Evaluarea Starii Ecologice Si Chimice a Lacurilor
CUPRINSUL LUCRĂRII
INTRODUCERE
CAPITOLUL 1.MONITORIZAREA CORPURILOR DE APĂ
1.1.CONCEPTE ȘI METODEDE ABORDARE A CALITĂȚII APELOR DE SUPRAFAȚĂ
1.2. MONITORIZAREA CALITĂȚII APELOR
1.4. OBIECTIVELE MONITORIZĂRII CALITĂȚII APELOR
1.5. SCOPUL LUCRĂRII
CAPITOLUL 2. EVALUAREA STĂRII ECOLOGICE ȘI CHIMICE
A LACURILOR
2.1. OBIECTIVELE ȘI METODELE DE ABORDARE A CALITĂȚII
APELOR DE SUPRAFAȚĂ
2.1.1. Stadiul cercetărilor la nivel național privind evaluarea calității apelor
2.1.2. Concepte generale privind sistemul saprobiilor elaborat de Kolkwitz si Marson
2.2. EVALUAREA ECOLOGICĂ A LACURILOR
2.2.1. Concepte ale stării ecologice privind calitatea apelor
2.2.2. Clasificarea lacurilor din punct de vedere al gradului de saprobitate
2.2.3. Evaluarea stării ecologice a lacurilor prin metode biologice
2.3. EVALUAREA STĂRII CHIMICE A APELOR DE SUPRAFAȚĂ
2.4. EVALUAREA STĂRII BIOLOGICE A APELOR DE SUPRAFAȚĂ
CAPITOLUL 3. CADRUL NATURAL
3.1. PREZENTAREA CADRULUI NATURAL
3.2. DESCRIEREA LACURILOR DIN CÂMPINA
3.3. LACUL BISERICII DIN CÂMPINA
CAPITOLUL 4. MATERIALE ȘI METODE
4.1.MATERIALE ȘI METODE FOLOSITE ÎN EVALUAREA BIOLOGICĂ
4.1.1.Analiza calitativă a fitoplanctonului
4.1.2. Analiza cantitativă a fitoplanctonului
4.1.3. Analiza calitativă a zooplanctonului
4.1.4. Analiza cantitativă a zooplanctonului
4.1.5. Analiza calitativă a macrofitobentosului
4.1.6. Analiza cantitativă macrofitobentosului
4.2. MATERIALE ȘI METODE FOLOSITE ÎN EVALUAREA FIZICĂ A APEI
4.2.1. Determinarea temperaturii apei
4.3. ANALIZE CHIMICE ALE APEI
4.3.1. Determinarea pH-ului apei
4.2.2 Determinarea acidității totale a unei ape (aciditatea de titrare)
4.2.3 Determinarea alcalinității totale a apei (alcalinitatea de titrare)
4.2.4 Determinarea amoniacului
4.2.5. Determinarea oxigenului dizolvat
4.2.6. Determinarea consumului biochimic de oxigen din apă (CBO5)
4.2.7. Determinarea sulfaților
4.2.8. Determinarea nitriților
4.2.9. Determinarea azotaților din apă
4.2.10. Determinarea nitraților din apă
CAPITOLUL 5. REZULTATE ȘI DISCUȚII
5.1. EVALUAREA ECOLOGICĂ A LACULUI MIRESEI
5.2. EVALUAREA STĂRII CHIMICE A LACULUI MIRESEI
5.2.1. Evaluarea stării chimice a apei lacului Miresei în luna iulie 2012
5.2.2. Evaluarea stării chimice a apei lacului Miresei în luna octombrie 2012
5.2.3. Evaluarea stării chimice a apei lacului Miresei în luna aprilie 2013
5.3. ANALIZA STĂRII BIOLOGICE A LACULUI MIRESEI
5.3.1. Analiza stării biologice a apei lacului Miresei în luna iulie a anului 2012
5.3.2. Evaluarea stării biologice a apei lacului Miresei în luna octombrie 2012
5.3.3. Evaluarea stării biologice a apei lacului Miresei în luna aprilie a anului 2013
CAPITOLUL 6. CONCLUZII
CAPITOLUL 7. BIBLIOGRAFIE
CAPITOLUL 1. INTRODUCERE
Apa – sursă de viață
”Apa, tu ești nu numai necesară vieții, ci ești însuși bogăția fără seamă pe pământ, tu ești cea mai delicată, cea mai pură, tu ești sufletul Pământului ”. (Antoine de Saint-Exupery).
Apa este o resursă naturală inepuizabilă a vieții. Sursa de apă se află într-un proces continuu de degradare și poluare astfel încât Directiva Cadru a Uniunii Europene privind apa are ca scop o nouă legislație în domeniul gestionării resurselor de apă.
