiu. Pentru acestă metodă întreaga biomasă a speciei din experiment trebuie folosită. Metoda a putut permite formularea unor noi indici esențiali pentru viitoarele studii pe metale grele, bioacumulare, fitoremediere, valori ale toxicității etc.

Coeficientul de Plumb al organismului:

Formula: CPbO =

CCx = concentrația de plumb citită a speciei din fiecare mediu la AAS

CC0 = concentrația de plumb citită a speciei din mediul control nepoluat la AAS

Acest inidice arată de câte ori a crescut concentrația de metal, în acest caz a plumbului, în fiecare mediu, față de concentrația inițială care au avut-o toate organismele înainte de a începe experimentul (tabelul IV.2 și fig. IV.2)

Indicele arat clar cum în mediul 5 (200µg/l), concentrația de Plumb din organism a crescut de mai mult de 94 de ori față de concentrația inițială pe care au avut-o organismele înainte de pătrunderea poluantului în mediu.

Rata de acumulare a plumbului organism/mediu:

RAPb O/M =

CCx = concentrația de plumb citită a speciei din fiecare mediu la AAS

CC0 = concentrația de plumb citită a speciei din mediul control nepoluat la AAS

CMx = concentrația de plumb din fiecare mediu de la începutul experimentului

Rata de acumulare a plumbului organism mediu este de fapt indicele BCf (factorul de bioconcentrare) care în mod normal arată de câte ori a este mai mare concentrația de metal din organism față de cea din mediu. În mod normal are valoarea peste 1 și rar sub valoarea 1. În cazul acestui indice valoarea maximă este 1 ceea ce arată factorul de transfer al metalului (în acest caz plumbul) din mediu în organism. Acesta este mult mai exact și poate fi folosit în determinarea optimului de absorbție al metalelor în procesele de fitoremediere. Tot acest indice arată viteza de absorbție a metalului dar și capacitatea de reținere a acestuia (fig.IV.2).

Se poate observa din fig.IV.2 că în mediul poluat cu cea mai mică concentrație de Pb(NO3)2 mormolocii au absorbit cel mai repede poluantul. Verificarea acestui potențial indice trebuie făcută într-un nou experiment pentru a se vedea cât de relevantă este pentru viitoarele studii dar fară plante sau alte specii de animale acvatice și apoi repetat experimentul. Acest indice dacă va fi validat ar putea explica mecanismul fizico-chimic de absorbție la nivel celular.

Concentrația de plumb acumulată/Zi (24h):

CPbA/Zi =

CCx = concentrația de plumb citită a speciei din fiecare mediu la AAS

CC0 = concentrația de plumb citită a speciei din mediul control nepoluat la AAS

nZ = numărul zilelor de expunere la acțiunea poluantului

Deși acest indice se află în stadiul de prototip (fig.IV.3) poate fi validat printr-un nou experiment cu medii cu aceleași concentrații care să fie analizată bioacumularea metalului în fiecare zi. METODA VOLUMETRICĂ ar putea face estimări ale bioacumulării metalelor grele cu precizie pe diferite durate de timp știind timpul de expunere al organismelor la polunat.

Pe același principiu, transformând orele în unități de timp mai mici, bioacumularea metalelor grele poate fi calculată pe oră, minut, secundă și chiar milisecundă (fig.IV.4, fig.IV.5 și fig.IV.6).

Analiza statistică a datelor

Fig.IV.7 demonstrează în primul rând bioacumularea plumbului în mormoloci prin ultima valoare care tinde să urce la infinit sugerând neatingerea capacității maxime de absorbție a metalului din mediu. Conform acesteia dacă ar mai fi metal disponibil în apă s-ar acumula foarte repede în corpul amfibienilor. Variația concentrațiilor din organisme este direct proporțională cu cea a mediului, ceea de demonstrează corectitudinea diluțiilor făcute pentru a polua mediile acvatice. Tendința coeficientului de plumb din organisme este acceași cu cea a concentrației de metal deoarece acest indice derivă din valorile concentrației. În graficul variației concentrației de plumb se poate observa foarte clar delimitarea a trei zone de bioacumulare, cea mai mică fiind cuprinsă între Mediul 1 (10µg/l) și Mediul 2 (50µg/l). Pentru a vedea dacă există diferențe semnificative între concentrația de plumb din mediu și cea din organisme a fost aplicate t-test și ANOVA one-way care au arătat cu certitudine că există o diferență semnificativă între valorile din mediu și organisme.

