Concentra ția de pigmenți asimilatori și peroxidarea [609426]

1
UNIVERSITATEA DIN BUCURESTI
Facultatea de Biologie
Sectia Ecologie si Protectia Mediului

Concentra ția de pigmenți asimilatori și peroxidarea
lipidelor în plante ca indicatori ai efectelor Zn, Cu,
Pb și Cd

1
Student: [anonimizat]: Lector dr Virgil Iordache
Îndrumă tor știintific :CS I Aurora Neagoe

1 Autor:Virgil Alexandru Iordache

2

Multumesc cu ace astă ocazie coordonatorului și îndrumătorului științific
pentru sprijinul oferit pe tot parcursul acestei et ape și biologului
Andrei Ion pentru contribu ția sa în ob ținerea datelor.

3
Cuprins

Introducere: contextul și importanța problemei ………………………….. ………………………….. ……… 4
1.Analiza critică a cunoașterii. ………………………….. ………………………….. ………………………….. … 6
1.1 Indicatori ai poluării cu metale grele. ………………………….. ………………………….. …………… 6
1.1.1 Obiective de monitoring la atingerea cărora servesc indicatorii: evaluarea stării
sistemelor ecologice, evaluarea succesului măsurilor de management ………………………. 10
1.1.2 Tipuri de indicatori pe categorii de ecosisteme ………………………….. ………………….. 14
1.1.3 Indicatori ai poluării cu metale bazati pe variabile ale plantelor ……………………….. 17
1.1.4 Utilizarea concentrațiilor de pigmenți asimilatori ca indicatori ………………………… 27
1.1.5 Utilizarea indicatorilor de stres oxidativ. ………………………….. ………………………….. . 29
1.2 Metode de management al zonelor miniere.Tipuri de surse de poluare si modalitati de
control ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. … 32
1.2.1 Managementul iazurilor de decantare ………………………….. ………………………….. …… 33
Concluziile analizei critice a cunoașterii ………………………….. ………………………….. ………….. 35
2. Studiu de caz. ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………….. 36
2.1 Zona minieră Certej. ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……. 36
2.2 Iazul de la Valea Mealului. Caracteristici generale ………………………….. …………………… 37
2.3 Experimentul de teren de la Valea Mealului: obiective, design, variabile măsurate.
Contribuția persona lă la măsurarea variabilelor ………………………….. ………………………….. … 37
2.4 Efectul variabilelor substratului minier în diferite condiții de amendare asupra
concentrațiilor de pigmenți asimilatori și peroxidării lipidelor (După Cătie șanu si
colab,2017) ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………………… 44
2.5 Discuție: potențialul de utilizare al acestor variabile în monitorizarea restaurării zonelor
poluate cu metale ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………… 51
Concluzii ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. .. 54
Bibliografie ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………………. 55

4

Introducere : contextul și importanța problemei

Problemele de deteriorare ale capitalului natural sunt de regulă mana geriate cu ajutorul
unor activități de monitoring ce implică utilizarea indicatorilor ecologici. Indicatorii ecologici
oferă o imagine de ans amblu asupra schimbărilor stărilor capitalului naural în vederea luării
unor măsuri în funcție de modificările obs ervate. Mai mult, aceștia pot fi utili în urmărirea
efectelor definite ale unor măsuri de management pentru a observa dacă acestea îndeplinesc
scopul pentru care au fost luate.
Adiacent zonelor miniere și a celor ocupate de întreprinderi de procesare a min eralelor
neferoase se manifestă numeroase tipuri de deterioare ca rezultat al poluării cu metale și
materiale care au în compoziția lor metale, reziduuri de la procesare.
Zonele miniere manifestă probleme de management specifice, precum cele de control
al emisiilor de poluanți proveniți din iazurile de decantare si halde de steril prin aplicarea
diferitelor metode de r estaurare si remediere ecologică . Una dintre cele mai apli cate tehnici în
managementul iazurilor și haldelor de steril este fitotemed ierea, datorită sustenabilității sale
ecologice ș i a eficienței sale manageriale. Una dintre cele mai benefice efecte ale acestei tehnici
este de încurajare a proceselor de succesiune ecologică din zonele propuse spre restaurare.
În acest context se pune proble ma alegerii unor indicatori care să folosească la evaluarea
succesului modului de implementare a unor astfel de soluț ii manageriale. Totodată, aceșt i
indicatori ar fi relevanți și în monitorizarea stării ecosistemelor naturale și seminaturale poluate
cu me tale din structura complexelor de ecosisteme afectate de activitățile industriale.
Pornind de la cele de mai sus, scopul ș i obiectivele lucrării de față sunt ilustrate în
Figura 1 :

5

6
1.Analiza critică a cunoașterii.
1.1 Indicatori ai poluă rii cu metale grele.

Poluarea reprezintă una dintre cele mai însemnate că i de det eriorare a unui sistem
ecologic. Aceasta presupune sc himbarea sub influenț a activităților antropice a unităț ii
hidrogeomorfologice prin introducerea de noi compuși în mediu sau prin modificarea mă rimii
param etrilor deja existenț i (Iordache 2009 ). Principal ele surse generatoare de poluanț i sunt
industria, agricultura ș i marile aglomeră ri urbane. (Postolache și Postolache 2000). Poluan ții
sunt acei compuș i care direct sau indirect pot deteriora repartizarea fluxului energetic, a
nivelului de radiaț ii, structura fizico -chimică si abundenț a speciilor. Totodat ă, fenomen ul de
poluare poate fi generat ș i de procese naturale, cum ar fi erup ția unui vulcan.(Pepper și colab,
2006) .
Pentru o înțelegere cât mai clară a fenomenul ui este necesar ca identitatea și natura
poluantului să fie cunoscute (Pepper si c olab.2006). Procedeul de clasificare a poluanților este
unul complex ș i dificil de realiz at deoarece este necesară utilizarea mai multor cri terii de
clasificare. Una di ntre cele mai fezabile modalită ți de clasificare este prezentată în Tabelul 1 și
ține cont de natura poluantului ș i de tipul de compartiment afectat. (Postolache și Postolache
2000).
În trecut, termenul de metal greu era în mod convențional folosit pentru a numi
elementele cu densitate și toxicitate mare, chiar și in concentrații infime. Acesta era unul
colectiv general care se aplica grupurilor de metale sau metaloizilor cu densitate mai mare de
5g /cm3. (Hawkes 1997, citat de D uruibe și colab., 2007). În prezent, criteriul de clasificare nu
mai este utilizat, fiind înlocuit de clasificarea în funcție de proprietățile chimice ale metalelor.
În consecință, acestea se diferențiază și din punctul de vedere al potențialului de bioacu mulare,
al comportamentului în ecosisteme și al ecotoxicității (Nieboer si Richardson -1980, citați de
Iordache 2009).
Spre deosebire de poluanții organici, metalele grele nu sunt biodegradabile, ci doar
imobile și persistente in timp. Majoritatea acestora există sub forma unor complexe cu liganzi
organici și anorganici și sunt clasificate în funcție de preferința acestora față de liganzi în cationi
de tip A (metale alcalino -pamântoase, alcaline, etc), cationi metalici de tip B(Ag si Hg) și
intermediari. Per sistența metalelor în mediu este asociată cu procesul de bioacumulare,
creșterea concentrațiilor de poluanți în mediu având riscuri deosebit de grave datorită efectelor
pe termen lung ale acestora la nivelul sistemelor ecologice. Totodată, un grad ridicat de

7
bioacumulare nu înseamnă neapărat și un potențial ridicat de toxicitate, efectele toxice fiind
diferite pentru fiecare element. Mai mult, este necesar să se facă diferența dintre acumularea
asociată fenomenelor fiziologice, care are loc într -un domeniu restrâns (Zn) și acumula rea
necontrolată (Cd) (Iordache 2009).
Tabelul 1. Clasificarea poluanț ilor ( Preluare după Ramade 1989, citat de Postolache
și Postolache 2000).

Natura poluanților Compartiment/ecosistem afectat

atmosferic continental limnic marin

Poluanți fizici:
-Radiații ionizante
-Poluare termic ă

+
+

+
+

+
+

+
+

Poluanți chimici:
-Hidrocarburi
-Materiale plastic
-Pesticide
-Detergenți
-Diferiti compuși
de sinteză
-Derivați ai sulfului
-Azotati
-Fosfa ti
-Metale grele
-Fluoruri
-Particule minerale

+

+

+
+
+

+
+
+

+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+

+
+
+
+
+
+
+
+
+

+
+
+
+
+

+
+
+

Metalele grele sunt elemente chimice cu caracter omniprezent, esențiale în cantități mici
pentru supravieț uirea orga nismelor, care au devenit poluanți ai sistemelor ecologice odată cu
dezvoltarea industria lă din secolul XVIII (Fabricio și colab. , 2016).

8
Importanța ecologică a metalelor poate fi caracterizată prin determinarea fact orului de
perturbare antropogenă , expri mat prin raportarea intră rilor globale anual e la intrările datorate
activită ților umane. Cele mai î nsemnate valori de Fpa le au Pb, Cd, Cu si Zn (Iordache, 2009) .
Datorită proprietăților chimice ale metalelor și a ubicuităț ii acestora, poluarea cu metale
grele ridică o problemă de mare i mportanț ă în societate . Pătrunderea acestora în lanț urile
trofice, afectează funcționarea sistem elor ecologice, efectele lor resimțindu -se încă de la cel
mai mic nivel de organizare (Iordache 2009 ). Activităț ile antropice răspunză toare de poluarea
cu metale grele sunt industria metalurgică , mineritul, industria chimică , transportul ș i
agricultura (Mahar și colab., 2015).
Efectele ecotoxicologice la nivel individual.
Pentru a exercita un efect toxic, un poluant trebuie să interacț ioneze molecular cu
structurile celulare ale organismului. Astfel, multe efecte tox ice sunt un rezultat al interacțiilor
specifice dintre poluanți și siturile de interacț iune din organisme. Frecvent , situl de acț iune este
localizat î ntr-o proteină , care poate constitui un receptor pentru un mesager chimic s au o parte
componentă a unu i canal de pori prin care există un flux regulat de ioni. (Walker, 2004)
Efectele biochim ice pot duce frecvent la tulbură ri fiziologice ale sistemului nervo s sau
al celui circulator. Aceste tulbură ri pot fi mai apoi diseminate, conducând la tulburarea
întregului organism. Interacț iile de la nive l molecular pot conduce la mutaț ii genetice prin
alterarea indusă de că tre metalele grele a structurii ADN -ului. Cele mai se nsibile la acest tip de
interacț ii sunt microorganismele (Iordache 2009).
Un element chimic poate i ntra într-un organism viu prin una sau mai multe rute de
asimilare. În funcț ie de elementul chimic, de specie ș i de condiț iile mediului , o rută de as imilar e
poate fi dominantă sau mai mult de una pot avea însemnă tate. Eficien ța asimilă rii și gradul de
toxicit ate poate diferi la fiecare rută (Walker si colab., 2012).
Efecte la nivel populaț ional
Populația poate fi definită drept un grup de organisme car e în mod normal aparț ine unei
singure specii. Efectele poluă rii cu metale grele la nivel populaț ional pot fi caracterizate prin
două modalită ți distincte, anume:
1. Prin schimbarea numerică a populației (dinamica populaț iei)
2. Prin schimbarea constituenț ilor ge netici. (Walker, 2014)

9
Oamenii de știintă au demonstrat că odată cu creș terea concentrați ilor de poluant, rata
de reproducere a unei populații des crește sau crește rata mortalită ții, afectând astfel negativ rata
de creștere a populaț iei (Walker și colab. , 2012).
Mărimea populației po ate genera diferite răspunsuri î n cazul pătrunderii poluanț ilor î n
ecosistemul din care aceasta face parte . Postolache și Postolache (2000) au identificat cinci
tipuri de ră spunsuri pe care efectivul populațional le determină , anume:
1. Dispariția populaț iei
2. Reducerea numărului de indivizi până la un anumit grad și
păstrarea efectivului în cazul în care poluarea persistă
3. Creșterea mărimii unei populații ca urmare a ap ariției
fenomenului de rezistenț ă, în cazul poluă rii cronice
4. Creșterea mă rimii po pulaț ionale ca rezultat al recuperării
acesteia după scăderea ințială survenită în urma unei poluă ri temporare
5. Instalarea unei noi populații in locul populaț iei extincte, după ce
poluarea a î ncetat
Unele populaț ii manifestă o anumită tol eranță sau rezistență la interacț ia cu metalele
grele. Toler anța există î n cadrul unui subgrup al populației care este capabil să supraviețuiască
în cazul unor stadii mai înalte de expunere decâ t indivizii normali. Rezistenț a este dob ândită de
întreaga pop ulație, aceasta fiind capabilă să existe în urma expunerii unui nivel ridicat de
poluare. O specie care este rezistentă la expunerea unui poluant poate proveni dintr -o specie
tolerantă , în condițiile î n care genotipul normal al speciei nu este afectat ș i presiunea asupra
speciei este sufi cient de lungă (Iordache 2009).
Cadrul de referinț ă pentru cuantificarea consecințelor poluă rii cu metale grele asupra
unei populaț ii est e ecosistemul (Postolache și Postolache , 2000).
Efectele ecotoxicologice la nivel eco sistemic
Pentru a obține o apreciere corectă și realistă a totalită ții consecințelor poluă rii este
necesar să se studieze structura ș i dinamica ecosistemului. Concentrația și durata de acț iune a
unui poluant sunt p rincipalii factori care influențeaz ă acțiunea acestuia . Poluantul va avea un
efect semnificativ atunci când concentraț ia ace stuia î n mediul poluat este mare . În consecință ,
speciile cele mai sensibile vor fi primele afectate, urmate de struc tura si dinamica ecosistemului
și în cele din urmă de fun cțiile acestuia (Postolache și Postolache 2000) .

10
Efectele de diminuare a abundenței și a bogă ției specifice apar în urma poluă rii cu
metale grele a ecosistemelor. Mai mult, au fost identificate ș i efecte asupra diver sității specifice,
succesiunii ecologic e și asup ra unor specii cheie. Spre exemplu, în cazul efectelor asupra unor
specii cheie, au fost identificate influe nțe asupra prădătorilor de vâ rf, ca și consecință a
fenomenului de bioampli ficare survenit de -a lungul lanț ului trofic. În cazul succesiuni i
ecologice, este cunoscut faptul ca ecosistemele rămân într -o fază succesională t ânără în cazul
prezenț ei continue a unui parametru limitant. ( Iordache 2009).
Oamenii de știintă cred că sistemele cu o diversitate mare, sub acțiunea factorilor
stresanț i, își scad diversitatea. În cazul sist emelor cu o diversitate limitată , situația este inversă .
(Iordache 2009).
În cazul funcționă rii ecosistemelor, se iau in considerare toate funcț iile acestora.
Metalele grele pot afecta funcția energetică a ecos istemelor prin afectarea producătorilor ș i a
consumatorilor. Cele mai afectate specii sunt cele specializate doar pe un anumit tip de hrană .
Relaț iile interspecifice sunt totodată afectate, astfel influentănd funcția informațională ș i de
control a eco sistemelor (Iordache 2009).
Deși toate aceste ef ecte toxicologice sunt consecințe ale activită ții antropice, emisi a
produș ilor toxici nu poate fi stopată , ci doar poate fi adusă la limita capacităț ii de suport a
ecosistemelor. Pentru evaluarea stă rii de degradare a siste melor ecolog ice se pot estima direct
schimbă rile care au avut loc, însoț ite de stabilirea mecanismelor. Astfel de m odele specifice
monitoringului estimează starea sistemelor ecologice cu aj utorul utiliză rii indicatorilor
(Iordache 2009).
1.1.1 Obiective d e monitoring la atingerea cărora servesc indicatorii: evaluarea stării
sistemelor ecologice, evaluarea succesului măsurilor de management

Monitoringul este o activitate foarte importantă utilizată pentru evaluarea st ării unui
sistem, cum ar fi sănă tatea u nui individ, profituri le și pierderile un ei firme , activitatea
economică a unei naț iuni sau mărimea unei populaț ii de animale. Monitoringul este î n specia l
vital pentru evaluarea schimbărilor di ntr-un sistem asoc iat unui impact cunoscut apărut î n acel
sistem. Este de asemenea fol ositor pentru detectarea schimbărilor neanticipate survenite în
sistem ș i a cauzelor plauzibile respo nsabile pentru aceste schimbă ri (Gitzen și colab. , 2013 ).