Apa este importantă la îndeplinirea activităților umane și economice, fiind din ce în ce mai utilizată. Directiva Cadru a Uniunii Europene privind apa stabilește că 10% din apele de suprafață prezintă un pericol ridicat de poluare.
În prezent, în România apele de suprafață sunt analizate conform prevederilor Normativului 161/2006 prin intermediul căruia se realizează clasificarea din punct de vedere ecologic și chimic pentru apele de suprafață.
1.2. Argumentele privind alegerea lucrării
Calitatea apei nu rămâne constantă în timp, deoarece poate varia din cauza surselor de poluare naturale sau artificiale. Așadar, se impune un control permanent al valorilor parametrilor prin care se definește calitatea apelor la suprafață și posibilitatea lor de a se constitui în surse de alimentare a așezărilor umane ori de utilizare în procesele industriale și activitățile agricole.
Din punct de vedere legislativ, prevenirea degradării mediului acvatic reprezintă o preocupare ce datează la nivel european încă din anii 1970, când a fost elaborată prima directivă în domeniul apelor. Directiva privind cerințele de calitate pentru apele de suprafață destinată apei potabile (75/440/CE) și a culminat cu elaborarea Directivei 2000/60/CE prin care se stabilește un cadru de acțiune convenabil în domeniul politicii apei.
Directiva Cadru privind Apa definește în articolul 2 starea apelor de suprafață prin intermediul stării ecologice și chimice, expresii ale calității, structurii și funcționării ecosistemelor acvatice asociate apelor de suprafață.
Această directivă stă la baza definirii obiectivelor de mediu pentru toate corpurile de apă prin stabilirea stării ecologice și chimice pentru corpurile de apă naturală și potențial ecologic , dar și a stării chimice pentru corpurile de apă puternic modificate și artificiale.
În lucrarea prezentată se evaluează starea ecologică și starea chimică a lacului Miresei din Câmpina.
1.3. Monitorizarea calității apelor
”Pentru a pune bazele unui control eficient al poluării apelor, Directiva prevede un obiectiv comun pentru toate statele care o implementează: atingerea "stării ecologice și chimice bune" a apelor până în anul 2015.
Așadar, Directiva Cadru privind Apa stabilește clar termenul limită până la care apele trebuie sa atingă un prag minim al calității, prin reducerea emisiilor provenite din activitatea umană, industrială și agricolă.”
Directiva Cadru-Apă precizează că ”apa nu reprezintă doar un produs comercial”, reprezentând un adevărat tezaur natural ce trebuie protejat și tratat.”
Pe lângă faptul, că este indispensabilă vieții, apa reprezintă materie primă pentru agricultură, activități industriale, agrement, energie, transport, etc.
În țara noastră, calitatea apelor este dată de Sistemul Național de Monitoring Integrat al Apelor, înglobând mai multe subsisteme:
Râuri
Lacuri
Ape tranzitorii
Ape costiere
Ape subterane
Ape uzate
În România, monitorizarea calității apelor se află în stăpânirea statului ția Națională ”Apele Române” .
Scopurile Directivei Cadru-Apă sunt următoarele:
– atingerea “stării bune” a tuturor corpurilor de apă din Europa până în 2015;
– conservarea “stării bune” și “foarte bune” a corpurilor de apă;
– atingerea “potențialului ecologic bun” pentru corpurile de apă puternic modificate și artificiale;
– conformarea cu obiectivele de mediu stabilite de către celelalte directive în domeniul apei pentru ariile protejate.
Monitorizarea calității apelor se referă la activitățile de observații și măsurători standardizate și continue pe termen mediu și lung. Prin intermediul acestor activități, se evaluează parametrii de stare ai apelor utilizați în gospodărirea apelor, în definirea stării de evoluție și tendinței de evoluție a calității apelor.
1.4. Obiectivele monitorizării calității apelor
Obiectivele monitorizării apelor stabilesc amplasamentele ce trebuie analizate, parametrii fizico-chimici și biologici, frecvența și metodologiile de monitorizare a apelor, făcându-se prin inspecție vizuală la fața locului ,colectarea de probe, efectuarea măsurătorilor și determinarea probelor de apă în laborator.