Din fig.IV.8 se observă rata de acumulare care este cea mai mare în Mediul 1 (10µg/l), ceea ce arată că la o poluare bruscă cu o concentrație mică de Pb(NO3)2 , compusul pe bază de Pb pătrunde foarte ușor în organism. Este foarte interesant mecanismul cinetic care nu poate fi concluzionat încă în acest experiment dar poate forma o ipoteză foarte interesantă: datorită micului ecosistem, în Mediul 1 planta și gasteropodul nu au reușit să aibă o viteză suficient de mare mare pentru a absorbi rapid plumbul din apă asemeni mormolocilor – De ce mormolocii au viteza de absorbție așa de mare la o semenea concentrație care este legălă pentru apa potabilă? Unul dintre răspunsuri s-ar găsi în analiza proteinelor metalice, care datorită perioadei de adaptare din mediul cu apă bidistilată au putut elimina unii ioni metalici lăsând spațiu de legare pentru plumb. Ipoteza este susținută și de fig.IV.9 în care este demonstrată capacitatea de eliminare a Pb din organism între valorile concentrațiilor dintre Mediul 1 (10µg/l) și Mediul 2 (50µg/l). Logaritmând valorile concentraților mediilor și comparând cu cele ale organismelor poate fi observată clar capacitatea de excreție a plumbului din organisme între mediile 1-2.

Se observă în fig.IV.9 capacitatea de eliminare a plumbului de către mormoloci când mediul are concentrația cuprinsă între 10µg/l și 50µg/l prin distanța foarte mare între cele două valori. Această distanță se micșorează cu cât crește concentrația de metal din mediu. Acest rezultat conduce spre formarea unei idei despre transportul metalelor intracelular de către posibilele proteine metalice sau alte elemente celulare. [NUME_REDACTAT] continuu metalic ciclic celular, este explicată în această lucrare în Capitolul V – Aplicații ale noii metode – Fluxul continu metalic ciclic celular. Această teorie ar demonstra bioacumularea celulară.

IV.2 Analiza statistică a creșterii și dezvoltării mormolocilor la diferite concentrații de plumb din mediu

Deoarece mormolocii au fost prelevați aleatoriu în funcție de biomasa din mediul nepoluat, măsurarea lungimii lor s-a efectuat după experiment și s-a comparat cu cea din mediul control. Pentru această analiză s-a folosit lungimea totală deoarce punctul de plecare a fost dezvoltarea notocordului. Având în vedere că plumbul concurează cu fierul și calciul ipoteza a fost : Cu cât crește concentrația plumbului din fiecare mediu, creșterea și dezvoltarea notocordului mormolocilor ar trebui să fie afectată direct proporțional. Datele măsurătorilor sunt prezentate în fig.IV.10, fig.IV.11 și fig.IV.12.

În fig.IV.13 sunt evidențiate mediile lungimilor totale ale mormolocilor din fiecare mediu (banda întunecată), intervalul interquartil (intervalul de variație), “mustățile”(sunt de 1,5 mai mari decât intervalul de variație și punctele extreme considerate de cele mai multe ori aberații. Se poate observa doar o singură valoare aberantă în cazul mormolocilor din Mediul 2. Deși mediile, intervalele de variație si mustățile variază în fiecare mediu s-a realizat t-test și ANOVA one tail pentru a vedea daca există o diferență semnificativă a lungimilor mormolocilor din mediile poluate și mediul control. În toate cazurile testele au arătat că nu există nici o diferență semnificativă în ceea ce privește creșterea și dezvoltarea mormolocilor în urma aplicării poluantului. Pentru a demonstra 100% acest fapt s-au corelat lungimile totale ale mormolocilor din fiecare mediu poluat cu lungimile totale ale celor din mediul control (fig.IV.14).

După analiza mediilor valorilor luate două câte două (fig.IV.15), rezultatele au aratat că mormolocii s-au dezvoltat la fel în toate mediile și concentrațiile de plumb deși acumulate în corpul acestora nu le-a influențat creșterea și dezvoltarea în principal al notocordului. Observațiile făcute pe tot parcursul experimentului nu au arătat disfuncții motorii iar mortalitatea a fost zero. Deși concentrațiile utilizate au fost cu mult mai mici față de alte studii rezultatele sunt promițătoare. Ca această tehnică să fie în totalitate acceptată experimentul trebuie repetat de cateva ori și apoi comparate datele.