11
Un indicator poa te fi definit drept o componentă sau o mă sură a fenomen elor relevante
din punct de vedere ecologic utilizat pentru a descrie, a evalua co ndițiile sau schimbă rile de
mediu ș i pentru a determina obiectivele de mediu (Heink si Kowarik ,2008).
Indicatorii ecolo gici sunt utilizați în mod obișnuit pentru a furniza in formaț ii sinoptice
despre starea ecosistemelor. Aceșt ia abordează , de obicei structura sau funcț ionarea
ecosistemului pentr u un anumit aspect sau element și uneori studiază integritatea ecologică la
un anumit nivel ecologic. Principala însuș ire a unui indi cator ecologic este ca î n acesta se
combină mai mulț i factori de mediu într -o singură valoare, această chestiune fiind folositoare
în management, deoarece aduce conceptele ecologice la un anumit nivel de î nțelegere potrivit
publicului larg (Jorgersen ș i colab., 2005).
Indicatorii ecologici pot fi utilizaț i pentru a evalua starea mediului, pentru a oferi un
semnal de avertizare timpuriu a schimbă rilor din mediu sau pentru a diagnosti ca cauza unei
probleme (Dale și Beyeler 2001) .
Ideea aplicării unei evaluăr i a stării mediului î n managementul mediului a luat naș tere
la sfârș itul anilor 1980. De la lansarea acestei idei, s-au pus în aplicare numeroase încercări
pentru a o duce la bun sfârșit ș i pentru a descoperi o serie de indicatori utili. În acest moment
este clar că este imposibil de gă sit un indicator sau un grup car e să fie utilizat î n general, așa
cum se credea la î nceput. Este adevărat ca în unele situații întotdeauna sunt utilizați aceiaș i
indicatori pentru a evalua starea ecosistemelor, dar niciod ată nu sun t suficienț i pentru a avea
credibilitate acea evaluare. Mereu aceș ti indicator i vor trebui suplimentați de alț i indicator i.
Prima conferinț ă internațională specializată î n aplicarea indicatorilo r ecologici pentru evaluarea
stării ecosistemelor a avut loc în Fort Lauderdale, Florida, în anul 1900. De atunci au avut loc
numeroase conferințe naționale și internaționale având această tematică . (Jorgersen și
colab., 2005).
Întrucât preocupările internaționale privind mediu l și dezvoltarea durabilă a resurs elor
au devenit tot mai presante, guvernele, mediile de afaceri și populaț ia au ne voie de date utile,
definitive ș i uniforme despre mediu. În prezent există indicatori cheie de mediu pentru pr obleme
majore, cum ar fi schimbările climatice, depleția stratul ui de ozon și calitatea aerului . Utilizar ea
indicatorilor de mediu este î n prez ent manageriată de organizații internaț ionale (ONU, OMS),
de agenții multinaționale și naționale ș i de sectorul privat deoarece permit predicția,
monitorizarea ș i evaluarea proc eselor de mediu. Indicatorii de mediu au devenit instrumente

12
esențiale pentru evaluarea proceselor de mediu, patronarea pr oceselor de luare a deciziilor în
guvern și industrie și informarea tuturor părților interesate ș i a publicului ( Lottermoser 2017).
Cadrele conceptuale precum DPSIR (D=Driver, P=Pressure, S= State, I=Impact,
R=Response) și abordarea SMART ( S=Specific, M=Measurable, A=Achievable, R= Relevant,
T= Time bound) pot contribui la facil itarea și structurarea dezvoltării indicatorilor . Cadrul
DPSIR este aplicat î n evaluarea ecosistemelor largi și în monitorizarea biodiversității pentru a
surprinde și descrie relațiile dintre societate ș i mediu. Cunoașterea relaț iilor dintre
componentele cadrului permite corelarea indicatorilor specifici factoril or sociali cu presiunile
asupra mediului și a diversității biologice, astfel permițând identificarea acțiunilor adecvate de
politică pentru stoparea pierderii biodiversităț ii. Abordarea SMART defineș te cinci criterii
aplicabile î n stabil irea obiectivelor d e gestionare . Astfel, acestea trebuie să fie specifice,
măsurabile, realizabile, realiste și sensibile la schimbă rile temporale. Trei dintre acestea
(specificitatea, posibilitatea de măsurare ș i sensibilit atea temporală) se aplică de asemenea
indicatorilor necesari în măsurarea și evaluarea progresului î n directia acestor obiective
manageriale (Feld și colab., 2010).
Indicatorii de presiune și de stres sunt utilizaț i pentru a descrie presiunile pe care
activităț ile umane le exercită asupra mediului . Aceaste a se referă la cauza unei schimbări de
mediu sau a unei stă ri (emisia de substanț e nocive, eliberarea organismelor neindigene sau
modificate genetic, den sitatea rețelei rutiere, propor ția agriculturii intensive a culturilor.
Indicatorii de expunere sun t caracteristici ale mediului măsurate pentru a estima co -apariț ia sau
contact ul dintre un eș antion de mediu și factorii de mediu într -o perioadă de timp defini tă
(concentrațiile de contaminanți în ț esuturi sau nivelurile de zgomot rutier. Acestea se referă la
expunerea la condiț ii sau procese la care indicatorii sau alte compon ente de mediu pot fi supuse
fără daune. Indicatorii specifici stării, efectelor și rezultatelor se referă la condițiile de mediu ș i
la efectele integrate ale stresorilor induse antropic. Utilizar ea acestor indicatori se bazează pe
reacția sensibilă a resurselor naturale la factorii de impact (prezența sau absența speciilor care
sunt î n particular sensibile la poluanț i). Indicatorii de răspuns arată măsura în care societatea
răspunde unor p robleme de mediu. Acestea se referă , de exemplu, la atenuarea efectelor
negative sau la conservarea resurselor naturale (Heink și Kowarik ,2008 ).
Dale și Beyeler (2001 ), consideră că indicatorii ar trebui să fie selectaț i din mai multe
nivele ale ierarhiei ecologic e pentru a monitoriza eficient ș i a surpinde complexitatea sistemelor
ecologice. Prin urmare, o provocare cheie constă în găsirea unui ansamblu de măsuratori care
să confere semnale interpretabile, care pot fi folosite pentru a urmă ri condiț iile e cologice la un

13
cost rezonabil și care să acopere spectrul variaț iilor ecologice. Selecția unor indicatori eficienț i
este cheia succesului unui program de monitoring. În general, indicatorii trebuie sa suprindă
complexitatea ecosistemului și să ră mână în ace lași timp simpli ș i ușor de monitorizat.
Potrivit Kandziora si colab (2012) , un set bun de indicatori ar trebui să furnizeze da te
corecte din punct de vedere ș tiintific, bazându-se pe:
 O reprezentare clară a „indicandum ” (ceea ce este indicat) de că tre
indicator
 O dovadă clară a relațiilor relevante de tip cauză -efect
 O sensitivitate optimă a reprezentă rii
 Informație adecvată scărilor spațio -temporale
 O transparență ridicată a strategiei de derivare
 Un grad ridicat de validitate ș i reprezentativitate a su rselor disponibile
de date
 Un g rad ridicat de comparabilitate în și î mpreună cu seturile de date
 Un grad optim de agregare
 O bun ă îndeplinire a cerințelor statistice asupra verifică rii, reproducț iei,
reprezentativității și a validită ții.
Pe de altă parte , Dale și Beyeler (2001 ) au identificat o serie de criterii pe care un
bun ind icator ar trebui să le respecte. Așadar, un indicator bun :
 Este u șor de mă surat
 Este sensibil la stres
 Răspunde la stres î ntr-un mod previzibil
 Semnifică o schimbare iminentă a sistemului ecologic
 Prevede schimbă ri care pot fi evitate p rin acți uni de management
 Sunt integratori: Setul complet de indicatori ofer ă o măsur ă de
acoperire a gradienților cheie î n sistemele ecologice (Exemplu: solurile, tipul de
vegetaț ie, temperatura).
 Au un ră spuns cunoscut la tulbură rile naturale, la stresul antr opic și la
schimbă rile survenite de -a lungul timpului
 Au o variabilitate sc ăzută în ră spuns .

14

1.1.2 Tipuri de indicatori pe categorii de ecosisteme

Botnariuc și Vă dineanu (1982 ) defineau ec osistemu l drept o unitate organizatorică
fundamentală a ecosferei, compusă dintr -un biotop și o biocenoză . Biotopul este ocupat de o
biocenoză care este capabilă de prod ucerea unei productivități biologice. .
În contextul analizei ecosistemelor naturale mon itoringul semnifică înregistrarea
condițiilor ambientale și implică acțiuni ce vizează atenționarea (alarmarea) autorităților
responsabile cu managementul acestora, ca răspuns la modificările semnalate (Bernd și colab.,
2003).
Au fost recunoscute două tipuri de indicatori ecosistemici : cei care se bazează pe
structura unor comunită ți care fac parte din biocenoză și cei funcț ionali . De obicei, variabilele
utilizate pen tru individualizarea structurală a unei comunită ți sunt numă rul de specii,
diversitatea specifică , biomasă , etc. (Iordache 2009). Aplicabilitatea indi catorilor funcționali
este totuș i mai redusă față de cea a celor structurali deoarece î n caz ul lor preț ul este mai ridicat
și probabilit atea de introducere a erorilor în cazul prelevă rii este mai mare. Indicatorii
funcționali î n general cuprind raportul producție/respirație, producție/biomasă și stocurile de
nutrienți la nivelul unei comunităț i ecologice. Mai mult, acestia se pot utiliza și î n testele
toxicologice (Iordache, 2009).
Jorgensen și colab. (2005 ) au realizat o clasificare pe 8 nivele a indicatorilor
ecosistemici, pornind de la cel mai reducționist până la cel mai holist indicator.
Nivelul 1 al clasifică rii este caracterizat prin prezența sau absenț a unor specii specifice.
Cel mai cunoscu t sistem caracterist ic acestui nivel este cel care împarte râurile în 4 clase în
funcț ie de poluarea cu materie organică cauzată de diminuarea cantităț ii de oxigen. Astfel, s -au
identificat râ uri oligosaprobice (nepoluate sau aproape nepoluate), beta-mesos aprobice (puțin
poluate), Alfa mesosaprobice (poluate) ș i polisaprobice (foarte poluate). Clasificarea s -a bazat
în principal pe observare a speciilor care au fost sau nu prezente, iar spec iile care au fost
identificate ș i au f ost utile pentru evaluarea pol uării au fos t divizate î n 4 grupuri. Nivelul 2
utilizează raportul dintre diferitele clase de organisme. Un exemplu caracteristic este indexul
Nyygard al algelor. Nivelul 3 se bazează pe concentrația compuș ilor chimici. Atunci câ nd
ecosistemul este supus u nui stres spe cific datorat concentraț iilor ridicate de substan țe toxice,
concentrația unuia sau a mai multor compuș i toxici focali este, desigur, un indicator foarte

15
relevant. Autorii dau exemplu contaminarea Marilor Lacuri Nord Americane care a fost
urmar ită prin înregistrarea concentrațiilor poluantului în păsări și în apă . În cadrul nivelului 4
se iau î n considera re toate nivelele trofice ca indicatori . De exemplu, concentraț ia de
fitoplancton este folosit ca ș i indicator pentru cuantificarea gradului de eutrofiz are în lacuri.
Nivelul 5 foloseș te ratele de proces ca indicatori. De exemplu, determinările de producție
primară sunt utilizate ca indicatori pentru eutrofizare. O creștere exponentială anuală a arborilor
dintr -o pădure este utilizată ca indicato r pentru un ecosistem forestier sănă tos. Similar, o
creștere anuală ridicată a unei populații selectată poate fi utilizată ca indicator pentru un mediu
sănătos. Respirația ridicată înregistrată poate indica faptul că un ecosistem acvatic are o tendinț ă
de epuizare a oxigenului . Nivelul 6 include indicatori compoziț i si biomasă, raportul respirație
biomasă, respirație/producție, producție/biomasă și raportul dintre producătorul primar ș i
consumator .Acesti indicatori compuși sunt utilizați pentru a evalua d acă un eco sistem este
într-un stadiu incipient de dezvoltare sau este matur. Totalita tea indicatorilor holistici ca și
rezistenț a, resilienț a, capacitatea de tamponare , biodiversitatea, toate formele de diversitate,
mărimea, conectivitatea reț elei ecologic e, rata de rulare a carbonului, azotului ș i a energiei
cuprind nivelul 7 de clasificare al indicatorilor ecosistemici. Nivelul 8 al indicatorilor e compus
din variabile termodinamice, care pot avea rolul unor indic atori super holistici deoarece
încearc ă să surprind ă imaginea totală a ecosistemului fără a include detalii. Astfel de indicatori
sunt exergia, energia, productia de entropie, p uterea, masa si timpul de retenție a energiei de
către sistem. Indicatorul economic de cost/beneficiu care include toate beneficiile ecologice, nu
numai pe cele economice aparț ine de asemenea acestui nivel.
În cazul poluă rii ecosistemelor acvatice cu metale grele, studiile au demonstrat că
efectele toxice ale metalelor asupra sanătății populațiilor de peș ti pot fi utilizate drept
bioin dicatori ai contamină rii cu metale grele. Peștii, în comparaț ie cu nevertebratele, sunt mult
mai sensibili la elemente le toxice ș i sunt un s ubiect potrivit de indicare a sănătăț ii ecosistemului.
Efectele poluă rii se resimt la nivel enzimatic ș i genetic, astfel afectând sistemul imunitar al
peștilor și crescâ nd susceptibilitatea către boli (Authman și colab., 2015). Aspartat
aminotransferaza ș i alanin aminotra nsferaza sunt enzime utilizate î n diagnostic area daunelor
cauzate de poluanți în mai mu lte țesuturi ale peștilor. (Neda și colab ,2013).
Moluștele de asemenea joacă un rol important în evaluarea stă rii ecosistemelor acvatice
deoarece, asemenea peș tilor, ocupă o poziție importantă în lanțul trofic și sunt abundente și
omniprezente î n aceste ecos isteme. În plus, fa ță de speciile de peș ti, acestea satisfac toate
condiț iile de a fi bioindicatori, adică au o abundență și o răspâ ndire geogra fică bună , durata lor