Obiectivele pe care le are în vedere Directiva Cadru-Apă sunt:
prevenirea degradării și protejarea ecosistemelor acvatice,luându-se în calcul cerințele de apă ale acestora și interacțiunile dintre ecosistemele acvatice și ecosistemele terestre adiacente;
folosirea durabilă a apei care se bazează pe protecția pe termen lung a resurselor de apă;
diminuarea efectelor negative ale fenomenelor climatice și hidrologice ce pot avea efecte negative (inundații, secete).
sporirea protecției și îmbunătățirii ecosistemelor acvatice prin măsuri de reducere a emisiilor și pierderilor de substanțe și de închidere totală sau în etape a emisiilor și pierderilor de substanțe care pot fi periculoase pentru apă;
prevenirea poluării apelor subterane și reducerea în timp a poluării acestora;
Pentru o evaluare precisă a calității apelor trebuie să se cunoască indicatorii fizico-chimici și să să se precizeze dacă aceștia sunt în conformitate cu standardele admise de lege ,dar și să se verifice să nu existe surse sau depozite de deșeuri. Pe lângă acestea, este nevoie de cunoașterea și controlul organismelor ce trăiesc în ape.
1.5. Scopul lucrării
Această lucrare, având în vedere că lacul prezintă o folosință de agrement, urmărește evaluarea următoarelor aspecte importante:
Gradul de troficitate sau de eutrofizare care se poate determina prin intermediul:
Parametrilor chimici (fosfor, azot, clorofilă A);
Parametrilor biologici (bacterii coliforme, enterococi, bacterii patogene).
Vulnerabilitatea asupra sănătății umane
În vara anului 2012, gradul de troficitate al lacului Miresei s-a îmbunătățit prin curățarea și amenajarea acestuia, astfel încât rezultă că nu există nici un risc asupra populației, iar din analizele efectuate nu există nici un risc asupra peștilor din apa lacului.
Pentru a cunoaște riscul asupra sănătății umane s-au realizat și analize biologice, existența sau lipsa bacteriilor coliforme și patogene din apa lacului.
Evaluarea biologică a apelor se referă la metodele de determinare indirecte a impurificării apelor, fiindcă nu se realizează în mod direct asupra apelor ci asupra organismelor acvatice care trăiesc în ape. Față de evaluarea chimică și bacteriologică, evaluarea biologică e valabilă și o dată cu trecerea timpului.
Evaluarea fizico-chimică se referă la studiul calității apei din punct de vedere fizic stabilindu-se temperatura și transparența apei, dar și din punct de vedere chimic prin intermediul determinărilor pH-ului, oxigenului dizolvat, fosfaților, azotaților, azotiților, substanțelor organice, dar și alte substanțe chimice ce se pot găsi în apa lacului.
În cadrul evaluării biologice a lacului din Câmpina, se pune accent pe detalierea planctonului și fitoplanctonului existent în apă.
Indicatorii biologici și microbiologici ce se vor determina în această lucrare sunt biomasa fitoplanctonică, adică clorofila ”a”. În apa lacului, nu se pune problema apariției bacteriilor coliforme.
CAPITOLUL 2. EVALUAREA STĂRII ECOLOGICE ȘI CHIMICE
A LACURILOR
2.1. Obiectivele și metodele de abordare a calității
apelor de suprafață
La întocmirea studiului de caz, au fost utilizate diferite metode și mijloace de cercetare, adică:
Metoda sintezei și analizei, aceasta constând în consultarea surselor bibliografice în vederea obținerii datelor generale.
Metoda observației în teren, aceasta fiind folosită pentru cercetarea în teren și a constat în deplăsări pe teren pentru realizarea analizelor probelor de apă.
Metoda comparativă, aceasta a fost folosită la evaluarea calității apelor din lacuri.
Principalele obiective ale studiului de caz se referă la evaluarea din punct de vedere calitativ al lacului Miresei și privesc :
Abordarea obiectivelor privind calitatea apelor de suprafață care s-a realizat prin evaluarea conform prevederilor Normativului 161/2006 prin intermediul căruia se clasifică apele de suprafață din punct de vedere chimic și ecologic.
Abordarea obiectivelor privind strict analizele studiului de caz din punct de vedere ecologic și chimic.
2.1.1. Stadiul cercetărilor la nivel național privind evaluarea calității apelor
Resursele de apă pentru alimentarea populației și satisfacerea necesităților social-economice este dependentă de calitatea acestora.
În natură, apa nu se află în stare pură ci conține impurități minerale și organice, săruri dizolvate sau în dispersie, substanțe biogene și organisme biologice; apa prezintă caracteristici organoleptice, fizice, chimice, biologice și bacteriologice.
Calitatea apelor de suprafață reprezintă ansamblul asupra peștilor din apa lacului.
Pentru a cunoaște riscul asupra sănătății umane s-au realizat și analize biologice, existența sau lipsa bacteriilor coliforme și patogene din apa lacului.