CAPITOLUL V

APLICAȚII ALE NOII METODE

METODA VOLUMETRICĂ a cărei rezultate au fost prezentate în Capitolul IV nu poate fi direct acceptată deoarece a fost utilizată doar în acest studiu. Încă trei astfel de experimente cu rezultate bune sunt necesare pentru a confirma potențalul acestei metode.

Metoda ar avea foarte multe aplicații în ceea ce privește impactul antropic asupra poluării apelor cu metale grele provenite din activitățile umane dar și înțelegerea la nivel molecular a toxicității acestora.

V.1. Calcularea riscului de impact în cazul unei catastrofe asemeni celei din Ungaria (oct.2010) – METODA FRACȚIONĂRII METALELOR DE ÎNTREG ECOSISTEMUL ACVATIC

Deși datele din acest studiu s-au axat pe bioacumularea plumbului și efectele acestuia pe termen scurt asupra mormolocilor, mediile experimentale au fost practic ecosisteme simple fromate din trei specii diferite – macrofită acvatică, amfibieni și gasteropod. Problema cea ma mare a ecosistemul a fost eliminarea factorilor fizico-chimici și a sedimentelor deoarece a fost utilizată doar apă bidistilată. În ciuda acestui fapt s-a putut crea o imagine a fracționării concentrației de plumb din mediu.

Deși au fost analizate și concentrațiile de plumb din toate speciile iar biomasele au fost aceleași, cea mai mare concentrație a absorbit-o macrofita dar începând cu Mediul 2 (50µg/l) deoarece în Mediul 1 (10µg/l) mormolocii au avut cea mai mare viteză de absorbție. În medie vitezele de absorbție au fost: macrofită > mormoloci > gasteropod. De aici poate fi formulată o ipoteză: Viteza de absorbție a plumbului într-un ecosistem acvatic este diferită în funcție de ficare specie în parte, la concentrații diferite ale poluantului (fig.V.1). Într-un ecosistem nu doar factorii biotici împart cantitatea de metal ci întreg ecosistemul. Orice parte a ecosistemului acvatic poate avea capacitatea de a absorbi și concentra metalul dizolvat în apă (fig.V.1).

Pe o perioadă lungă de timp metalul dizolvat în apă este concentrat diferit biotă și sedimente (fig.V.1). În funcție de capacitatea de viteza de absorbție care poate fi calculată experimental poate fi anticipat traseul concentrațiilor metalului pe întreg ecosistemul. Acest fapt este studiat de multă vreme, transferul metalului greu la nivelul rețelelor trofice dar nu se poate sti exact care a fost concentrația inițială de metal greu din apă și cum a fost fracționată. Metoda volumetrică arată fracționarea concentrației ințiale de metal greu din apă și distribuirea acesteia dacă este aceeași în toata masa apei.

Experimental a fost calculată viteza absorbție și acumulare a plumbului la mormoloci dacă în mediu ar pătrunde accidental metale grele, în acest caz plumbul. Experimental poate fi calculat riscul de impact și refacerea ecologică în cazul unei catastrofe precum celei din Ungaria asupra biotei dintr-un râu spre exemplu (fig.V.2). Calculând factorul de diluție al poluantului, biomasa diferitelor specii, viteza de absorbție si de acumulare a fiecărui element în parte, poate fi făcută o imagine asupra impactului. Cunoscând acești parametrii dinaintea catastrofei pot fi luate măsuri pentru aplanarea dezastrului și reducerea acestuia la minimul posibil. Poate fi cunoscută dinainte perioada de timp până când concentrația metalelor grele vor atinge punctul critic al toxicității în organisme.

Metoda după cum a fost explicată și mai sus poate fi pusă in practică experimental utilizându-se micro-ecosisteme identice din puctul de vedere fizico-chimic cu cel al ecosistemului studiat. Pentru calcularea fracționării metalelor pot fi selectate organismele țintă care se află în cea mai mare biomasă în acel ecosistem raportat la cantitatea sedimentului. Odată fianlizat experimentul, rezultatele poat fi raportate la întreg ecosistemul țintă și poate fi făcută imaginea impactului cu foarte mult timp înaintea producerii sale.