16
de viaț ă este una lungă , dimensi unile, mărimea și greutatea sunt coresp unză toare , sunt uș or de
colec tat și identificat. Totodată , sunt suficient de rezistente pentru a supraviețui în condiții de
laborator sau de teren ș i extrem de toleran te către a lternările mediului și a diverși lor
contaminanț i ( Gupta și Singh 2011).
Speciile de alge precum Ulva sp, Enteromorpha , Dyctyota sp sunt în situația
monitoriză rii ecosistemelor marine indicatori folositori pentru evaluarea gradului de poluar e cu
metale grele (Chakraborty și colab. , 2013). Totodată , caracter isticile morfologice ale vegetaț iei
de pe fu ndul oceanelor au fost investigate și s -a ajuns la concluzia că pot fi utilizate drept
indicatori a i calităț ii mediului. Asimetria fluctuantă a fost propusă ca instrument d e
monitorizare a calității mediului și este considerată a fi un indicator sensibil al stresului. Aceasta
este afectată la concentrații mai mici decâ t cele necesare pentru a influenț a caracteristicile
ciclului de viață . Mai mult, aceasta tehnică a fost recoman dată deoarece este relevantă din punct
de vedere biologic, nedistructivă și efic ientă din punct de vedere al timpului ș i al costurilor
(Rohani și colab , 2011).
În cazul pârâielor montane, cei mai potriviți indicatori de punere în evidenț ă a poluă rii
cu metale grele sunt gradul de abundentă și de distribuț ie a speciilo r de macroneverte brate
bentonice (Clements și colab 2000).
Structura comunitară a nematodelor sol ului reflectă sănă tatea acestuia în cazul
ecosistemelor terestre și este influentată direct sau indirect de afectarea microflo rei și a faunei
solului cu care acestea se hră nesc. Totodată, acestea pot fi influențate ș i de Ph -ul solului.
Studiile au demonstrat că prin compararea indicatorilor ecologici ai speciilor, cum ar fi
abundenț a grupurilor trofice, in dicii de maturitate, de bogă ție și diversitate se poate dovedi că
majori tatea parametrilor ecologici legați de sănătatea solului sunt afectaț i de poluarea cu metale
grele. Scăderea abundenței nematodelor î n solurile contaminate p oate fi datorată efectelor
toxice dir ecte ale metalelor grele, dar și a efectelor indirecte derivat e din epuizarea surselor
nutritive ale solului de bacterii, plante, fungi (Park și colab. 2011).
În ecosistemele forestiere, lichenii epif itici s -au dovedit a fi eficienți î n detectarea
semnelor de sch imbare a mediului. Studii au arătat ca aceștia sunt cap abili să acumuleze
metalele grele în ț esuturile lor, concentraț iile din acestea fiind utilizate ca și indicatori ai
contamină rii cu metale grele (Loppi și Pirintsos 2002).
Păsările sunt consumatori primari și secundari, ce se hră nesc cu plante, vertebrate sau
nevertebrate. Acestea, la rândul lor, sunt surse de hrană pentru mamiferele prădă toare, c âțiva

17
amfibieni și reptile și câ teva specii de păsări. Datorită importanței lor funcționale în cadrul
ecosistemelor , multe specii de păsă ri, precum Columba livia domestica , Accipiter gentilis sunt
indicatori buni ai calit ății mediului. Având în vedere poziția lor de prădători de vâ rf, acestea
din ur mă ș i alte specii comune ale familiei Falconidae sunt folosite î n monito rizarea poluă rii
cu metale grele. În plus, tre buie specificat faptul că păsă rile migratoare s -au dovedit a fi
indica tori foarte sensibili ai schimbărilor de mediu, deoarece aceștia își adaptează
comp ortamentul specific de trecere î n virtutea proceselor ge netice de selecț ie extrem de rapide
( Franzle,2 003).
Au fost efectuate și studii privind utilizarea păsărilor de apă drept bioindicatori ai
poluă rii cu metale grele a zonelor ume de. S-au analiza t valorile medii ale THg din mușchi,
creier ș i oasele păsă rilor din Alaska occidentală ș i s-a ajuns la concl uzia că analiza diferitelor
părți ale corpului păsărilor poate influenț a rez ultatele. Majoritatea investigațiilor privind
concentraț ia de metale grele au fost dezv oltate până acum la o scara spaț iala mică , cercetările
privind si stemele globale umede fiind încă inexistente. Î n concluzie, nu poate fi efe ctuată o
evalua re a riscului de mediu pe scară largă din cauza lipsei de date (Zhang și Zhang 2011).

1.1.3 Indicatori ai poluă rii cu metale bazati pe variabile ale plantelor

Pe parcursul a 400 de ani de evo luție plantele au fost expuse la diverse cond iții vitrege
de mediu și au reu șit să supraviețuiască î n ciuda caracterului lor sesil p rin dezvoltarea unor
mecanisme ș i strategii existente numai la nivelul grupului lor de organisme. Plantele sunt
capabile să supraviețuiască în locuri foarte poluate și să tolereze acumularea compușilor toxici
în țesuturile lor. La un anumit punct, forț a impacturilor umane a fost atat de puternică î ncât
cele mai rezistente specii au fost nevoite să î și limite ze creșterea ș i dez voltarea. Acestea
influețeaz ă procesele chimice, fizice și biologice ale mediului și le dirijează astfel înc ât să
schimbe condiț iile mediului pentru a ajunge la un nivel optim de creș tere. Spre exemplu, la
specia Agrostis tenuis, întalnită în apropierea zo nelor miniere s-au descoper it mici cristale de
piromorfit î n rizosferă , în cazul în care î n solul poluat a fost prezent fosfat anorganic. Formarea
cristalelor din jurul rădăcinilor plantei indică influenț a directa a acesteia prin elibera rea
exudatelor sau prin influenț area proceselor coor donate de comunitatea microbiană (Gawronski
și colab, 2011).

18
Utilizarea speciilor de plante ca indicatori ai poluă rii cu metale grele are la baza
răspunsul acestora la elementele chimice pre zente î n substrat. Spre exemplu, plantele care cresc
în aproprierea zonelor minier e abandonate de obice i furnizează informații despre compoziția
minerală a solului. Aceste plante sunt tolerante la expunerea cu metale grele deoarece sunt
capabile să acumuleze s au să excludă metalul toxic. Astfel, plantele care acumulează urmele de
metale pot fi intens utilizate î n detec tarea proceselor biogeochimice și î n explo rarea geochimică
(Pratas și colab . ,2004).
Potrivit John si colab (2008), sensibilitatea plantelor la metale depinde de o rețea
interconectată de mecanisme fiziologice ș i moleculare, precum:
 Absorbția ș i acum ularea metalelor prin atașarea la nivelul exuda telor
extracelulare și a constituenț ilor celulari
 Eflux de metale grele din citoplasmă î n compartimente extranucleare,
inclusiv în vacuole.
 Compl exarea ionilor de metale grele î n interior ul celulei prin diverse
substanț e, precum acizii organi ci, aminoacizi , fitochelatinele ș i metalotienele
 Acumularea de osmolitici și osmoprotectori ș i inducerea enzimelor
antiox idante
 Activarea sau mod ificarea metabolismului plantelor pentru a permite
funcționarea adecvată a căilor metabolice și reparația rapidă a structurilor celulare
deteriorate.

1.1.3.1. Monitorizarea efectelor activitaților de restaurare ș i remediere din zonele miniere

Restaurare a ecologică este procesul de asistare a recuperării unui ecosistem care a fost
degradat, deteriorat sau distrus. Scopul final al restaurării este de a crea un ecosistem
autosusținut care să fie rezistent la perturbare fără o asistență suplimentară (Ubansk a și Colab,
citati de Jaen și Aide 2005) .
Activităț ile miniere generează cantități generoase de reziduuri, ca re prin depozitarea la
suprafaț ă devin surse de poluare a zonei ș i a ecosistemelor adiacente. (Wong, 2003). Zonele
miniere pot fi recunoscute drept teritorii cu dimensiuni pornind de la scări locale ( terenuri
contaminate), la scări regionale ( bazine s au regiuni contaminate. La scară locală , zonel e miniere
includ surse primare ș i secundar e naturale antropice de metale ( Jianu și colab. , 2012 ) Aceste

19
surse a u efecte directe asupra suprafețelor cultivate, a pădurilor ș i a păș unilor. Este cunoscut
faptul că metalele grele exercită o influență negativă asupra proceselor biologice ce au loc î n
sol; acumularea metalelor grele î n sol re duce biomasa microorgani smelor și limitează
numeroase activităț i enzimatice specifice. Efectele indirect e vor include poluarea aerului ș i a
apei prin depunerea de aluviuni. Toate aceste efecte vo r duce la pierderea biodiversității ș i la
dezechilibre la nivel ecosistemic (Wong ,2003).
Multi tudinea efectelor directe poate fi prevenită sau combătută prin aplicarea unor
tehnici de reme diere, care fie implică inlă turarea poluantului, fie convertirea acestuia î n forme
mai pu țin biodisponibile. În general, în selecția tehnicii de remedier e, se ț ine cont de natura
poluantului, tipul de sol ș i de caracteristicile zonei contaminate (Kabata Pendias,2011).
Potrivit Neagoe si colab. (2011), există implicit două tipuri de tehnici de r emediere a
zonelor contaminate ș i anume tehnicile ex și in sit u. Tehnicile ex situ implică metode de
extracție a solului poluat cât ș i de tratare a acestuia din punct de vedere fizic, chimic si termic
(Neagoe și colab, 2011 ). Impl icit aceste metode sunt rapide ș i pe moment eficiente, dar implic ă
deteriorarea structur ii solului ș i costuri mari, ceea ce le limitează utilizarea (Mora și colab,
2004).
Tehnicile in situ implică reducer ea mobilită ții metalelor î n sol. (Wei-yu și colab , 2009).
Mora și colab (2004 ) specifică ca aceste tehnici sunt mult mai fezabile din punct de vedere
financiar.
Totodată , Wei -yu și colab. (2009 ) a realizat o clasificare a acestor tehnici, împar țindu-
le în 6 tipuri:
1. Metode de stabilizare chimică pentru reducerea solubilității metalelor
prin adă ugarea unor materiale non toxice î n sol.
2. Înlătura rea suprafețelor de sol și î nlocuirea acestora cu sol curat
3. Acoperirea suprafeț ei de sol poluate cu sol curat
4. Extracț ia poluantului cu agenti chimici
5. Metoda de diluție,ce implică mixarea solului poluat de suprafată ș i de
subteran cu sol curat pentru a redu ce concentraț ia metalelor grele
6. Fitoremedierea

20
Singh și Prasad ( 2014) au realizat o analiză comparativă a diferitelor metode de
remediere a zonelor contaminate(Vezi tabelul 2).

Studiile scot în evidenț ă faptul că fitoremedierea ar fi printr e cele mai eficiente tehnici
de remediere, atât din punct de vedere managerial, cât și din punct de vedere ecologic. Țările
în dezvoltare cu densitate ridicată a populației și fonduri insuficiente pentru restaurarea
ecologică au nevoie de opțiuni ieftine ș i sustenabile din punct de vedere ecologic pentru a
reduce riscurile asociate poluării, cât și pentru a spori securitatea alimentară a populației.
Fitoremedierea este definită drept o tehnică în curs de dezvoltare, non intruzivă și estetică, care
utilizeaz ă abilitatea remarcabilă a plantelor de a concentra elemente și compuși din mediu și de
a le metaboliza în diferite molecule în țesuturile lor pentru înlaturarea poluanților din mediu.
(Alkorta și colab. 2004).

21
Mod de tratamente
Detalii si re zultate ale tratamentelor Avantaje Dezavantaje Referinte

Fizic -Separare mecanică

-Reabilitare
electro -cinetică Micșorarea concentrațiilor de metale in
solul contaminat

Micș orarea concentrațiilo r de metal in
solul contaminat Volumul redus semni ficativ î n
solul contaminat

Aceasta metodă se aplic ă doar
pentru anumite metale -Nu se poate aplica in caz
de omoge nitate a
distributiei de poluanț i in
sol
-Orice eterogenitate î n sol
scade considerabil
eficacitatea metodei asupra
remedierii solului. -Ottosen si Jensen
(2005)

-Tahmasbian si
Nasrazadani (2012)

Chimic -Spălarea solului

-Înghețarea solului Pentru indepărtarea contaminarii
anorganice, cum ar fi metale grele ,
radionuclizi, anionii toxici.
Pentru indepărtarea contaminarii
anorgani ce, cum ar fi metale grele,
radionuclizi, anionii toxici.
Metoda foarte eficientă pentru
curățarea solurilor
contaminate.

Metoda relativ slab invazivă Cost mare de constructie al
instalatiei de curatare si
utilizare.

O cantitate enormă de
lichid si semi-lichid
pierduta si generata. -Wuana si Okieimen
(2011)

-Wuana si Okieimen
(2011)

Amendamente de sol -Adăugare de var

-Adăugare de agenti
chelatori
-Adăugare de produse
biologice:
1.Rumeguș
2.Compost
3.Resturi de orez Reduce mobil itatea pentru Cd, Cu, Ni,
Pb, Zn
-Reduce mobilitatea pentru Pb si Cu

1.Reduce mobilitatea pentru Cd, Pb, Hg,
Cu
2.Reduce mobilitatea pentru Cd
3.Reduce mobilitatea pentru Cd, Cr si
Pb
Crește legătura proprietă ților
solului cu metalele
Câteva proprietaț i fizico –
chimice ale solului sunt
schimbate -Gue et al. (2006)

-Sukumara el al.(2012)
-Nagh si
Hanafiah(2008)

-Angelova et al.(2010)

22

Metoda biologică -Prin folosirea micro –
organismelor Eliminarea contaminării cu metale ca
rezultat al absorbtiei sau/si transformarii Eliminarea contaminantilor ca
rezultat al absorbtiei si/sau
transformării. Solul reț ine
proprietățile sale și poate fi
înlocuit in locurile recuperate. Construcț ia unei in stalații
special. Cantități mari de
deșeuri sunt generate.