Evaluarea biologică a apelor se referă la metodele de determinare indirecte a impurificării apelor, fiindcă nu se realizează în mod direct asupra apelor ci asupra organismelor acvatice care trăiesc în ape. Față de evaluarea chimică și bacteriologică, evaluarea biologică e valabilă și o dată cu trecerea timpului.
Evaluarea fizico-chimică se referă la studiul calității apei din punct de vedere fizic stabilindu-se temperatura și transparența apei, dar și din punct de vedere chimic prin intermediul determinărilor pH-ului, oxigenului dizolvat, fosfaților, azotaților, azotiților, substanțelor organice, dar și alte substanțe chimice ce se pot găsi în apa lacului.
În cadrul evaluării biologice a lacului din Câmpina, se pune accent pe detalierea planctonului și fitoplanctonului existent în apă.
Indicatorii biologici și microbiologici ce se vor determina în această lucrare sunt biomasa fitoplanctonică, adică clorofila ”a”. În apa lacului, nu se pune problema apariției bacteriilor coliforme.
CAPITOLUL 2. EVALUAREA STĂRII ECOLOGICE ȘI CHIMICE
A LACURILOR
2.1. Obiectivele și metodele de abordare a calității
apelor de suprafață
La întocmirea studiului de caz, au fost utilizate diferite metode și mijloace de cercetare, adică:
Metoda sintezei și analizei, aceasta constând în consultarea surselor bibliografice în vederea obținerii datelor generale.
Metoda observației în teren, aceasta fiind folosită pentru cercetarea în teren și a constat în deplăsări pe teren pentru realizarea analizelor probelor de apă.
Metoda comparativă, aceasta a fost folosită la evaluarea calității apelor din lacuri.
Principalele obiective ale studiului de caz se referă la evaluarea din punct de vedere calitativ al lacului Miresei și privesc :
Abordarea obiectivelor privind calitatea apelor de suprafață care s-a realizat prin evaluarea conform prevederilor Normativului 161/2006 prin intermediul căruia se clasifică apele de suprafață din punct de vedere chimic și ecologic.
Abordarea obiectivelor privind strict analizele studiului de caz din punct de vedere ecologic și chimic.
2.1.1. Stadiul cercetărilor la nivel național privind evaluarea calității apelor
Resursele de apă pentru alimentarea populației și satisfacerea necesităților social-economice este dependentă de calitatea acestora.
În natură, apa nu se află în stare pură ci conține impurități minerale și organice, săruri dizolvate sau în dispersie, substanțe biogene și organisme biologice; apa prezintă caracteristici organoleptice, fizice, chimice, biologice și bacteriologice.
Calitatea apelor de suprafață reprezintă ansamblul convențional de caracteristici fizice, chimice, biologice și bacterioloice, exprimate valoric și care permit încadrarea într-o anumită categorie de calitate.
Analiza biologică a ecosistemelor acvatice are un caracter retrospectiv, oferind informații pentru o perioadă lungă de timp, din cauza faptului că organismele nu au un răspuns rapid la schimbarea factorilor de mediu.
Pentru a determina calitatea apelor de suprafață trebuie respectate următoarele etape:
Alegerea indicatorilor de calitate;
Stabilirea unui program riguros de monitorizare;
Controlul permanent al principalelor surse de poluare.
2.1.2. Concepte generale privind sistemul saprobiilor elaborat de Kolkwitz si Marson
Sistemul saprobiilor elaborat de Kolkwitz și Marson (1908, 1909) oferă informații legat de gradul de poluare a apelor de suprafață, utilizând ca indicatori speciile de plante și animale care populează mediul acvatic.
În funcție de caracteristicile fizico-chimice și de gradul de poluare cu materii organice, sistemul saprobiilor cuprinde 3 zone importante de saprobitate:
Zona oligosaprobă
Această zonă corespunde ecosistemelor cu apă curată în care sunt substanțele organice sunt total oxidate și oxigenul dizolvat este la limita de saturație. În aceste zone se pot găsi sute de alge : diatomee (Cyclotella, Pinularia, Synedra, Surirella spiralis), cloroficee (Ulotrix, Voucheria debaryana), rodoficee (Lemania annulata, Batrachospermum vagum). De asemenea, în această zonă, se regăsesc specii de flagelate, ciliate, rotifere, gamaride precum și larve de efemeroptere, de plecoptere, ș.a.m.d.
Zona mezosaprobă
Această zonă este caracteristică unor ape cu impurificare de mijloc este subdivizată în două subzone:
α mezosaprobă, este reprezentată printr-o apă poluată, în care se manifestă fenomenul de înflorire algală.