V.2 Fluxul continuu metalic ciclic celular

Această ipoteză are la bază rezultatele obținute în urma experimentului care arată efectele concetrațiilor de plumb asupra mormolocilor în ceea ce privește creșterea și dezvoltarea acestora. Efectele toxice ale plumbului au fost studiate de foarte multă vreme în special asupra omului. S-a demonstrat cu certitudine că acesta poate înlocui calciul și fierul. Întrebarea rămâne de ce plumbul are această capacitate și care este mecanismul de pătrundere a acestuia în celule și de eliminare a acestor două metale esențiale în procesele biochimice.

În fig.V.3 și fig.V.4 sunt comparate elementele majore întâlnite în scoarța terestră și cele din corpul uman. De exemplu în corpul lui Dave, elementele chimice care se gasesc în cea mai mare cantitate sunt: H2, O2, N2, C, P, K, Ca, Na, Mg. Corelate cu procentul din scoarța terestră și cu alte studii s-ar putea crede ca multe organisme au evoluat datorită concentrării acestor la suprafață. Probabil că primele organisme aveau o structură moleculară cu mult diferită față de cele actuale. Întrebarea rămâne de ce au nevoie de diferite metale și ce rol au. Explicații și studii sunt foarte multe în legătură cu rolul metalelor esențiale. Un lucru este clar, organismele au capacitatea de a exploata metalele aflate în cea mai marea cantitate la suprafața litosferei cu cel mai mare potențial energetic.

Desigur acestea nu s-au concentrat toate în aceeași cantitate și în același timp. Ultimele studii au arătat cum au început cianobacteriile și plantele să exploateze cuprul pentru a forma noi compuși proteici. Acesta a început să fie exploatat odată cu concentrarea sa la suprafață. În cazul calciului este mult mai interesant. O ipoteză ar fi: Apariția vertebratelor a început odată cu concentrarea calciului în apele de suprafață, apariția proteinelor care îl puteau exploata și depozita. O ipoteză prin care ar putea fi explicat rolul calciului și fierului pentru organisme. Plumbul prin capacitatea sa de a substitui aceste elemente ar demonstra rolul acestor metale și mai mult.

Ipoteză: în cazul unor vertebrate și nu numai, calciul și fierul nu pătrund prin pompele ionice ci sunt capturați de către proteine speciale care se află în aceste pompe numite teoretic drept “proteine undițar” (fig.V.5). Acestea au rolul de a sechestra moleculele de calciu și fier, ca mai apoi să le transporte în interiorul celulei. De acolo ar fi preluați de către “proteine exploatante” (fig.V.5) care ar utiliza o parte din energia nucleului de calciu folosită pentru orbitarea electronilor. Proteinele undițar ar putea face o selecție a metalelor necesare celulei pentru a putea fi exploatate. Practic aceste metale ar reprezenta “bateriile” celulelor care ar furniza energia necesară pentru a lega diferite proteine sau alți compuși.

Această energie poate fi utilizata pentru a forma diferite structuri proteice (fig.V.6).

Calciul legat de proteina exploatantă (fig.V.6) începe să fie ultilizat pentru extragerea energiei necesare formării legăturilor proteice. Metaloproteinele nelegate încep a forma structuri complexe odată cu începrea furnizării energiei de către proteinele exploatante. Energia din atomul de calciu ar fi utilizată de către proteine ar fi energia de rotație a electronilor. Prin sustragerea celor doi electroni de pe ultimul strat rămâne un potențial energetic foarte mare care ar putea fi transformată de către proteine în energie de legătură. În zona de legare a proteinelor de proteina exploatantă s-ar forma o “proteină detonatoare” care ar avea ca scop decuplarea structurilor proteince formate de proteina exploatantă. Proteina detonatoare eliberează energia de decuplare acumulată când energia de rotație a electronilor atomului de calciu scade. Din acest moment proteina exploatantă eliberează cei doi elecroni sustrași pe orbitele inițiale dar energia lor de rotație este cu mult diminuată datorită utilizării sale pentru formarea structurilor proteice.