Fitore mediere Fitostabilizare

Fitoextractie

Fitovolatizare Contaminanții sunt absorbiți de
rădăcini. Contaminanț ii din zonă sunt
ridicați si transportați către părț ile lor
supraterane iar apoi sunt eliminați .
Unele elemente sunt luate de rădă cinile
plantelor si sunt transportate către
xylem și în final este eliberat î n
atmo sfera prin tesuturile celulare. Metode ieftine
Relativ costuri mici
Aceasta metodă este bună
pentru mediu -Contaminatorii nu sunt
eliminati din sol doar
imobilizaț i
-Plantele si solul nece sită o
lungă perioada de
monitorizare -Fasaei(2012)

-Jiang et al.(2010)

-Rahimi et al.(2013)

Abordare biotehnologică Prin folosirea
instrumentelor genetice Plantele elimină transgenic pana la 6%
Zn si 25% Cd din solul metallic.
Tutun a arătat mai m ultă rezistență la
metilul de mercur (CH3Hg+) și a
acumulat mai mult mercur din CH3Hg+-
continut de mediu -Plantele transgenice s -ar
putea să poată contribui la o
aplicare mai extinsă și mai
sigură -Nestudiat -Kupper si Kochian
(2010)

-Nagata et al.(2010 )

Abordare
nanotehnologică Folosirea parti culelor cu o
dimensiune cuprinsă intre
1-100 nm care să afecteze
mobilitatea ș i/sau
biodisponibil itatea
contaminanților î n mediu
lor natural. Utilizarea nanoparticulelor nano -ZVI,
nanoparticulelor bimetalice și
nanoparticulelor emulsionate cu zero
valențe reduce contaminarea metalelor
din sol și din apele subterane
-Foarte eficienta in eliminarea
metalelor -Nestudiat -Xion et al. (2009)

-Agarwal si Joshi
(2010)

23

Capacitatea plantelor de a curăț a mediul a f ost cunoscută încă din secolul al XVIII -lea
atunci când experimentele implementate de către Joseph Priestley, Antoine Lavoissier, Karl
Scheele și Jan Igenhousz au demostrat că în prezența luminii, plantele purifică atmosfera
(Poschenrieder și Barcelo,2003 )
Speciile de plante folosit oare în fitoremediere trebuie să corespundă unor anumite
cerințe și anume, acestea trebuie sa aibă o rată de creștere ridicată, să producă o biomasă mare
și să fie tolerante la poluare ( Gawr onski și colab 2011).
În cazul zonelor miniere, condițiile teritoriilor sunt în mod normal foarte aspre pentru
dezvoltarea speciilor, astfel speciile colonizatoare trebuie să facă față toxicității cauzate
excesului de metale grele, a lipsei de nutrienți și foarte frecvent și a disponibilității scăzute a
resurselor de apă. Totuși, unele specii de plante au abilitatea de a se adapta și sunt capabile să
germineze, să supraviețuiască și să se reproducă. În funcție de speciile de plante, rezistența la
expunerea cu metale grele poate rezulta din 2 st rategii de bază, precum cea de excludere (unde
planta evită absorbția excesivă și transportul ionilor metalici de la rădăcini la muguri) și de
acumulare și sechestrare, unde plantele se detoxifiază de metalele libere prin compartimentarea
acestora în vacu ole. Acumularea de către plante a metalelor grele poate fi folosită pentru a
înlătura metalele grele toxice din solurile contaminate prin recoltarea biomasei (Peng și
colab,2005).

24
În tabelul 3 sunt expuse principalele tehnici utilizate in fitoreme diere
Tabelul 3 Categorii de tehnici utilizate in fitoremediere( adaptare după Alkorta,2004) .
Termen Definitie

Fitoextractie Folosirea plantelor pentru eliminarea
poluanților din sol
Fitofiltrare Folosirea rădăcinilor plantelor sau a
puietilor pentru absorbirea poluantilor din
apa
Fitostabilizare Folosirea plantelor pentru reducerea
biodisponibilitatii poluantilor din mediu
Fitovolatilizare
Folosirea plantelor pentru a
volatiliza poluantii
Fitodegradare Folosirea plantelor pentru a degrada
poluanti i organici
Fitotransformare

Fitostimulare
Imbunatatirea degradarii la nivel rizosferei
Folosirea radacinii plantelor in
conjunctie cu microorganismele rizosferice
pentru a remedia solul contaminat cu
substante organice

Rizodegradare

Bioremedier e asistata de plante

Degradare asistata de plante

Biodegradare asistata de plante

25
Pentru remedierea zonelor contaminate c u metale grele cea mai utilizată ș i eficientă
tehnică de fitoremediere s -a doved it a fi fitostabilizarea pentru că , spre de osebire de celelalte
tehnici, prezintă cele mai puț ine riscuri din punct de vedere ecologic. Tehnica de fitoextracț ie,
spre exemplu , s-a dovedit a fi strategia mai puțin utilizată î n domeniul remedie rii deoarece
aceasta implică utilizarea plantelor în vede rea bioacumulă rii me talelor grele în ț esuturil e lor, cu
riscuri ridicate de pătrundere a metalelor grele î n lantul trofic. (Nicoar ă și colab. ,2 014).
Fitostabilizarea implică utilizarea unui covor vegetal compus din specii de plante
capabile să fixeze polu anții î n solurile afectate. Aceasta este utilizată pentru a reduce
mobilitatea și biodisponibilitatea poluanțlor î n mediu, astfel prevenind afectarea întregului lanț
trofic ș i a zonelor adiacente. Plantele pot imo biliza metalele grele prin sorbția acestora prin
rădăcini, precipitare, complexare sau reducerea valenței metalului în rizosferă . (Ali si colab.
2013).
Selecț ia speciilo r este un pas foarte important î n asigura rea succesului acestei tehnici,
deoarece covorul vegetal trebuie să se autosusțină .(Wong, 2003). Ideal, plantele utilizate petru
fitostabilizare nu ar trebui să acumuleze poluanții în parț ile lor aeriene pentru a prevenii
introducerea acestora în lanț ul trofic (Gomez și colab., 2012).
Pentru a crea covorul vegetal pe zonele mi niere de suprafaț ă, trebuie să se țină cont de
factorii cei mai importanți care influențează selecț ia speciilor , ca proprietățil e solului și nivelul
de toleranț ă al plantelor selectate. Au fost descoperite trei categori i de plante care sunt adecvate
în instaurarea unui covor vege tal, precum gramineele, plantele cu flori erbacee , arborii și
arbuș tii. Gramineele produc cantități mari de biomasă ș i sunt adaptate pen tru a iniț ia o
regenerare rapidă . Gramineele dețin sisteme de rădăcini fibroase, care țin solul in loc,
controlâ nd astfel eroziunea. Plantele c u flori erbacee sunt utilizate în general în revegetarea
minelor î mpreună cu gramineele. Acestea au de obicei frunze largi, flori și un sistem de rădă cini
puternic ramificat. Gramineele sunt deosebit de importante pentru revegeta rea terenurilor
minate deoarece sunt capabile să utilizeze azotul din aer pentru a -și satisface cerințele
nutriț ional . Plante le cu flori erbacce prezintă de asemenea frunze largi .În etapa finală de
recuperare se dezvoltă arbuștii ș i arborii.
Speciile de plante perene sunt potrivite p entru fitostabilizare deoarece î ntrunesc toate
caractericile necesare mentionate anterior (Nicoară și colab , 2014).
Frecvent simpla introducere a covo rului vegetal nu este suficientă datorită
concentraț iilor ridicat e de metale din sol ce limitează creș terea plantelor prin crearea

26
deficiențelor de macronutrienț i din sol , de materie organică și a Ph -ului scă zut. Astfel, deseori
este necesară adăuga rea unor amendamente sau inocularea cu microorganisme potrivi te care
să asigure cr earea condițiilor favorabile dezvoltă rii. Adăugarea combin ațiilor de amendamente
sau doar a unui tip de amendament poate să aibă un rol pozitiv în mărirea capacității de reț inere
a apei. (Neagoe și colab 2013).
Mai mult, dezvoltarea unui covor ve getal redu ce eroziunea provocată de către vânt și
percolarea apei, sporește biodiversitatea și ajută la dezvol tarea unui ecosistem terestru sănă tos
din punct de vedere structural ș i functional (Gomez, 2012). Vegetaț ia poate returna o prop orție
mare a apei percolate către atmosferă prin evapo trans pirație, reducând astfel concentraț iile de
metale grele solubile (Tordoff și colab 2000).
Deoarece fitostabilizar ea implică numai fixarea poluanților în sol și nu extracț ia
acestora, este imperativ necesară implementarea unor program e de monitoring de lu ngă durată
care să țină totodată seamă și de aspectele economice. Monitorizarea trebuie să implice selecț ia
unor variabile care sa ofere informații despre starea fiziologică a plantelor, pentru a confirma
dacă are loc creș terea adecvată a covorului vegetal, mobilitatea metalului și disponibilitatea
acestuia , pentru a verifica dacă procesul de fitostabilizare respectă obiectivele propuse
(reducerea dispers iei și a toxicității), proprietă țile matricii solului, pentru a avea sigura nța că
aceasta continuă să existe în condițiile favorabile dezvoltă rii plantelor. Pentru a avea o imagine
în ansambl u a situației, este necesar ca î mpreună cu aceste variabile să fie măsurate și
proprietățile fizice, chimice ș i biologice ale solului. Incon testabil, cele ma i eficiente variabile
care oferă cele mai folositoare și indispensabile informații sunt cele ale plantelor ș i cele
chimice. Variabilele plantel or care oferă astfel de informaț ii sunt cele legate de biomasa
plantelor, de statusul lor fiziol ogic, biodiversitatea acestora, testele biologice bazate pe
alungirea rădă cinilor, biomarkeri de stres (E pelde si colab , 2016). Totodată, sunt folositoare și
variabilele ce oferă informaț ii asupr a exudatelor plantelor pentru că oferă o imagine de
ansamblu a proces ului de mobilizare a metalelor î n plante( Neagoe și colab 2011 ).
Covorul vegetal este astfel considerat un indica tor cheie al succesului restaură rii
deoarece poate refle cta etapele critice ale dezvoltării și functionalităț ii ecosistemelor.
Determ inarea pragurilor optime al e covorului vegetal care asigură un control biologic al
proceselor hidrologice este un obiectiv important atat pentru res taurarea complexelor e
ecosisteme naturale, cât și a celor realizate de om ( Moreno și colab 2008).

27
În ceea c e priveș te programele de monitorizare a fitostabilizării, este foarte important să
se realizeze periodic, la un interva l rezonabil de 5 ani – o analiză a expertilor pentru a revizui
programul dacă este necesar. Sunt vitale legăturile strânse dintre toți ce i implicați î n programul
de monitorizare nu numai pentru a se asigura că programul beneficiază de un nivel larg de
sprijin care va facilita finantarea, dar si succesul tehnic (Epelde și colab 2016).
1.1.4 Utilizarea concentrațiilor de pigmen ți asimilatori ca indicatori

Plantele sunt orga nisme unice echipate cu capacităț i metabolice și de absorbție
remarcabile, precum ș i cu sisteme de transport ca re pot absorbi selectiv substanțe nutritive sau
contaminanți din matrice a de creș tere, sol sau apa. Î ntelegerea ră spunsur ilor fiziologice ale
plantelor (conținutul de clorofilă și procesele de fotosinteză) ș i bioacumularea metalelor ca
urmare a exp unerii la metale ar fi un pas către stabilirea modului în care aceș ti parametri i
fiziologici ar putea fi utili zați ca indicatori ai poluăriii care să ofere un semnal de avertizar e
timpurie (Ayeni și colab , 2010) . Fotosinteza este procesul de generar e a energiei metabolice
vitale și de stocare care are loc în cloroplaste în prezenț a luminii solare (Clijsters și Van
Assche 1985; Greppin și Strasser, 1991; Hopkin, 1993; Walker și Hopkin, 2006; Urban și
colab., 2007 ,citaț i de Ayeni și colab ,2010 )
Mecanismul de toxicitate al metalelor grele asupra fotosintezei este un aspec t care ridică
numeroase speculații datorită dif erențelor în designul experimental al studiilor știintifice, însă
există anumite dovezi ce indică implicarea transportului de electroni în reacțiile fazei
luminoase și activitatea enzimatică în reacțiile întunecate. Eficiența acestor reacții se pare că
este afectată de prezența unor anumite concentrații de metale toxice, cum ar fi cadmiul și
cuprul, Efectele dăunătoare ale acestor metale î n procesele fotosintezei, c um ar fi biosinteza de
clorofilă , funcț ionarea reacțiilor fotochimice și activităț ile enzimat ice ale ciclului Calvin au fost
evidențiate î n numeroase specii de plante . (Hattab și colab 2009).
Deși unele plante sunt considerate tolerante în prezența metalelor grele, a similarea
metalelor în exces faț ă de necesitățile nutriționale poate iniția o vari etate de răspunsuri
subcelulare, cum ar fi reacțiile metabolice care pot cauza deteriorarea la nivel celular, ducând
la răspunsuri fitotoxice mai largi (Macfarlane și Burchett ,2001). Cloroza parți ală a frunzelor
este una dintre cele mai comune ș i ușor obser vabile efecte ale poluării cu Cd ș i Cu, pierdere a
conținutului de clorofilă putând fi datorat ă peroxidă rii membranelor cloroplastelor mediate de
Cu ( Hattab și colab , 2009). Mai mult, inhibarea sintezei clorofilei rezultă probabil din inhibiția

28
indusă de c ătre Cu a Ala-dehidratazei (o enzimă din calea biosintetică car e conduce la structuri
porfirini ce ( Macfar lane și Burchett 2001).
Scăderea conținutului proteinelor, împreună cu observarea clorozei in frunzele plantelor
poate sugera afectarea aparatului f otosintetic si ca ribulozo -1,5 difosfat carboxilaza , cea mai
abundentă proteină din frunze, este probabil afectată. Aceasta enzimă joacă un rol impo rtant in
procesul de fotosinteză, ce implică procesele biochimice prin care plantele transforma lumina
soare lui, apa din sol si dioxidul de carbon din aer in carbohidraț ii de care au nevoie pentru
creșterea producției biomasei din plante . De asemenea, în timpul senescenței frunzelor, aceasta
proteină poate fi o sursă de aminoa cizi pentru alte regiuni de creș tere, de exempluo rganele
reproductive ( Loureiro și colab 2015).
Inhibitia fotosint ezei este un simptom al toxicităț ii cu plumb foarte bine cunoscut . Un
numă r larg de studii au demonstrat ca principalele situri de actiune ale Cd sunt la nivelul
pigmentilor foto sintetici, mai ales la nivelul biosintezei clorofilei si a carotenoizilor. Un studiu
efectuat de catre Baryla î n anul 2001 a d emonstrat că efectul morfologic al clorozei este datorat
de scăderea densităț ii cloroplastelor. Diminuarea con tinutului de pigmen t indus de către Cd a
fost mai puternică la nivelul suprafeței frunzelor decâ t a fost in mezofil ( Tran și Popova, 2013 )

Speciile de plante si genotipurile diferă semnificativ in mecanismul acumularii Cd si
ulterio r a translocarii acestuia din rădăcini în muguri. În cadrul acestui studiu s -a demonstrat ca
rata neta a fotosintezei a fost afectata de stresul exercitat de catre expunerea la acest metal.
Scaderea ratei fotosintezei a fost acompaniată de creșterea conductanț ei.( Mobin și Khan,
2006) .
Clorofila este o componentă importantă în fotosinteză , care permite plantelor să
transforme dioxidul de carbon ș i apa î n prezenta energiei sol are pentru a produce carbohidrați .
Hopkin, 1993; Walker et al., 1996, citati de Ayeni și colab ,2010 . Acest lu cru este folosit in
toate procesele esențiale de creștere ș i dezv oltare a plantelor, care dau naștere culorii verzi
distinctiv e a plantei. Orice stres care interferează cu acest proces metabolic poate produce
răspunsuri care ar putea fi detectate prin utilizarea unor metode si echipame nte specializate si
astfel de ră spunsuri care ar putea fi utilizate ca indicatori de stres (Vangronsveld și
Clijsters,citaț i de Ayeni și colab ,2010).