β mezosaprobă, în această zonă procesul de autoepurare este avansat iar cantitatea de oxigen nu scade sub 50% din saturație.
În apele α mezosaprobe sunt prezente cianobacterii ( Oscillatoria, Phormidium, diatomeele: Nitzschia, Cyclotella, ciupercile (Leptomitus lacteus, Fusarium aquaeductum).
În apele β mezosaprobe se găsesc cianobacteriile (Mycrocystis, Oscillatoria, Nostoc), diatomeele (Melosira, Diatoma, Fragilaria), flagelatele (Synura uvella, Uroglena volvox), ciliate ( Paramecium, Didinium, Vorticella), oligochetele: Dentrocellum lacteum, Stylaria lacustris, gasteropodele ( Ancylus fluviatilis, Pisidium cinereum).
Zona polisaprobă
Această zonă este caracteristică unor ape lipsite parțial sau total de oxigen dizolvat, cu un conținut maxim de substanțe organice sub formă de proteine nedescompuse.
Indicatorii biologici specifici acestei zone sunt: bacteriile (Beggiatoa alba, Thriothrix nivea, Chromatium okenii, Sphaerotilus natans), cianobacteriile (Anabaena constricta, Oscillatoria chlorina), ciliatele (Metopus contortus,, Saprodinium dentatum), viermii tubicifizi (Tubifex tubifex) și chironomidele (Chironomus thumi).
2.2. Evaluarea ecologică a lacurilor
2.2.1. Concepte ale stării ecologice privind calitatea apelor
Starea ecologică reprezintă structura și funcționarea ecosistemelor acvatice, fiind definită în conformitate cu prevederile din Directiva Cadru pentru Apă, prin elementele de calitate biologice, elemente hidromorfologice și fizico-chimice generale cu funcție de suport pentru cele biologice ,dar și prin poluanții specifici.
Caracterizarea stării ecologice în conformitate cu cerințele Directivei Cadru pentru Apă se bazează pe un sistem de clasificare de 5 clase, adică: foarte bună, bună, moderată, slabă și proastă, definite în următorul mod:
Starea foarte bună se reprezintă prin valori ale elementelor biologice, hidromorfologice și fizico-chimice ale apelor de suprafață asociate celor din zonele nealterate sau cu minore alterări antropice;
Starea bună se reprezintă prin valorile elementelor biologice și fizico-chimice generale care se caracterizează prin abateri ușoare față de valorile optime ale zonelor nealterate sau cu mici alterări antropice;
Starea moderată reiese atunci când valorile elementelor biologice pentru apele de suprafață deviază moderat de la valorile optime ale zonelor nealterate sau cu minore modificări antropice;
Starea slabă se exprimă prin alterări majore ale elementelor biologice, comunităților biologice relevante diferă față de cele normale asociate condițiilor nealterate din zonele de referință sau cu mici alterări antropice;
Starea proastă se caracterizează prin alterări severe ale valorilor elementelor biologice, un număr mare de comunități biologice relevante fiind absente față de cele care se află în zonele nealterate (de referință) sau cu alterări antropice.
Pentru evaluarea stării ecologice a apelor, indicatorii de calitate cei mai importanți sunt cei biologici.
Pentru apele de suprafață, elementele de calitate biologice sunt reprezentate prin:
Flora acvatică: fitoplancton, fitobentos și macrofite;
Compoziția și abundența faunei de nevertebrate bentine (macrozoobentos);
Fauna piscicolă.
Starea ecologică pentru apele de suprafață se realizează pe baza elementelor de calitate biologice, microbiologice, fizico-chimice și a poluanților existenți în apă.
Tabelul 2.1. Evaluarea elementelor biologice de calitate a apelor
(Sursa: Normativul 161/2006 privind clasificarea apelor de suprafață)
Specific categoriei de ape ”lacuri naturale”, clasificarea lor s-a realizat ținând seama de gradul de troficitate .În acest mod, din Normativul 161/2006 rezultând 5 clase de calitate :
Clasa I-a de calitate , specifică lacului ultraoligotrof, reprezentată prin culoarea albastră;
Clasa a II-a de calitate, specifică lacului oligotrof, reprezentată prin culoarea verde;
Clasa a III-a de calitate, specifică lacului mezotrof, reprezentată prin culoarea galbenă;
Clasa a IV-a de calitate, specifică lacului eutrof, reprezentată prin culoarea portocalie;
Clasa a V-a de calitate, specifică lacului hipertrof, reprezentată prin culoarea roșie.