După repoziționarea electronilor, s-ar putea forma “proteine marker” legate permanent de atomul de calciu care a fost exploatat (fig.V.7). Acestea ar avea rolul de a inhiba capturarea calciului de către alte proteine undițar odată scos din celulă. Practic proteina exploatantă după extragerea energiei din calciu ridică atomul către pompa membranară unde se refac legăturile proteinelor undițar iar acestea îl scot din celulă iar la exterior, energia de capturare fiind foarte slabă atomul este eliberat, urmând ca alt atom de calciu neexploatat să fie înlocuit.

Înlocuirea calciului și fierului de către plumb: este demonstrat ștințific apariția unor metaloproteine esențiale în organisme odată cu concentrarea metalelor la exteriorul scoarței terestre. Pătrunderea plumbului în celulă s-ar putea datora configurației sale electronice și anume a electronilor de pe ultimul strat respectiv (fig.V.8) amprenta energetică care ar putea păcăli proteinele undițar. Acesta este capturat de proteinele undițar și apoi este introdus în celulă unde se leagă de proteinele explotante. Acestea încep să îi exploateze energia dar nu reușesc deoarece ele sunt specializate pe anumite metale. Nereușind exploatarea energiei, proteinele exploatante îl scot din celulă dar masa atomică este prea mare (fig.V.9) și nu pot obține energie pentru această acțiune rămânând legate de plumb în celulă. Astfel formarea unor proteine depenente de metalele pe care le înlocuiește plumbul se întrerupe rezultând disfuncții celulare și în final moartea lor.

CONCLUZII

În acest studiu s-au pus în parctică o serie de formule noi pentru calcularea bioacumulării plumbului în ecosistemele acvatice. Metoda volumetrică implică diluții succesive echivalente cu volumul apei din mediu. Diluțiile mari elimină eroarea de contaminare accidentală în urma pregătirilor probelor pentru analize. Datorită rezulatelor obținute în urma prelucrării datelor se poate afirma:

pe termen scurt mormolocii au reușit să își crească semnificativ cantitatea de plumb din organism, ca urmare a contaminării mediului de viață, de până la 94x față de cei mediul necontaminat;

în mediul cu concentrația de 10µg/l (concentrația maximă admisă din apa potabilă) organismele au avut cea mai mare rată de bioacumulare dar s-a observat prin corelații că pot elimina foarte ușor plumbul din corpul lor la acest nivel;

pe o perioadă scurtă de timp creșterea notocordului nu a fost influiențată de către acțiunea plumbului la nivel celular prin înlocuirea calciului, explicația ar fi concentrația ridicată de calciu din hrană care ar reduce această înlocuire dar sunt necesare noi experimente pentru a demonstra cu precizie această concluzie;

deși nu au fost prezentate datele analizelor celorlalte specii din micile ecosisteme acvatice, se pare că organismele vegetale au cel mai mare potențial de bioacumulare pe termen scurt și ar putea fracționa metalul într-o cantite mult mai mare protejând astfel organismele animale;

experimentul a dus la formarea unei ipoteze noi asupra pătrunderii metalelor în celule și rolul acestora ca baterii energetice pentru formarea diferitelor legături chimice, ipoteză care poate fi validată sau infirmată în viitoarele experimente și prin analize moleculare mult mai complexe;

metoda poate fi pusă în practică cu succes pentru calcularea factorului de impact în cazul unei posibile catastrofe asemeni celei din Ungaria 2010 deoarece bazine de decantare și depozitare cu metale grele sunt numeroase și nesigure;

prin acest experiment s-au formulat noi indici pentru calcularea bioacumulării metalelor grele de către organisme din mediu (CPbO, RAPb O/M, CpbA/T) prin care ar fi posibilă exprimarea bioacumulării chiar și pe o milisecundă;

Experimentul necesită să fie repetat de mai multe ori și pe alte metale pentru ca metoda să fie validată. Rezultatele au fost analizate de numeroși experți în timpul a două seminarii științifice la Universiteatea din Konstanz, Germania iar părerile au fost împărțite neputându-se da un verdict asupra metodei și ideilor.

[NUME_REDACTAT] S., Uzairu, Kagbu J. and Okunola O., 2012, – Assessment of heavy metals bioaccumulation by Eleusine indica from refuse dumpsites in [NUME_REDACTAT], Nigeria, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(9), pp. 153-160.