29
Cu este un inhibitor al fotosintezei, atât in alge, cât si in plantele superioare. Studiile au
arătat ca ionii de Cu se leagă de o proteină membranară care nu este direct implicată î n
transportul de electroni,ceea ce in duce schimbă ri structurale la nivel ul membranei fotosintetice,
ducâ nd la o in hibitie a flu xului de electroni ( Macfarlane și Burchett 2001).
Raportul dintre clorofila a și b și cel dint re conț inutul total de clorofilă și carotenoizi
sunt indicatori s emnificativi care sc ot in evidenț ă rezistența complexelor de pigmenț i la
metalele grele. Aceste rapoarte sunt in mod normal destul de stabile, dar se pot schimba rapid
sub acț iunea factorilor stresori . Schimbările în proporția pigmenților fotosintetici se reflectă la
nivelul întregului ap arat fotosintetic, astfel afectâ nd atât rata de acumulare, cât ș i creș terea ș i
productivitatea plantelor. Datele studiului întăresc concluzia că clorofila a este mai sensibilă
decât clorofila b sub acțiunea Cu sau a combin ațiilor cu acesta. (Maleva și colab , 2011)
De asemenea, s-a raportat ca modificările în activita tea fotosintetică si absorbția ș i
distribuția nutrienților esențiali conduc la o creș tere re dusă a plantelor. Reduc erea Ch l b a fost
mai mare decât conț inutul g lobal de Chl. Acest lucru poate fi asociat cu modificarea compoziției
pigmentare a abordării fotosintetice care posedă un nivel mai scă zut de proteine clorofiliene.
Rezultatele studiilor au demonstrat ca efectul cel mai semnificativ al toxicității Pb a fos t de
scădere a ostiolelor stomatelor și de creș tere a celu lelor de pază. Prin urmare, Pb intră î n frunze
prin deschiderea stomatelor si toxicitatea lui poate perturba activitatea fiziologică a plantelor
(Malar și colab , 2014).
Cloroplastele, membranele til acoide , sistemele fotosensibile 1 si 2 din plantele
superioare ar putea oferi o oportunitate importantă î n constituirea unor sisteme de teste de
biotoxicitate. Inhibiți a fotosintezei in timpul expunerii la metale grele este una dintre actiunile
primare ce au loc in plante, deoarece acestea afectea ză invariabil aparatul fotosintetic si
funcț iile sale, fie direct, fie indirect prin înfranarea fazelor de lumină și de î ntuneric a
fotosintezei . Se știe că metalele grele dimi nuează rata fotosin tezei, conductivi tatea stomatală,
rata de transpirație, creș terea plantei si productivitatea agricolă a plantelor ( Sytar și colab ,
2012).
1.1.5 Utilizarea indicatorilor de stres oxidativ.

Deși majoritatea metalelor sunt esenț iale, toa te aceste devin toxice atunci câ nd
concentratiile lor sunt ridicate, deoarece acestea pot cauza stres oxidat iv prin formarea
radicalilor lib eri. Un al motiv pentru care meta lele pot fi toxice este acela că pot inlocui metale le

30
esențiale din pigmenți si enzime,astfel perturbâ ndu-le funcț ia acestora. Prin urmare, metalele
fac terenul nepotrivit pent ru creș terea plantel or ș i distrug biodiversitatea (Bhaduri și
Fulekar ,2012).
Stresul o xidativ este un factor central în fenomenul stresului biotic ș i abiotic care are
loc atunci cand există un dezec hilibru serios î n orice compartiment al celulei î ntre producerea
de specii reactive de oxigen si apărarea antioxidantă, conducând la provocă ri fiziologice
dramatice. Speciile reactive de oxigen au fost considerate a fi in princi pal molecule periculoase,
ale căror concentrații necesită a fi menținute la un nivel cât mai scă zut. Acest concept s -a
schimbat datorită multiplelor funcț ii ale oxigenului activ. Astfel, este necesar ca plantele să
controleze minuț ios spe ciile reactive de oxigen, dar să nu le elimint e complet.
Primul pas în apărarea împotriva stresului oxidativ într -o plantă este de evitare a
producerii de specii de oxigen reactiv. Astfel, în mitocondriile plantelor lanț ul de transport al
electronil or este adecvat oxidat prin menț inerea unui echilibru dintre disponibilitatea
substratului si cerința de ATP , acti varea unei oxidaze alternative, act ivarea unor proteine
necuplate ș i activarea rotenone intensiv dehidrogenazelor. Odată formate, speciile reactive de
oxige n trebuie să fie detoxifiate câ t mai e ficient posibil p entru a minimiza eventuala daună .
Prin urmare, mecanismele de detoxificare cons tituie a doua linie de apărare î mpotriva efectelor
dăunatoare a speciilor reactive de oxigen (Gratao și colab , 2005).
Speciile reactive de oxigen ( ROS) pot fi formate î n timpul proceselor metabolice ae robe
normale, cum ar fi respirația și fotosinteza ș i prin urmare , majoritatea ROS sunt produse î n
mitocondrii, cloroplaste, peroxisomi, membrana plasmatică ș i apoplast. Alte surse de producere
a Ros sunt N adph oxid azele, aminooxidazele ș i peroxidazele peretelui celular. Deși radicalul
superoxid ș i peroxidul de hidro gen nu sunt asa de reactive ca ș i cele lalte specii, ele sunt produse
în cantitați mari în celula și pot iniția alte reacții care să le transforme î n spec ii mai periculoase.
De fapt, radicalul superoxid poate fi c onvertit de enzimele specifice î n peroxid de hidrogen, iar
aceasta poate constitui o problemă, ca și în cazul apariției reacț iilor Fenton. (Mourato si colab ,
2012).
Potenț ialul de fitoremediere al plantelor poate fi eva luat cu mecanismele de toleranță al
plantelor ce permit plantei să combată nivelele ridicate al e speciilor reactive de oxigen î n
timpul conditilor de stres abiotice. Deterior area plantelor are loc atunci câ nd capac itatea
proceselor a ntioxidante ș i a mecanism elor de detoxifiere sunt mai scăzute decat cantitatea de
producț ie a speciilor reactive de oxigen (Bhaduri si Fulekar, 2012).

31
Speciile dăună toare reactive de oxigen pot deteriora moleculele biologice precum
lipidele, care sunt mod ificate prin procesul de peroxidare. Mă surarea nivelelor
Malondialdehidei este utilizată frecvent ca și index al peroxidă rii lipidelor sub acțiunea
condiț iilor de stres. În plante există mecanisme de protecție enzimatică și non enzimatică care
înlatură spe ciile reactive de oxigen și atenuează efectele sale dăună toare. Enzimele antioxidante
includ su peroxid -dismutaza, peroxidaza ș i catala ză. Importanța enzimelor antioxidante î n
prevenirea stresului oxidativ prin î nlăturarea sp reactive este în general scoasă în
evidență.Superoxid dismutaza dismutează O2 în H 2O2, care este mai apoi descompus in H 2O de
peroxi d dismutaza si catalaza astfel încâ t acumularea O2 si a H2O2 sa fie eficient prevenită .
Super oxid dismutaza (SOD) este o componentă crucială a sistemului d e aparare antioxidantă a
plantei.Trei tipuri diferite de S OD au fost detectate in plante,putând fi astfel clasificate în
funcț ie de co factorii lor metalici Mn,Fe ș i Cu/Zn. Asfel, Cu/Zn S OD este localizat in
memb ranele tilacoizilor si in citoso l, Mn-SOD este localizat in mitocondrie si Fe Sod i n
cloroplast. Ocurenta activităț ii superoxid dismutazei in comp artimentele metabolice sugerează
că enzimele ciclului glutation/ascorbat, la fel ca ș i peroxidazele,pot juca un rol important in
afara cloroplastului. Peroxid dismutaz a este ș i ea o enzima importantă, capabilă să reducă H2O2,
care este o substanță degradat ă de că tre SOD. Rolul peroxidazei ( POD ) ca și enzimă a stresului
în plante a fost pe larg acceptat. Malondialdehida este un produs oxidat al membranel or
lipidelor, care se acumulează atunci câ nd plantele sunt expus e unui stres oxidativ. Concentraț ia
de MDA este general considerată a fi un indicator al peroxidării lipidelor, câ t și a nivelului de
stres (Li u și colab 2008).

Peroxidar ea lipidelor a fost identi ficată drept u n indicator sensibil al toxicită tii pe baza
de cupru si a fost propusă ca o bioanaliză de toxicitate pentru plantele expuse la cupru.
Valorile ridicate ale peroxid arii lipidelor pot sa corespundă cu valorile ridicate ale
activităț ilor Sod ( H artley și colab ,2001).
În sistemele bio logice, metalele grele afectează organitele celulare si componentele
precum membrana celulara, mitocondriile, lizozomii, reticulul endoplasmatic, nucleul si unele
enzime implicate in metabolism, detoxificare si repara rea daunelor. Degradarea ADN – ului si
schimbarile conformationale care pot duce la modularea ciclului cellular, carcinogeneza si
apoptoza.Anumite studii au demonstrate ca s peciile reactice de oxygen joacă un rol important
în toxicitatea si carcinogenitate a metalelor precum As, Cd, Cr, Pb si Hg. ( Tchounwou și
colab, 2014).

32
Experimentele recente au demonstrat ca la nivelul lastarilor de plante variatia Sod a fost
corelata pozitiv cu cea a unor metal(Zn), corelata negativ cu Fe si pozitic cu P. Variatia POD
din frunze este pozitiv corelata cu cea a Cu, Fe si P, in timp ce cea a peroxidarii lipidelor a fost
corelata negativ cu variatia de Cu si P ( Neagoe și colab. ,2013).
În cazul unui experiment de fitostabilizare a unui iaz d e decantare din Romania,
cercetăt orii au ajuns la concluzia că stresul oxidativ a scăzut ca și rezultat al inoculării și nu al
scăderii acumulării metalelor î n plante. Stresu l oxidativ a fost invers proporțional cu
concentraț ia de proteine, care au fos t controlate în mare măsură de îmbună tățirea nutriției cu P (
Neagoe și colab. ,2013) .
1.2 Metode de management al zonelor miniere.Tipuri de surse de p oluare si modalitati
de control
O zona minieră este sistem co mplex industrial ce manipulează cantităț i enorme de roci
pentru a extrage din acest ea o cantitate mai mică sau mai mare de metale si minerale valoroase.
Acesta presupune două tipuri de activităț i : extracție ș i prelucrarea minereului. Masa enormă a
materialulu i manipulat implică extracția produsului valoros î n apropierea zonei de preleva re.
Cea mai mare parte a deșeurilor este eliminată î n apropierea zonei . (Liakoupoulos 2010).

Deșeurile miniere prezente î n ma joritatea zonelor miniere sunt î n general de 3 tipuri:
 Deșeuri de extracț ie, constituite din roci cu cantități variabile de minere u și alte
metale. Zone le de depozitare ale acestor deșeuri au un potențial ridicat de risc î n drenajul
minier acid, care necesită un management a apei
 Deșeuri de procesare finală sau steril, constituite î n principal din particule de
roca cu cantităț i varia bile de metale reziduale ș i reziduuri ale reactivilor de procesare.
Resturile conțin cantități substanțiale de metale grele ș i metaloizi.
 Deșeuri industriale periculoase, care cuprind reactivi de prelucrare nefolosiți,
concentrate metalice și alte deșeuri de prelucrare a minereului ( Neagoe și colab. , 2011).
Haldele de steril conțin reziduuri diverse, acest ea putând proveni din sterilul ș i rocile
înlăturate din carierele de suprafață, din roc ile și materia lul scoase din minele subterane și din
reziduurile de procesare de diferite dimensiuni. Iazurile de decantare sunt de obicei suprafețe
extinse de teren construite pe structurile caracteristice de teren sau trans formate prin procesul
de excavaț ie, care au ca scop depunerea reziduurilor lichide cu scopul de a fi sedimentate. (
Neagoe și colab. ,2011).

33
Impactul direct este de obicei seve r deoarece implică distrugerea ecosistemelor naturale
prin înlăturarea solului, plantelor ș i distrugerea habitatelor unor specii de animale
(Cooke,2002).
Activităț ile miniere lasă în urma o vastă cantitate de praf ș i mine de steril, care v or
deveni surse de contaminare ș i poluare a mediului. Efectele directe a acestor activităț i vor fi de
degrada re a terenurilor cultivate, a pădurilor și a zonelor de pășunat cu redu cerea concomitentă
a producț iei (Wong 2003, citat de Pratas si colab. 2004 ). Efectele indirecte ale activităț ilor
miniere sunt cele d e poluare a aerului, a solului ș i a apelor. Atât efectele dir ecte, cât și cele
indirecte afectează î n cele din urmă biodive rsitatea și bună starea economica. Comunităț ile de
plant e care sunt tolerante la condiț ii de stres impuse pot indep lini obiectivele de stabilizare, de
control al poluării și de îmbunatăț ire a pe isajului . (Pratas si colab. 2004).
Prin acț iunea apelor prov enite din precipitații, compușii solubilizați poluează solul,
apele de suprafață ș i subterane. Mai mult, în cazul alterării piritei, poate avea loc fenomenul de
drenaj minier acid. (Neagoe și colab. , 2011).
Drenajul minier acid poate contribui la poluarea ecosistemelor de suprafață și subterane.
Potrivit lui Bussiere, 2009 , rocile sterile, pereții din cariere ș i lucrările de subteran pot genera
drenajul minier acid. Pirita ș i pirhotita, oxidează în prezența apei și a oxigenului atmosferic
producând drenajul minier acid prin diferite căi chimice ș i biochimice.
1.2.1 Managementul iazurilor de decantare

Iazurile de decantare sunt zone în care sedimentele ș i reziduurile cu dimensiuni fine ale
particulelor sunt pompate sub formă de sedimente . Reziduurile provin din procesarea
minereurilor (exemplu: minereurile de rocă pentru metalele precum Au, Cu, Ni, Pb, Zn, U) a
mineralelor industriale (exemplu: bauxită și cărbunele) ș i a mineralelor secundare bogate în
metale ș i metaloide (exemplu: Al, As, A u, Cr, Cu, Ni, Pb , Zn și U), etc (Sutton ș i Dick, 1987;
Gordon, 2002; Li, 2006; Mudd, 2007, cita ți de Huang, 2012 )
Iazurile de decantare sunt în general grupate î n 4 tipuri diferite . În general, clasificarea
depinde de locaț ia unde este construit acesta. Aceas ta este î n general relationat cu topografia
naturală a zonei selectate pentru stocarea deseurilor. (selectarea z onei depinde de natura rocilor
și de gradul lor de permeabilitate).
Natura structurală a indiguirilor ș i rezultatele directe ale r evarsărilor și a deteriorării
pereț ilor poate afecta mediul . Aceste tipuri de impact includ scurgerile pe termen lung care duc

34
la contam inarea apei freatice, emisiile de praf ș i perturbarea habitatelor. Defecțiunile structurale
în gener al rezulta din elibe rarea rapidă a materialului pe o scurta perioadă de timp. Pe de altă
parte, emisiile pot continu a ani intregi, pe durata utilizării iazului sau chiar și dupa î nchidere.
(Atalay, 1997, Karadeniz, 1996, citaț i de Ozkan, 2002 ).
Cont aminarea apei freatice depinde î n principal de permeabili tatea relativă a
materialelor. Î n cazul î n care există o permeabilitate ridicată se formeaza un strat de
contaminare ce se miscă în direcț ia sensului de curgere a apei. Pentru a rezolva această
problemă asociată s-au instalat sisteme formate din fântâni la distanțe apropiat e de iaz pentru a
pompa ap a freatică înapoi că tre iazuri. Infiltrațiile ajută la uscarea iazurilor și î ndiguirea
acestora, mai ales d upă ce are l oc abandonul acestora. Infiltrațiile în condiț iile climatice uscate
sunt uneori înregistrate a fi inevitabile și au fost percepute ca având efecte scă zute asupra ape i
freatice care este deja salină . În unele circumstanțe, totuși, infiltraț iile a u fost î nregistrate drept
fiind cauzele principale a creșter ii nivelului de apă freatică, aducând apa salină aproape de
suprafață și afectând vegetaț ia. Emisiile de praf sunt în general o problema în cazul î n care iazul
a fost abandonat. De asemenea, exact c a și î n cazul an terior, problema este dependența de
climat ul în care se află iazul. Emisiile de praf pot deve ni o adevarată problemă pentru societate
iar pentru rezolvarea acestei situații se recurge adesea la re -vegetarea substratului. Succesul
acestei abordări depinde î n general de natura materialului din iaz, de capacitatea de retenți e a
apei a stratului de suprafata și a managerierii pe termen lung a proiectului. Totodată , eroziunea
iazurilor de dec antare datorată vânturilor ș i a ploii poat e afecta stabilitatea acestuia ș i produce
problem e grave de mediu. Mult e metode au fost ut ilizate pentru a rezolva această metodă , cum
ar fi cele de instaurare a unui covor vegetal pe bancurile iazurilor sau de cele de stabilizare
chimica. (Oskan, 2002)
Pentru a fi evitate an umite probleme asociate calamităț ilor natural e precum
cutremurele sau inundațiile, alunecările de teren, etc se pot pune în aplicare anumite măsuri
care implică sporirea atenției î n decizia amplas amentului iazului de decantare ( Neagoe si colab. ,
2011).