Starea ecologică a lacurilor naturale și antropice a fost stabilită pe baza gradului de eutrofizare prin analiza indicatorilor de calitate fizico-chimici și biologici (fosfor, azot, biomasa fitoplanctonului ,clorofila A, etc.)
Tabelul 2.2. Evaluarea indicatorilor ecologici de calitate pentru lacuri
( Sursa: Normativul 161/2006 privind clasificarea apelor de suprafață)
2.2.2. Clasificarea lacurilor din punct de vedere al gradului de saprobitate
Din punct de vedere al gradului de troficitate (saprobitate) lacurile se clasifică în lacuri, oligotrofe, mezotrofe și eutrofe, dar unii oameni de știință au introdus și trepte suplimentare ale stadiilor trofice. Astfel, după studiile efectuate de Vollenweider, în Europa s-au încadrat cinci clase de calitate: ultra-oligotrof, oligo-mezotrof, mezo-eutrof, eupolitrof și politrof.
Așadar, lacurile din punct de vedere al gradului de saprobitate se reprezintă în următoarele categorii:
Lacuri oligotrofe
Aceste lacuri, sunt sărace în substanțe minerale (în special,a sărurilor de azot și fosfor), așadar rezultă o eficiență biologică slabă. Planctonul e puțin dezvoltat, iar transparența lacurilor e foarte mare. Cantitatea de oxigen dizolvat din apele lacurilor e foarte ridicată, iar în zona profundală, cantitatea de substanțele organice e mică.
Lacurile oligotrofe nu conțin floră litorală. Fauna din zona profundală e reprezentată din formațiuni stenoxibionte (de exemplu, larvele de chironomide ale genului Tanytarsus). Lacurile alpine reprezintă lacurile oligotrofe.
Lacurile eutrofe
Acestea sunt bogate în substanțe organice, în săruri de calciu, fier, siliciu, astfel rezultând o stratificare a oxigenului. În lacurile eutrofe, productivitate biologică e ridicată .
Fauna și flora este dezvoltată, flora fiind reprezentată în zona litorală de macrofite. În zona profundală,există mari cantități de mâl. Oxigenul din lacurile eutrofe are o distribuție clinogradă, astfel încât straturile de la adâncime au o cantitate scăzută de oxigen în apă.
În lacurile eutrofe, fitoplanctonul e bogat și se produce fenomenul de eutrofizare a lacurilor sau de înflorire a apei.
În zona profundală a lacurilor eutrofe, fauna are formațiuni eurioxibionte, de exemplu: larvele de chironomide din grupa plumosus și viermii tubificizi.
Lacurile mezotrofe
Acestea se formează între lacurile oligotrofe și cele eutrofe când procesele de îmbătrânire ajung la o fază mai puțin înaintată. Apele sunt mediu bogate în substanțe organice.
Lacurile hipereutrofe , sunt foarte bogate în substanțe organice.
Calitatea globală a lacurilor s-a apreciat pe baza ponderii indicatorilor de calitate din cadrul fiecărei grupe, starea de calitate finală stabilindu-se după grupa cea mai defavorabilă.
2.2.3. Evaluarea stării ecologice a lacurilor prin metode biologice
Evaluarea stării ecologice a apei pe baza florei acvatice
Din punct de vedere al florei acvatice, starea ecologică a lacurilor naturale s-a indicat prin calculul indicelui de biomasă fitoplanctonică , având un rol esențial în stabilirea procesului de eutrofizare a apei. Astfel, rezultă că evaluarea fitoplanctonului este relevantă pentru: corpurile de apă naturale (râuri-permanente și lacuri ) și nu e relevantă pentru corpurile de apă puternic modificate (râuri-temporare).
În continuare, se prezintă indicii de calitate necesari pentru evaluarea florei acvatice:
Indice de saprobitate (IS)
S=; h=abudența numerică absolută a indivizilor unui taxon ;
s=valoarea caracteristică apartenenței la zona saprobă; i= taxon.
Indice de clorofilă ”a” (IC)
Indice de diversitate Simpson (IDS) care constituie diversitatea fitoplanctonică
IDS= 1-∑ (Pi )² ; astfel : Pi= proporția speciei ”i” ; s= numărul total de specii.
Indice specific numărului de taxoni;
Indice de abundență numerică relativă, acesta reprezintă proporția dintre numărul indivizilor unei specii sau unui grup față de numărul total de indivizi aparținând speciilor din proba respectivă;
Evalurea stării ecologice a apei pe baza nevertebratelor bentice
(macrozoobentos)
Indice saprob (IS) : S= ∑ (s* h)/ ∑ h ; s= valoarea taxonilor ; h= frecvența absolută ,adică numărul de indivizi aparținând fiecărui taxon din probă.