Abolanle S. Adekunle, Olusegun O. Odukoya, Joseph G. Ayenimo1, John A. O. Oyekunle1, Winston O. Doherty1, Bhekie B. Mamba and Michael S. Akanni1, September 2012,- Removal of heavy metals from industrial effluents by water hyacinth (Eichornia crassipes), Ed. [NUME_REDACTAT], Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(11), pp. 203-211.

Agneta Göthberg, [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2002,- ACCUMULATION OF HEAVY METALS IN WATER SPINACH (IPOMOEA AQUATICA) CULTIVATED IN THE BANGKOK REGION, THAILAND, Ed. [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and Chemistry, Vol. 21, No. 9, pp. 1934–1939.

Alaa G. M. Osman , Imam A. Mekkawy, [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2007 -Effects of lead nitrate on the activity of metabolic enzymes during early developmental stages of the African catfish, Clarias gariepinus (Burchell, 1822), Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] Biochem 33:pp.1–13

[NUME_REDACTAT] Ronco , [NUME_REDACTAT] , [NUME_REDACTAT] , Luis Muñoz , [NUME_REDACTAT] and Miguel N. Llanos, 2010, – Lead and [NUME_REDACTAT] in Women with [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT], Ed.[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 136:pp.269–278.

B. V. L’vov, 2005, – [NUME_REDACTAT] of [NUME_REDACTAT] Spectrometry, Journal of [NUME_REDACTAT], Vol. 60, No. 4, pp. 382–392. Trdus din [NUME_REDACTAT] Khimii, Vol. 60, No. 4, 2005, pp. 434–446.

Betty J. Locey, [NUME_REDACTAT] and Shirley B. Radding and [NUME_REDACTAT], 1998, – Encyclopedia of toxicology, vol 2,Ed. [NUME_REDACTAT], pag 232-233.

Birgit M. Braune, Anton M. Scheuhammer, [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], 2012, – Toxicity of methylmercury injected into eggs of thick-billed murres and arctic terns, Ed.Springer, Ecotoxicology, 21:pp.2143–2152.

Christopher W. Hickey and William H. Clements, 1998, – EFFECTS OF HEAVY METALS ON BENTHIC MACROINVERTEBRATE COMMUNITIES IN NEW ZEALAND STREAMS, Ed. [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and Chemistry, Vol. 17, No. 11, pp. 2338–2346.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2012, – Does glyphosate impact on Cu uptake by, and toxicity to, the earthworm Eisenia fetida?, Ed.Springer, Ecotoxicology, 21:pp.2297–2305.

E. Makrlík and P. Vańura, 2006, – Extraction of lead from water into nitrobenzene by using strontium dicarbollylcobaltate in the presence of benzo-15-crown-5, Ed. Springer, Journal of Radioanalytical and [NUME_REDACTAT], Vol. 267, No.2, pp.461–463.

G. Garcia-Garcia, E. A. Picazo-Paez, S. Nandini, and S. Sarma, 2007, – Combined effects of sediment and lead (PbCl2) on the demography of Brachionus patulus (Rotifera: Brachionidae), Ed.Springer, Hydrobiologia 593:pp.209–218.

H. Lefcort, R. A. Meguire, L. H.Wilson and W. F. Ettinger, 1998, – [NUME_REDACTAT] Alter the Survival, Growth, Metamorphosis, and [NUME_REDACTAT] of [NUME_REDACTAT] Frog (Rana luteiventris) Tadpoles, Ed. Springer, Arch. Environ. Contam. Toxicol. 35, pag. 447–456.

Hendrik Küpper, Frithjof Küpper and [NUME_REDACTAT], 1998, – In situ detection of heavy metal substituted chlorophylls in water plants First publ. in: [NUME_REDACTAT] 58, 2, pp. 123-133.

[NUME_REDACTAT], 1986, – Concentration and annual accumulation values of heavy metals in lake sediments: Their significancein studies for the history of heavy metal pollution, Hidrobiologia, pp. 379-385.

Jimoh, T. O., Buoro, A. T. and Muriana, M., 2012, – Utilization of Blighia sapida (Akee apple) pod in the removal of lead, cadmium and cobalt ions from aqueous solution, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 178-187.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2002, -High blood lead level among garage workers in Bangkok, public concern is necessary, [NUME_REDACTAT] Publishers, BioMetals 15: pp.367–370.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2008, – Lead exposure study among workers in lead acid battery repair units of transport service enterprises, [NUME_REDACTAT], Ethiopia: a cross-sectional study, Journal of [NUME_REDACTAT] and Toxicology, 3: pp.30.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT], 2001, – Chemical binding of heavy metals in anoxic, [NUME_REDACTAT] Ltd. , Wat. Res. Vol. 35, No. 17, pp. 4086–4094.