35
Concluziile analizei critice a c unoașterii

Poluarea cu metale grele provenită di n activitățile antropice creează numeroase
probleme societății datorită proprietăților chimice și a efectelor sale asupra tuturor nivelelor
trofice. Pentru a fi evaluate aceste efecte asupra stării sistemelo r ecologice și pentru a cuantifica
succesul măsurilor de management în cazul identificării acestora se utilizează indicatorii.
Pentru ca aceste activităti de monitoring sa aibă succes, este întotdeauna nevoie de
suplimentarea indicatorilor inițiali cu alți i noi. Așadar, în stadiul actual al cunoaște rii pot fi
întampinate dificultă ți în descoperirea unui complex de măsuratori care sa ofere o ofere o
imagine de ansamblu a situației prin dovedirea clară a relației de tip cauză efecte la un cost
rezonabil. Pe d e alta parte, acești indicatori trebuie să fie și simplu de monitorizat și de înteles
de către populatie.
În cazul monitorizării zonelor miniere și a celor adiacente acestora sunt utilizate
numeroase tehnici de restaurare și remediere ecologică, fiecare a vând o abordare diferită, dar
cu scop identic. Studiile scot în evidență faptul că tehnica fitoremedierii ar fi cea mai fezabilă
din punct de vedere managerial, cât și ecologic. Aceasta este încă în curs de dezvoltare. Cea
mai utilizată metodă de fitoremed iere în managementul zonelor miniere este cea a
fitostabilizării.
Simpla introducere a plantelor pentru remedierea și restaurarea unui substrat minier nu
este însă suficientă datorită valorilor ridicate ale unor compuși ce limiteaza cresterea și
dezvolt area unui covor vegetal. Astfel, pentru îmbunătățirea acestei tehnici este necesara adiția
unor amendamente sau inoculi care să creeze o relație de simbioză cu plantele. Provocarea cea
mai mare în acest caz este de a descoperi ce combinație este cea mai po trivită pentru a crea
condițiile propice dezvoltării plantelor.
Pentru evaluarea succesului acestei tehnici de fitoremediere, pot fi utilizați indicatori ce
descriu starea fiziologică a covorului vegetal, precum clorofila, carotenozii si gradul de
peroxida re al lipidelor.

36
2. Studiu de caz.
2.1 Zona minieră Certej.

Bazinul hidrografic Certej, situat în zona de S -E a munțiilor Metaliferi, ce aparțin
Munților Apuseni de Sud din Carpații Occidental i, acoperă o suprafață de 78 km² . Râul Certej,
afluent al râ ului Mures ce se varsă în Dunăre, are o lungime de 18 km . (Zobrist,2009).
Din punct de vedere pedologic, solurile din aceasta zonă se î ncadrează î n clasele
protisolurilor, cambisolurilor, luvisolurilor, hidrisolurilor și a antrisolurilor. Suprafețele de
teren sunt afectate de eroziunea atâ t de adâncime, cât și de suprafata și de alunecările de teren
aparute î n urma excesului de umiditate provenit din precipitații și din scurgerile laterale.
Solurile specifice aceste zone au un conținut ridicat de metale, ce se manifesta punctual printr –
un Ph acid sau moderat acid. Clima este de tip temperat continentală , înregistrandu -se anual o
valoare medie de 9,7 grade Celsius. S-au înregistrat valori cuprinse î ntre 263,6 -830,7 mm de
precipitații medii anuale î n ultimii ani. Precipitaț iile sub fo rma de zapada sunt mai intense î n
lunile ianuarie -februarie, gro simea stratului de zapada atingâ nd valori medii cuprinse intre 1 –
20 cm.
Habitatele specifice zonei sunt :
 Pădurile de foioase ( formate predominant din specii ale g enului Fagus, Carpinus,
Quercus, Acer )- Breșele acestor habitate oferă suport pentru hrana si adăpostul păsărilor
cuibăritoare.
 Pajiștile aparținâ nd clasei 3 si pajiști le mezofile
 Tufarișurile – oferă condi ții propice pentru cuibărirea speciei Lanius collu rio și pt specii
ale familiei Sylvidae
 Habitate lentice: ofera condiț ii propice de reproducere a amfibienilor
 Habitate lotice (Hodor,2013)
Activită țile de minerit au fos t înregistrate pentru prima dată în anul 1746, deși se crede
ca extracția de aur a înce put înainte de vremurile romane. În timpul regimului totalitar, sectorul
minier a fost considerat a fi un pilon stategic de productie, cuprinzând aproximativ 10 % din
forța de muncă a țării. În primii ani de tranziț ie a statului roman la regimul democratic , sectorul
minier a contin uat sa dețină un rol important î n stabilitatea î ntregii industrii, în pofida eficiente i
economice scăzute si a calitaț ii slabe a minereurilor. În acest context, Certej a devenit o zona
importanta de exploatare a minelor complexe, iar așezarile au obtinut un pr ofil economic mono –

37
industrial. Î n tot acest timp, normele de protecție a mediului au fost puț in respectate. După anul
1997, restructurarea mineritului a devenit inevitabilă, efectele sale avand un impact economic
semnificativ. Spre deosebire de celelalte sectoare industriale, mineritul nu a putut beneficia de
priva tizare din cauza lipsei investițiilor de capital privat și a posibilităț ilor reduse de dezvoltare.
În consecință, comunităț ile sociale ce erau dependente de acest sec tor au a vut de suferit. Faza
finala de î nchidere completa a minelor din aceasta zonă a avut loc in anul 2006, luna aprilie.
2.2 Iazul de la Valea Mealului. Caracteristici generale

Iazul de decantare de la Valea Mealului conți ne deseuri de procesare bogate în As(370
mg/kg), Pb (3400 mg/kg) ș i Zinc (2200 mg/kg) (Șerban 2004).
Localizare
Iazul de decantare Valea Mealu este localizat la 0,5 km distanță de pâraul Certej, p e
versantul stâng al acestuia, î n apropierea localității Certeju de Sus, județul Hunedoara . În
vecinătatea acestei comune se află municipiul Deva, la o distanță de 18 km.( Raport 2014*).
Substratul iazului de decantare este acoperit in proporție de peste 50% de vegetație,
speciile de briofite și de Agrostis sp, Calamagrostis arundinacea, Phragm ites australis, Salix
purpurea fiind caracteristice acestei zone (Vezi Anexa 1 ).
Mineralele specifice acestui iaz de decantare sunt cuarțul, gipsul, ilitul,
montmorillonitul, feldspatul, pirita, sfaleritul, galena, calcopirita, rutilul, geothitul, marcasi ta,
jarotisitul.Mineralele sunt repartizate neomogen, iar dimensiunile lor sunt extrem de variabile
( Raport,2014*).

2.3 Experimentul de teren de la Valea Mealului: obiective, design, variabile măsurate.
Contribuția personală la măsurarea variabilelor

Pe baza informatiilo r oferite î n prima parte a lucră rii, cea de analiză critică a cunoașterii,
putem relata faptul că există numeroase metode de atenuare a efectelor pe care zonele miniere
le au asupra ecosistemelor adiacente. Dintre acestea, cele mai fezabi le din punct de vedere
ecologic și managerial s -au dovedit a fi metodele de bioremediere.
Pentru a asigura conditiile minime de dezvoltare a unui covor vegetal se pot utiliza
diverse combinații de amendamente, alaturi de care se pot adăuga microorgansime c e facilitează

38
mobilizarea și preluarea nutrienților din sol prin simbioza cu plantele. Fungii pot fi un exemplu
concludent de microorganisme ce fac simbioză cu plantele.
În acest context , obiectivul principal al cercetării a fost de a caracteriza și a comp ara
efectul fungilor asociati unor amendamente asupra covorului vegetal crescut pe un iaz de
decantare.

Al doilea potential obiectiv ar fi de devansare a succesiunii ecologice de pe iazul de
decantare pentru a ameliora efectele asociate acestui tip de su rse de poluare.
Pentru a elabora designul experimentului de pe teren, s -a efectuat mai întâi un
experiment la scara mai mică (ghiveci).
În urma experimentului realizat la scara de ghiveci , în care s -a creat o comparație dintre
efectele inoculării cu 1% și efectele inoculării cu 7%, echipa de cercetare a ajuns la concluzia
că varianta de 7% nu este fezabilă din punct de vedere economic si nici benefică covorului
vegetal.( Raport 2015.2016).

Drept urmare, aceasta a decis sa facă comparația între variantele de fungi cu 1 și 2 %.
Ipoteza de început a grupului era ca varianta de inoculum de concentratie 1% este superioară
celei de 2%.( Raport 2015*).

Experimentul de teren este compus dintr -un număr de 35 de ploturi, fiecare având
dimensiunea de 2x2m. Acestea au fost așezate randomizat în interiorul unor blocuri
experimentale (7 parcele din fiecare variantă au fost așezate randomizat în 5 blocuri cu lăț imea
de 10 m și 50 m lungime ( Figura2 ).

39

Figura 2 . Design -ul experimental ( preluare după Raport 2015*)
Experimentul de pe teren este de tip bivariat, cele două variabile fiind cantitatea de
inoculum bivariat (1si 2%) și tipul de amendament, asa cum este ilustrat în tabelul de mai jos.(
Tabelul 2). Amendamentele au fost disponibile in două variante și anume, a mendament cu sol
fertil si fertizilatorul verde care constă în trifoi verde uscat. Trifoiul verde uscat a fost procurat
dintr -o zonă care ave a un grad infim de poluare( față de cel al zonei experimentale), mărunțit
și înglobat în primii 20 cm al substrat ului haldat si amendat în același timp și cu sol
necontaminat. Datorită faptului că fungii nu pot fi comercializați ca atare, aceștia sunt înglobați
sub formă de spori în suporturi de argilă expandată. Produsele au fost importate din Germania
și conțin Glomus intraradices, G. etunicatum și G. Claroideu.
Ulterior creării conditiilor propice pentru dezvoltarea unui covor vegetal prin amendare
si adiție de fungi, s -a recurs la însămânțarea parcelelor cu specia Agrostis
capillaris (aproximativ 20 kg/ha), specie deja specifică acestei zone. Astfel, s -a evitat crearea
unui dezechilibru ecosistemic.
Odată cu cele 6 variante experimentale, s -a introdus și un control care nu conține nici
amendament, nici fungi.

40

Figura 3 .Ilustratrea variantelor experimentale După Cătieșanu si colab,2017)

Evolu tia experimentului poate fi observată și prin i magini satelitare (Vezi figura 4 )

Figura 4. Captură a stării experimentului din satelit (luna august, 2016).

41
În figură se pot observa clar cele 5 blocuri experimentale în care parcelele au fost
distribuite randomizat. Heterogenitatea vegetației este și ea totodată foarte ușor de sesizat.
Fotografia realizată î n luna august a anului 2016 surprinde aspectul zonei experimentale
din acea perioadă.

Figura 5 . Aspectul zonei experimentale în luna august a anulu i 2016. 2

În tabelul de mai jos (Tabelul 2 ) se pot observa ș i deduce contribuțiile fiecărui membru din
echipa de cercetare

2 Autor:Virgil Alexandru Iordache

42

Tabel 4. Contribuțiile membrilor echipei de cercetare în elaborarea experimentului
După Cătieșanu si colab,2017)

Ulterior proiectă rii și instalări i experimentului s-au prelevat in 4 momente de timp, atât
probe de plante, cât și probe de sol adiacente zonelor de unde plantele au fost recoltate. Pentru
obținerea datelor statistice, timpul a fost considerat drept a 3 a variabilă, astfel experimentul
devenind unul trivariat.
Pentru a surprinde heterogenitatea de la nivelul fiecărei parcele, au fost prelevate 9
subprobe din diferite zone ale parcelelor.