Indice de diversitate Shannon- Wiener (ISH)
ISH = – ∑ Pi * ln Pi ; s= numărul de specii; P = numărul de indivizi ai speciei ”i ” raportat la numărul total de indivizi din proba de apă;
Indice ETP 1- care constă în numărul de indivizi din grupele de insecte Ephemeroptera-Plecoptera-Trichoptera raportat la numărul total de indivizi.
Indice care reprezintă numărul de familii de care aparțin taxonii din probă.
Indicele OCH/O , reprezentând raportul dintre numărul de indivizi din speciile Oligochaeta –Chironomidae și numărul total de indivizi din proba de analizat.
Evaluarea stării ecologice a apei pe baza faunei piscicole
Evaluarea ecologică a apei pe baza faunei piscole se realizează cu metoda computerizată EFI+ la baza căruia stau următorii parametrii :
Densitatea relativă a indivizilor intoleranți care au dimensiunea sub ;
Abundența relativă a speciilor .
Așadar, rezultă că din evaluările elementelor biologice despre care am discutat mai sus s-a creat o prioritizare a acestora:
Pentru corpurile de apă naturale permanente, adică râurile, este importantă analiza următoarelor elemente biologice: fitoplancton, macronevertebrate bentice și fauna piscicolă;
Pentru corpurile de apă naturale temporare , râurile, este importantă analiza macronevertebratelor bentice;
În cazul acestui studiu, pentru corpurile de apă naturale ,lacuri , este importantă analizarea fitoplanctonului , oferind date privitoare la gradul de eutrofizare;
Pentru corpurile de apă puternic modificate (râuri) este importantă analiza macronevertebratelor bentice;
Pentru corpurile de apă puternic modificate ,adică lacurile artificiale, este importantă analiza fitoplanctonului.
2.3. Evaluarea stării chimice a apelor de suprafață
Starea chimică a apelor de suprafață constituie rezultatul evaluării poluanților individuali sau a unor grupuri de poluanți care reprezintă un risc important pentru mediul acvatic din cauza tendinței persistente, toxice și de bioacumulare.
Starea chimică are două clase de calitate caracteristice: starea chimică bună și starea chimică proastă. Starea chimică bună precizată în Directiva Cadru –Apă se definește ca reprezentând starea chimică atinsă de un corp de apă la nivelul căruia concentrațiile de poluanți nu depășesc normativele de calitate ale mediului precum și în alte acte legislative ce stabilesc standarde de calitate a apelor.
Standardele de calitate pentru mediu reprezintă concentrațiile de poluanți ce nu trebuie depășite, pentru a se asigura o protecție a mediului și a sănătății umane.
În evaluarea stării chimice, substanțele prioritare prezintă o deosebită importanță, astfel încât a fost adoptată Directiva 2008/ 105/ CE privind standardele de calitate pentru mediu în domeniul politicii apei care propune valori standard de calitate de mediu pentru substanțele prioritare și alți poluanți.
Cea dintâi directivă europeană care asigură un cadru de protecție eficientă a mediului acvatic împotriva acestor substanțe a fost adoptată în 1976 (Directiva 76/464/ CEE), împărțind poluanții în două liste:
Lista poluanților cuprinde substanțele individuale selectate se baza toxicității, persistenței și bioacumulării lor, excepție făcând cele inofensive din punct de vedere biologic sau care se transformă rapid în substanțe inofensive din punct de vedere biologic;
Lista poluanților înglobează substanțele care au un efect nociv asupra mediului acvatic, care pot fi limitate într-o anumită zonă și care depind de caracteristicile și de situarea geografică a apei în care sunt evacuate;
Poluarea chimică a apelor constituie o amenințare pentru mediul acvatic, astfel se produc efecte de toxicitate pentru organismele acvatice și dispariția speciilor, dar și un pericol pentru sănătatea umană.
Elementele fizico-chimice care ajută la elaborarea stării ecologice pentru lacuri sunt:
pH –ul apei
temperatura apei
oxigenul dizolvat , consumul biochimic de oxigen în 5 zile, ș.a.m.d.
nutrienți (azotați, azotiți, fosfați, ș.a.m.d)
Tabelul 2.3. Evaluarea elementelor fizico-chimice de calitate pentru râuri și lacuri
(Sursa de preluare: Normativul 161/2006 privind clasificarea apelor de suprafață)
2.4. Evaluarea stării biologice a apelor de suprafață
Starea biologică a apelor de suprafață se determină prin următoarele analize importante:
Analiza calitativă a fitoplanctonului
Fitoplanctonul este reprezentat de totalitatea organismelor microscopice fotosintetizante care plutesc în masa apei și care nu se pot opune prin mișcări proprii acțiunii curenților sau valurilor din cauza lipsei sau a dezvoltării relativ slabe a organelor de locomoție.