Ludmila N. Bakhireva, Andrew S. Rowland, Bonnie N. Young, [NUME_REDACTAT], Sharon T. Phelan, [NUME_REDACTAT], William F. Rayburn and [NUME_REDACTAT], 2012, – Sources of [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] in [NUME_REDACTAT], Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] Health J.

[NUME_REDACTAT] , Antoni Solé , [NUME_REDACTAT] & [NUME_REDACTAT], 2011, – Bacterial community composition characterization of a lead-contaminated Microcoleus sp. consortium, Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 18:pp.1147–1159.

Mohamed A. Hamed, Lamiaa I. Mohamedein and Mohamed A. El-Sawy, October 2012, – Physiochemical analysis and speciation of heavy metals in wastewater and sediment samples from the Suez province in Egypt, Ed. [NUME_REDACTAT], Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(12), pp. 222-228.

N. Li , Z. L. Yu , L. Wang , Y. T. Zheng , J. X. Jia , Q. Wang , M. J. Zhu , X. H. Liu , X. Xia, W. J. Li, 2009, – [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] the Activity of TNF-α and Expression of SNARE Complex in Hippocampus of [NUME_REDACTAT], Ed.[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 132: pp.227–238.

O. A. Amin, L. I. Comoglio, E. M. Rodriguez, 2003, – Toxicity of Cadmium, Lead, and Zinc to [NUME_REDACTAT] of Lithodes santolla (Decapoda, Anomura), Ed. Springer, Bull. Environ. Contam. Toxicol. 71: pp.527–534.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] Lawson and [NUME_REDACTAT] Marfo, 2012, – Potentials of Synedrella nodiflora and Sida fallax growing naturally around an abandoned railway station for phytoextraction of heavy metals, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 188-194.

P. Kar and M. Misra – Use of keratin fiber for separation of heavy metals from water, Journal of [NUME_REDACTAT] and Biotechnology, 2004, pp.1313-1319.

R. K. Meindinyo and E. O. Agbalagba, 2012, – Radioactivity concentration and heavy metal assessment of soil and water, in and around Imirigin oil field, Bayelsa state, Nigeria, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(2), pp. 29-34, 22.

Richard V. Anderson, 1978, – The effects of lead on oxygen uptake in the crayfish Orconectes virilis (Hagen), Bull. Environm. [NUME_REDACTAT] 20: pp. 394-400.

[NUME_REDACTAT], Ph.D, 2000, – Hanbook of Chemical risk assessment- HEALTH HAZARDS TO HUMANS, PLANTS AND ANIMALS, vol 1, Metals, Ed. [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT], pag 201-290.

S. Singh, M. Zacharias, S. Kalpana and S. Mishra, 2012, – Heavy metals accumulation and distribution pattern in different vegetable crops, Journal of [NUME_REDACTAT] and [NUME_REDACTAT]. 4(10), pp. 170-177.

Shayne C. Gad and [NUME_REDACTAT], 2005,– Encyclopedia of toxicology, second Edition, vol 2, Ed. Elsevier, pag 705-709.

Selçuk Șimșek and [NUME_REDACTAT], 2012, – Uranium and lead adsorption onto bentonite and zeolite modified with polyacrylamidoxime, Ed. Springer, J. [NUME_REDACTAT]. Chem. 292: pp.41–51.

[NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] and John P. Giesy, 2009, – Distribution of Copper, Cadmium, and Lead in Soils from [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] of Beijing, China, Ed. Springer, [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] 82:pp.378–383.

*** DIRECTIVA 98/83/CE A CONSILIULUI din 3 noiembrie 1998 privind calitatea apei destinate consumului uman 1998L0083 —RO — 07.08.2009 — 002.001— 1

http://www.gold2live.com/Blog-High-Grade-Colloids.html?entry=secrets-of-colloidal-gold

http://www.thecanadianencyclopedia.com/articles/metallurgy

http://www.webelements.com

http://www.chemicalelements.com