43
În cazul probelor de plante, părțle supraterane au fost separate de cele subterane, spă late
cu apă de la robinet, distilată și la final ultrapură, urmând ca mai apoi sa fie cântărite, supuse
liofilizării și măcinării. Probele rezultate ce au fost supuse măcinarii au fost supuse analizelor
pentru obținerea diverselor variabile care ar putea s a surprindă efectele variantelor
experimentale. Probele de sol prelevate împreună cu probele de plante au fost su puse analizelor
fizico chimice ș i corelate cu variabilele rezultate din analiza plantelor pentru a surprinde
complexitatea fenomenelor și pentr u a stabili ce set se date sunt potrivite pentru monitorizare.
Deși am contribuit la măsurarea mai multor vari abile luate î n considerare în acest
experiment pentru a caracteriza starea fiziologică a covorului vegetal, pot spune că cea mai
mare contributie am avut -o în determinarea concentrațiilor de pigmenți asimilatori( clorofila a,
clorofila b, carotenoizi) și a gradului de peroxidare a lipidelor.
Concentrațiile de pigmenți asimilatori au fost măsurate prin metoda Schopfer .
Metodologie , după Neagoe (2015)
Pentru fiecare probă s -au luat în lucru 100 mg de material v egetal liofilizat, măcinat și
păstrat în prealabil la o temperatură de -45ș C. Peste această cantitate s -au pipetat 4 ml soluție
extractantă compusă din 80% acetonă, 19,5 % apă ultrapură și 0,5 % soluție amoniacală.
Ulterior probele au fost mojarate cu un ultratura x timp de 0,5 min la 24000 rpm ș i transvazate
în tuburi de centrifugă. După completarea unei serii de probe, aceastea au fost centrifugate timp
de 20 de minu te, la 4800 rpm și o temper atură de 4 ș C.
În final, supernatantele obținute s -au citit la diferite lungimi de undă (480, 645, 647,
663, 664 nm) pentru a putea diferenția cei 3 pigmenți. Conținutul celor 3 pigmenți s -a exprimat
prin determinarea unor form ule de calcul (1,2,3). Datel e obț inute s -au exprimat în mg/g
substanță uscată .
Chl. a =
    
)( _)( _ 647 2,29 664 11,78
mg proba masaxFDml proba xvol xE xE (1)
Chl. b =
    
)( _)( _ 664 4.77 647 20,05
mg proba masaxFDml proba xvol xE xE (2)
Car. =
    
)( _)( _ 645 0,638 663 0,114 480
mg proba masaxFDmlvol xproba xE xE + E  (3)
FD= factor de diluție

44
Pentru determinarea gradului de peroxidare a l lipidelor s -a recurs la metodă
colorimetrică cu acid tiobarbituric (metoda Buege si Aust, 1978 modificată ). Gradul de
peroxidare al lipidelor poate fi exprimat prin obț inerea malonaldehidei, indicator extrem de
folosit pentru evaluarea efectelor stresului oxidativ asupra lipidelor celulare .
Pentru fiecare probă mentinută la o temperatură de -45șC obținută î n prealabil prin
liofilizare, măcinare la rece, s-au luat î n lucru 100 mg peste care s -au pipetat 4 ml de s oluție de
reacție ( obținută din 10% TCA și 0,25% TBA prin dizolvare în baie ultrasonică la o frecvență
de 50 Hz). Omogenizarea probelor s -a realizat cu ajutorul unui ultraturax timp de 0,5 minute la
75000 rpm. Ulterior, probele s -au transvazat î n cuve de c entrifugă și s -au încălzit în baie de apă
la o temperatură de 95șC, timp de 30 de minute. D upă ce au fost lăsate să se răcească timp de
15 minute, probele au fost centrifuga te la 4800 rpm, la o temperatură de 4șC. Supernatantele
obținute au fost măsurate l a 3 lungimi de undă diferite, având ca martor soluția de reacț ie.
Datele obți nute au fost calculate, utilizâ nd următoarele formule(1,2)
MDA [µM x ml-1] = {(A 532 – A600) – [(A 440 – A600) (MA sucro ză la 532/MA sucroză la
440)]}/157 (1)
MDA [µM x ml-1]={[(A 532 – A600) – [(A 440 – A600) x 0.0571]}/157 (2)
Unde MA= ε = 157 mM-1 cm -1 coeficient de extincție al acidului tiobarbituric.
Rezultatele obținute au fost ulterior prelucrate statistic,prin metoda de analiză a
diferențelor dintre valorile me dii a grupurilor de măsurători, ANOVA, u tilizând software -ul
STATISTICA
2.4 Efectul variabilelor substratului minier în diferite condiții de amendare asupra
concentrațiilor de pigmenți asimilatori și peroxidării lipidelor (După Cătieșanu si
colab,2017)

45

Figura 6. Comparaț ia variantelor experimentale (După Cătieșanu si colab,2017)

Pentru început, am comparat variantele cu 0% inoculum, pentru a ilustra efectele izolate
ale amendamentelor .
În tabelul 5 sunt ilustrate efectele statistice ale amendamentului. După cum se poate
observa, efect ele amendamentului sunt semnif icative.(valorile marcate cu roș u au semnificație
statistică).
Tabel 5. Efectele statistice ale amendamentului lipidelor (După Cătieșanu si
colab,2017)

P= gradul de semnificație statistică
NS = Valori care nu au semnificație statistică
Pentru o mai bună înțelegere a efectelor amendamentelor asupra substratului minier
am ales să ilustrez tendințele prin metoda grafică .

46
Primul grafic (figură ) ilustrează efectul pozitiv al amenda mentelor asupra concentraț iei
de caroten. După cu m se poate observa, cel mai rentabil amendament este cel amestecat cu
trifoi. (concentrația de caroten crește de la C, C S la CST). Efectul nu este însaă asemănător în
toate inte rvalele de timp. Spre exemplu, î n cazul intervalului 4 de timp, concentrația d e caroten
descrește. Acest efect poate fi un efect al senescenței plantelor. Datorită acestor diferențe dintre
cele 3 intervale de timp și timpul 4, efectul amendamentelor asupra concentrației de caroten nu
se poate generaliza.

Figura 7. Efectul amendam entului asupra concentrației de caroten lipidelor (După Cătieșanu
si colab,2017)
Unde, C=control, CS= control cu sol fertil, CST= control cu sol fertil și fertilizator verde( trifoi)
În cazul celui de -al doilea grafic (figura), efectul amendamentelor asupr a concentrației
de clorofilă totală este similar cu cel asupra concentrației de caroten.

47

Figura 8. Efectul amendamentelor asupra concentrației de clorofilă totală .
lipidelor (După Cătieșanu si colab,2017)
În ceea ce priveste efectul amendamentelor asupra peroxidării lipidelor, se poate
observa că în ambele cazuri (figura 9 si 10) acesta este per total pozitiv, fiind valabil atât pentru
probele supraterane, cât și pentru cele subterane. Gradul de peroxidare scade semnificativ de
la C la CS la CST în toate momentele de timp, atât în cazul probelor cu rădăcini, cât și în cazul
probelor supraterane.

Figura 9. Efectul amendamentelor asupra gradului de peroxidare al lipidelor în suprateran
lipidelor (După Cătieșanu si colab, 2017)

48

Figura 10. Efectul amendamentelor asupra gradului de peroxidare al lipidelor în rădăcini

În cazul fungilor amestecați în substratul combinat cu amendam ente, s -au sesizat
diferențe atâ t în cazul concentrațiilor de pigmenți asimilatori, cât și în ce l al peroxidării
lipidelor.

Tabel 6.Efectul combinaț iilor de amendamente si fungi asupra substratului minier
(După Cătieșanu si colab,2017)

În ambele grafice ce fac referire la pigmenți(caroten și clorofilă totală), se poate sesiza
că efectele cele mai benefice se manifestă la adiția fungilor de concentrație de 2% la al treilea

49
moment de prelevare. La fiecare moment de prelevare însă efectele se manifestă diferit și astfel
nu se poate generaliza o situație pentru toate celelalte momente de prelevare.

Figura 11 . Efectul adiției concentrațiilor de fungi asupra clorofilei totale (După Cătieșanu si
colab,2017)

Figura 12 . Efectele adiț iei de fungi de diferite concentratii asupra carotenului (După Cătieșanu
si colab,2017 )
În ceea ce priveș te efectele as upra peroxidă rii lipidelor, situația este mult mai simplă
deoarece efectul este identic în ambele situații( suprateran, subteran) și anume tendințele în
ambele cazuri sunt de descreștere, gradul de peroxidare fiind redus pe mă sură ce procentul de
fungi in oculați a crescut de la 0 la 2%.

50

Figura 13. Efectul diferitelor concentrații de fungi asupra peroxidarii lipidelor din rădăcini
(După Cătieșanu si colab,2017)

Figura 14. Efectul diferitelor concentrații de fungi asupra peroxidării lipidelor din partea
supraterană. (După Cătieșanu si colab,2017)

51
2.5 Discuție: potențialul de utilizare al acestor variabile în monitorizarea restaurării
zonelor poluate cu metale

În aceasta secț iune de discuție a rezultatelor obț inute se vor ati nge 3 a specte:
variabilitatea temporală a tiparelor observate, poziția datelor prezentate în lucrare în raport cu
alte tipuri de date produse în experiment, corelarea efectelor benefice demonstrate in cadrul
acestei cercetari cu o ipoteză demonstrată în ca zul altui experiment.
|Drept urmare, figura ilustrează prin metoda grafică relația dintre gradul de peroxidare
al lipidelor și concentrația totală de clorofilă. Este sesizabil faptul că o tendință existentă pentru
un anumit moment de preleva re nu poate f i generalizată pentru celelalte . În anumite situații,
gradul de peroxidare al lipidelor este concomitent în crestere cu scaderea concentratiei de
clorofilă, relația fiind una invers proporțională.
În cazul celui de -al patrulea moment de prelevare( august 2016) însă, relația este
direct proporțională, plantele existente pe parcele fiind deja în fază de ofilire.
Astfel, am ajuns la concluzia că este necesară conturarea unui sistem de monitoring
care să implice prel evarea cel puțin sezonieră a plantelor pentru a surprinde efectele
amendamentelor și a fungilor la nivelul fiecă rei etape a ciclului de viață al plantelor.

Figura 15. Ilustrarea grafică a relației dintre concentrația totală de clorofilă și peroxidare a
lipidelor. (După Cătieșanu si colab, 2017)

52
Pentru a ilustra poziția datelor obț inute de către mine în raport cu alte date obț inute de
către echipa de cercetare în cadrul aceluiași experiment, am ales să ilustrez din celelalte date
ale experim entului gradul de acoperire ale parcelelor la 3 momente de timp. Aceste date au fost
raportate intr -o prezentare a colegilor mei anul trecut. (Iordache si colab, 2016).
În figura se poate observa clar că inocularea cu fungi are efecte benef ice asupra
dezvoltării covorului vegetal de pe substratul iazului de decantare din apropierea localității
Certeju de Sus, Procentul total al acoperirii vegetației crește concomitent cu cea a concentrației
de inoculum, atât în cazul substratului minier amen dat numai cu sol fertil, cât și asupra celui
care are în compozișia sa și fertilizator verde (trifoi).
Starea fiziologică mai bună a covorului vegetal asociată cu această abundență a
vegetației de pe parcelele e xperimentale poate fi exprim ată prin concentrații mai mar i ale
pigmenț ilor asimilatori ș i prin grade de p eroxidare ale lipidelor mai puți n intense.

Figura 16. Acoperirea totală cumulată pe toate straturile de vegetație ( 0-2-5-10-20 > cm
(după Iordache și colab 2016 )

Fenomenul de scă dere a gradului de peroxidare al lipidelor ( unul dintre indicatorii
stresului oxidativ la nivelul plantelor) care ilustrează o îmbunătățire a dezvoltării covorulu i
vegetal, este o cauză a inoculă rii cu fungi micorizali.

53
Neagoe și colab ( 2013) au realizat o comparaț ie a efectelor diferitelor concentraț ii de
fungi micorizali ( 1 si 7%) pentru a determina ce procent este mai fezabil din punct de vedere
managerial si eficient din punct de vedere ecologic, iar pentru a evalua starea măsurilor de
management aplicate au folosit indicatori ai stresului oxidativ. N umeroase studii au demonstrat
că indicatorii de stres oxidativ au scăzut de obicei ca urmare a inocul ării cu fungi ce a favorizat
scăderea acumulă rii de metale in plante. Studiul lor a demonstrat însă că, stresul oxidativ a
scăzut ca urmare a inoculării cu 1% ce a favorizat cresterea concentrațiilor de proteine
controlate la rândul lor de îmbunătati rea nutritiei cu fosfor.(Fig 17 ) Îmbunatatirea nutriți ei de
fosfor a fos t corelată cu producția de biomasă.

Figura 17. Efectele cresterii cantităților de inoculi asupra dezvoltarii plantelor (preluare după
Neagoe și colab, 2013)

În cazul acestei cercetări nu putem deocamdată generaliza această idee deoarece e ste
nevoi e de mă surarea mai multor variabile c are să ofere o imagine mai amplă a efectelelor
asupra covorului vegetal
Nu pot decât ipotetiza că o concentrație de 2% are un efect benefic asupra covorului
vegetal (fapt deja cunoscut prin măsur area abundenței vegetației pe parcele și a conc de
pigmenț i asimilatori si peroxizi) datorită scăderii activităț ii enzimelor stresului oxidative
survenite în urma creșterii concentraț iei de fosfor din plante.

54

Concluzii

La obiectivul de sinteză a literat urii de specialitate :
 În cazul monitorizării zonelor miniere și a celor adiacente acestora sunt utilizate numeroase
tehnici de restaurare și remediere ecologică, fiecare având o abordare diferită, dar cu scop
identic. Studiile scot în evidență faptul că t ehnica fitoremedierii ar fi cea mai fezabilă din
punct de vedere managerial, cât și ecologic. Aceasta este încă în curs de dezvoltare. Cea
mai utilizată metodă de fitoremediere în managementul zonelor miniere este cea a
fitostabilizării.
 Simpla introducer e a plantelor pentru remedierea și restaurarea unui substrat minier nu este
însă suficientă datorită valorilor ridicate ale unor compuși ce limiteaza cresterea și
dezvoltarea unui covor vegetal. Astfel, pentru îmbunătățir ea acestei tehnici este necesară
adiția unor amendamente sau inoculi care să creeze o relație de simbioză cu plantele.
Provocarea cea mai mare în acest caz este de a descoperi ce combinație este cea mai
potrivită pentru a crea condițiile propice dezvoltării plantelor.
 Pentru evaluarea succ esului acestei tehnici de fitoremediere, pot fi utilizați indicatori ce
descriu starea fiziologică a covorului vegetal, precum clorofila, carotenozii si gradul de
peroxidare al lipidelor.
La obiectivul 2 :
 Mărirea procentului de la 1 la 2% la inocul are cu fungi micorizali crește concentrațiile de
pigmenți asimilatori și scade gradul de peroxidare a lipidelor . Efectul depinde și de
momentul de prelevare , precum și de amendamentele de bază.
 Efectul este convergent cu cel asupra dezvoltării covorului vegetal pe parcelele
experimentale, susținând includerea inoculării cu fungi în metoda de remediere. Dacă există
resurse financiare este avantajos să se poată lucra cu un procent de 2%.
 Cele două variabile pentru care am raportat rezultate pot fi folosite în cadrul unui sistem de
monitoring al stării covorului vegetal numai dacă frecvența de prelevare surprinde
variabilitatea temporală asociată ciclului de dezvoltare al plantelor
 Deoarece măsurarea concentrațiilor de metale în plante este încă în lucru nu pot raport a și
corelațiile existente între indicatorii măsurați și acestea.

55

Bibliografie

1. Alkorta, I., Hernández -Allica, J., Becerril, J. M., Amezaga, I., Albizu, I., & Garbisu, C.
(2004). Recent findings on the phytoremediation of soils contaminated with
environmentally toxic heavy metals and metalloids such as zinc, cadmium, lead, and
arsenic. Reviews in Environmental Science and Biotechnology , 3(1), 71 -90..
2. Ambo -Rappe, Rohani, Dmitry L. Lajus, and Maria J. Schreider. "Heavy metal impact on
growth and le af asymmetry of seagrass, Halophila ovalis." Journal of Environmental
Chemistry and Ecotoxicology 3.6 (2011): 149 -159.
3. Authman, Mohammad. M., Zaki, M. S., Khallaf, E. A., & Abbas, H. H. (2015). Use of
fish as bio -indicator of the effects of heavy metals po llution. Journal of Aquaculture
Research & Development , 6(4), 1.
4. Botnariuc Nicolae , Angheluță Vădineanu. Ecologie . Editura Didactică și Pedagogică,
1982.
5. Bussière, Bruno. "Acid mine drainage from abandoned mine sites: problematic and
reclamation approaches ." Advances in Environmental Geotechnics . Springer, Berlin,
Heidelberg, 2010. 111 -125.
6. Chakraborty, Sukalyan, , Tanushree Bhattacharya , Gurmeet Singh , Jyoti Prakash
Maity "Benthic macroalgae as biological indicators of heavy metal pollution in the
marine environments: A biomo nitoring approach for pollution
assessment." Ecotoxicology and environmental safety 100 (2014): 61 -68.
7. Clements, W. H., Carlisle, D. M., Lazorchak, J. M., & Johnson, P. C. (2000). Heavy
metals structure benthic communities in Colorado mountain streams. Ecological
Applications , 10(2), 626 -638.
8. Clijsters, H.,Assche, F. (1985). Inhibition of photosynthesis by heavy
metals. Photosynthesis Research , 7(1), 31 -40.
9. Cooke, J. A.,Johnson, M. S. (2002). Ecological restoration of land with particul ar
reference to the mining of metals and industrial minerals: A review of theory and
practice. Environmental Reviews , 10(1), 41 -71..
10. Dale Virginia H., Suzanne C. Beyeler. "Challenges in the development and use of
ecological indicators." Ecological indicat ors 1.1 (2001): 3 -10.

56
11. Duruibe, J. O., Ogwuegbu, M. O. C., & Egwurugwu, J. N. (2007). Heavy metal pollution
and human biotoxic effects. International Journal of Physical Sciences , 2(5), 112 -118.
12. Epelde, L., Becerril, J. M., Alkorta, I., & Garbisu, C. (2014) . Adaptive Long -Term
Monitoring of Soil Health in Metal Phytostabilization: Ecological Attributes and
Ecosystem Services Based on Soil Microbial Parametersxs. International journal of
phytoremediation , 16(10), 971 -981.
13. Feld, C. K., Sousa, J. P., Da Silva, P. M., & Dawson, T. P. (2010). Indicators for
biodiversity and ecosystem services: towards an improved framework for ecosystems
assessment. Biodiversity and Conservation , 19(10), 2895 -2919.
14. Fränzle, O. "Bioindicators and environmental stress assessment." Trace Metals and
other Contaminants in the Environment 6 (2003): 41 -84..
15. Gabriel, F. Â., Lorena, E. M. G., de Gondra Bezerra, A. P. X., Santos, Í. G. S., Moraes,
A. S., & Neto, F. C. R. (2016). Pollution by Heavy Metals: Environmental Implications
and Key Strategies for Remediation. Revista Geama , 7(1), 76 -85.
16. Gawronski, Stanislaw W., Maria Greger,Helena Gawronska. "Plant taxonomy and metal
phytoremediation.(2011)" Detoxification of heavy metals . Springer Berlin Heidelberg,
2011. 91 -109..
17. Gitzen, Robert A. , Design and analysis of long -term ecological monitoring studies .
Cambridge University Press, 2012.
18. Gómez -Sagasti, M. T., Alkorta, I., Becerril, J. M., Epelde, L., Anza, M., & Garbisu, C.
(2012). Microbial monitoring of the recovery of soil quality during heavy metal
phytoremediation. Water, Air, & Soil Pollution , 223(6), 3249 -3262.
19. Gratão, P. L., Polle, A., Lea, P. J., & Azevedo, R. A. (2005). Making the life of heavy
metal -stressed plants a little easier. Functional Plant Biology , 32(6), 481 -494..
20. Hartley‐Whitaker, Jeanette, Gill Ainsworth, and A. A. Meharg. "Copper ‐and arsenate ‐
induced oxidative stress in Holcus lanatus L. clones with differential sensitivity." Plant,
Cell & Environment 24.7 (2001): 713 -722.
21. Hattab, S., Dridi, B., Chouba, L., Kheder, M. B ., & Bousetta, H. (2009). Photosynthesis
and growth responses of pea Pisum sativum L. under heavy metals stress. Journal of
Environmental Sciences , 21(11), 1552 -1556. .
22. Havaux, Michel, Hubert Greppin, Reto J. Strasser. "Functioning of photosystems I and
II in pea leaves exposed to heat stress in the presence or absence of light." Planta 186.1
(1991): 88 -98.

57
23. Heink, Ulrich, Ingo Kowarik. "What are indicators? On the definition of indicators in
ecology and environmental planning." Ecological Indicators 10.3 (2 010): 584 -593.
24. Hopkin, S. P. "In situ biological monitoring of pollution in terrestrial and aquatic
ecosystems." Handbook of ecotoxicology (1993): 397 -427.
25. Huang, Longbin, Thomas Baumgartl, David Mulligan. "Is rhizosphere remediation
sufficient for sustain able revegetation of mine tailings?." Annals of botany 110.2 (2012):
223-238.
26. Iordache, Virgil. Ecotoxicologia metalelor grele în lunca Dunării . Ars Docendi, 2009.
27. Jianu, D., Iordache, V., Soare, B., Petrescu, L., Neagoe, A., Iacob, C., & Orza, R. (2012).
The role of mineralogy and geochemistry in hazard potential assessment of mining areas.
In Bio-Geo Interactions in Metal -Contaminated Soils (pp. 35 -79). Springer Berlin
Heidelberg. .
28. John, R., Ahmad, P., Gadgil, K., & Sharma, S. (2012). Heavy metal toxicity : Effect on
plant growth, biochemical parameters and metal accumulation by Brassica juncea
L. International Journal of Plant Production , 3(3), 65 -76..
29. Jorgensen, S. E., Fu -Lio Xu, R. Costanza. "Ecological indicators for assessment of
ecosystem health." Taylor & Francais Group. United States (2005).
30. Kabata -Pendias, Alina. Trace elements in soils and plants . CRC press, 2010.
31. Kandziora, Marion, Benjamin Burkhard, Felix Müller. "Interactions of ecosystem
properties, ecosystem integrity and ecosystem service ind icators —A theoretical matrix
exercise." Ecological Indicators 28 (2013): 54 -78.
32. Levei, E. A., Frentiu, T., Ponta, M., Senila, M., & Moldovan, O. T. (2015). Assessment
of pollutants input of acid mine drainage and domestic activities in Aries River water,
Romania -A chemometric approach. Environmental Engineering and Management
Journal , 14(11), 2567 -2576. .
33. John, R., Ahmad, P., Gadgil, K., & Sharma, S. (2012). Heavy metal toxicity: Effect on
plant growth, biochemical parameters and metal accumulation by Brassi ca juncea
L. International Journal of Plant Production , 3(3), 65 -76..
34. Liu, D., Zou, J., Meng, Q., Zou, J., & Jiang, W. (2009). Uptake and accumulation and
oxidative stress in garlic (Allium sativum L.) under lead
phytotoxicity. Ecotoxicology , 18(1), 134 -143..
35. Loppi, Stefano, Stergios Arg Pirintsos. "Epiphytic lichens as sentinels for heavy metal
pollution at forest ecosystems (central Italy)." Environmental Pollution 121.3 (2003):
327-332.

58
36. Lottermoser, Bernd, ed. Environmental Indicators in Metal Mining . Sp ringer
International Publishing, 2017.
37. Loureiro, S., Santos, C., Pinto, G., Costa, A., Monteiro, M., Nogueira, A. J., & Soares,
A. M. (2006). Toxicity assessment of two soils from Jales mine (Portugal) using plants:
growth and biochemical parameters. Archi ves of environmental contamination and
toxicology , 50(2), 182 -190.
38. Macfarlane, G. R., M. D. Burchett. "Photosynthetic pigments and peroxidase activity as
indicators of heavy metal stress in the grey mangrove, Avicennia marina (Forsk.)
Vierh." Marine Pollut ion Bulletin 42.3 (2001): 233 -240.
39. Mahar, A., Wang, P., Ali, A., Awasthi, M. K., Lahori, A. H., Wang, Q., … & Zhang, Z.
(2016). Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals
contaminated soils: A review. Ecotoxicology and environme ntal safety , 126, 111 -121..
40. Malar, S., Vikram, S. S., Favas, P. J., & Perumal, V. (2016). Lead heavy metal toxicity
induced changes on growth and antioxidative enzymes level in water hyacinths
[Eichhornia crassipes (Mart.)]. Botanical studies , 55(1), 54. .
41. Maleva, M. G., Nekrasova, G. F., Borisova, G. G., Chukina, N. V., & Ushakova, O. S.
(2012). Effect of heavy metals on photosynthetic apparatus and antioxidant status of
Elodea. Russian Journal of Plant Physiology , 59(2), 190 -197..
42. Markert, Bernd A., Anton M. Breure, and Harald G. Zechmeister. "Definitions, strategies
and principles for bioindication/biomonitoring of the environment." Trace Metals and
other Contaminants in the Environment 6 (2003): 3 -39..
43. Mobin, Mohammad, Nafees A. Khan. "Photosynthetic acti vity, pigment composition
and antioxidative response of two mustard (Brassica juncea) cultivars differing in
photosynthetic capacity subjected to cadmium stress." Journal of Plant
Physiology 164.5 (2007): 601 -610.
44. Moreno -de Las H eras, M., L. Merino -Martín, J. M. Nicolau. "Effect of vegetation cover
on the hydrology of reclaimed mining soils under Mediterranean -Continental
climate." Catena 77.1 (2009): 39 -47.
45. Mou rato, Miguel, Rafaela Reis, Luisa Louro Martins. "Characterization of plant
antioxidative system in response to abiotic stresses: a focus on heavy metal
toxicity." Advances in selected plant physiology aspects . InTech, 2012.
46. Neagoe, A., Stancu, P., Nicoară, A., Onete, M., Bodescu, F., Gheorghe, R., & Iordache,
V. (2014). Effects of arbuscular mycorrhi zal fungi on Agrostis capillaris grown on

59
amended mine tailing substrate at pot, lysimeter, and field plot scales. Environmental
Science and Pollution Research , 21(11), 6859 -6876. .
47. Neagoe A, Ghid pract ic de bioremediere a zonelor poluate cu metale ,2015, lucrare
nepu blicată

48. Neagoe A,Iordache V, Farcășanu I, Remedierea zonelor poluate,2011, Editura
Universității din Bucu rești

49. Nicoară, A., Neagoe, A., Stancu, P., de Giudici, G., Langella, F., Sprocati , A. R., … &
Kothe, E. (2014). Coupled pot and lysimeter experiments assessing plant performance
in microbially assisted phytoremediation. Environmental Science and Pollution
Research , 21(11), 6905 -6920.
50. Ozkan, Safak, Bedri Ipekoglu. "Investigation of en vironmental impacts of tailings
dams." Environmental Management and Health 13.3 (2002): 242 -248.
51. Park, B. Y., Lee, J. K., Ro, H. M., & Kim, Y. H. (2011). Effects of heavy metal
contamination from an abandoned mine on nematode community structure as an
indicator of soil ecosystem health. Applied Soil Ecology , 51, 17-24.
52. Pencea, Roxana, Tudor Brădățan, Ștefania Simion. "www. miningwatch. ro." (2013).
53. Peng, K., Li, X., Luo, C.,Shen, Z. (2006). Vegetation composition and heavy metal
uptake by wild plants at thr ee contaminated sites in Xiangxi area, China. Journal of
Environmental Science and Health, Part A , 41(1), 65 -76..
54. Pepper , Ian L., Charles P. Gerba, Mark L. Brusseau. Environmental and pollution
science . Academic press, 2011.
55. Pérez -de-Mora, A., Burgos, P., Madejón, E., Cabrera, F., Jaeckel, P., & Schloter, M.
(2006). Microbial community structure and function in a soil contaminated by heavy
metals: effects of plant growth and different amendments. Soil Biology and
Biochemistry , 38(2), 327 -341..
56. Poschenrieder , Charlotte, Joan Barceló i Coll. "Phytoremediation: principles and
perspectives." Contributions to science (2003): 333 -344.
57. Postolache, Carmen, Cristian Postolache. Introducere în ecotoxicologie . Ars Docendi,
2000.
58. Pratas, J., Prasad, M. N. V., Freitas, H ., & Conde, L. (2005). Plants growing in
abandoned mines of Portugal are useful for biogeochemical exploration of arsenic,

60
antimony, tungsten and mine reclamation. Journal of Geochemical Exploration , 85(3),
99-107.
59. Ruiz‐Jaen, Maria C., T. Mitchell Aide. "R estoration success: how is it being
measured?." Restoration ecology 13.3 (2005): 569 -577.
60. Sarhadizadeh, N., Afkhami, M., Ehsanpour, M., & Bastami, K. D. (2014). Heavy metal
pollution monitoring in the northern coast of Hormuz Strait (Persian Gulf): plasma
enzyme variations in Periophthalmus waltoni. Comparative Clinical Pathology , 23(4),
1063 -1067.
61. Shi, W. Y., Shao, H. B., Li, H., Shao, M. A., & Du, S. (2009). Progress in the remediation
of hazardous heavy metal -polluted soils by natural zeolite. Journal of Hazardous
Materials , 170(1), 1 -6.
62. Singh, A., S. M. Prasad. "Remediation of heavy metal contaminated ecosystem: an
overview on technology advancement." International Journal of Environmental Science
and Technology 12.1 (2015): 353 -366.
63. Sytar, O., Kumar, A. , Latowski, D., Kuczynska, P., Strzałka, K., & Prasad, M. N. V.
(2013). Heavy metal -induced oxidative damage, defense reactions, and detoxification
mechanisms in plants. Acta physiologiae plantarum , 35(4), 985 -999..
64. Tchounwou, P. B., Yedjou, C. G., Patloll a, A. K., & Sutton, D. J. (2012). Heavy metal
toxicity and the environment. In Molecular, clinical and environmental toxicology (pp.
133-164). Springer Basel.
65. Tordoff, G. M., A. J. M. Baker, A. J. Willis. "Current approaches to the revegetation
and reclam ation of metalliferous mine wastes." Chemosphere 41.1 (2000): 219 -228.
66. Tran, Tuan Anh, Losanka Petrova Popova. "Functions and toxicity of cadmium in
plants: recent advances and future prospects." Turkish Journal of Botany 37.1 (2013): 1 –
13.
67. Urban, O., Koš vancová, M., Marek, M. V., & Lichtenthaler, H. K. (2007). Induction of
photosynthesis and importance of limitations during the induction phase in sun and shade
leaves of five ecologically contrasting tree species from the temperate zone. Tree
physiology , 27(8), 1207 -1215. .
68. Walker, C. H., Sibly, R. M., Hopkin, S. P., & Peakall, D. B. (2012). Principles of
ecotoxicology . CRC press. .
69. Walker, Colin. Ecotoxicology: effects of pollutants on the natural environment . CRC
Press, 2014. .

61
70. wei Zhang, Wei, Jian zhang Ma . "Waterbirds as bioindicators of wetland heavy metal
pollution." Procedia Environmental Sciences 10 (2011): 2769 -2774.
71. Wong, M. H. "Ecological restoration of mine degraded soils, with emphasis on metal
contaminated soils." Chemosphere 50.6 (2003): 775 -780.
72. Zobrist, J., Sima, M., Dogaru, D., Senila, M., Yang, H., Popescu, C., … & Balteanu, D.
(2009). Environmental and socioeconomic assessment of impacts by mining activities —
a case study in the Certej River catchment, Western Carpathians,
Romania. Environm ental Science and Pollution Research , 16(1), 14 -26.
73. * RaportȘtiinț ific_2014_TIMMAR
74. * RaportȘtiinț ific_2015_TIMMAR
75. * RaportȘtiinț ific_2016_TIMMAR

62
Anexa 1 . Acoperirea cu vegeta ție a iazului de decantare Valea Mealului (înregistări preliminare 2014 după *Raport 2014

63