În compoziția planctonului vegetal intră algele aparținând următoarelor grupe taxonomice principale: diatomee (Bacillariophyceae), cloroficee (Chlorophyceae), cianobacterii (Cyanobacteria), dinoflagelate (Dinophyceae), crizoficee (Chrysophyceae), euglenoficee (Euglenophyceae) și xantoficee (Xanthophyceae). Microalgele planctonice sunt prezente numai în zona eufotică, în care pot realiza deplasări pe verticală.
Analiza cantitativă a fitoplanctonului
Analiza cantitativă descrisă, include identificarea și numărarea unităților fitoplanctonice, cu ajutorul invertoscopului și a camerelor de sedimentare.
Analiza calitativă a zooplanctonului
Zooplanctonul reprezintă totalitatea organismelor animale care flotează în masa apei și care prezintă o mobilitate extrem de redusă sau slabă, insuficientă pentru a contracara acțiunea de transport a curenților de apă. Analiza calitativă a zooplanctonului urmărește determinarea principalelor grupe taxonomice și întocmirea conspectului faunistic pe grupe taxonomice și grupe funcționale.
Analiza cantitativă a zooplanctonului
Analiza cantitativă a zooplanctonului constă în aprecierea numărului de organisme și/sau a greutății lor dintr-un volum de apă. În funcție de abundența zooplanctonului, densitatea și biomasa se raportează la litru sau la metru cub de apă eșantionată (ex./l sau ex./m3, respectiv mg/l sau g/m3).
Analiza calitativă a macrofitobentosului
Macrofitobentosul este alcătuit din totalitatea plantelor vasculare acvatice, a mușchilor și algelor macroscopice, care pot fi observate cu ușurință cu ochiul liber. Macrofitobentosul este răspândit numai în zona litorală a bazinelor acvatice, unde acesta poate realiza procesul de fotosinteză. Analiza calitativă a macrofitelor acvatice constă în elaborarea listelor floristice, precum și compararea florei din diferite sectoare ale bazinului acvatic sau dintre diferite bazine.
Analiza cantitativă macrofitobentosului
Analiza cantitativă a macrofitobentosului constă în aprecierea numărului de plante și a biomasei acestora pe o unitate de suprafață cunoscută. Densitatea macrofitobentosului se exprimă ca număr de plante la metru pătrat de suprafață bentală. Rezultatele se exprimă în g/m2 sau în kg/m2.
CAPITOLUL 3. CADRUL NATURAL
Figura 3.1. Hartă Câmpina și împrejurimile sale
Municipiul Câmpina a luat naștere pe valea râului Prahova, într-o zonă întinsă și foarte evidențiată a terasei râului situată între dealurile Subcarpatice.
3.1. Prezentarea cadrului natural
”Câmpina se află la o altitudine de 426 de metri, situându-se în județul Prahova, la distanță de Ploiești (care este și reședința de județ), distanță de Brașov și distanță de București. Coordonatele geografice ale orașului sunt următoarele: 45°10' latitudine nordică,25°42' longitudine estică.”
”La data de 1 iulie 2010 populația orașului era de 36.842 de locuitori.”
Municipiul Câmpina e încadrat de trei râuri: Câmpinița, Doftana și Prahova, ele având capacitatea de a modela terasa orașului.
Figura 3.2 Harta geografică și geomorfologică a Câmpinei și zonele din împrejurime- Proiectul România Digitală (www.romaniadigitala.ro)
Avantajul terasei Câmpinei este acela că este înconjurată de dealuri, astfel încât s-a transformat într-o depresiune cu un climat plăcut, ferită de vânturile puternice și de excesele climatice ale perioadelor de iarnă sau a verilor caniculare. Întreaga coroana de dealuri care protejează terasa este îmbrăcată cu păduri de foioase și pășuni, acestea asigurându-i un peisaj pitoresc remarcabil.
De-a lungul Văii Doftana se regăsește dealul Ciobul (618m), în partea de vest paralel cu râul Prahova se observă un șir de dealuri, dintre acestea făcând parte Pițigaia (634m), iar în partea de nord găsindu-se Vârful Poienii ().
Mai departe, de râul Câmpinița spre părțile de nord și nord est se găsește dealul Cornului (), acesta fiind și cel mai înalt vârf.
Traversarea din zona versanților la câmpie spre râurile care le delimitează se realizează prin versanți abrupți, uneori, producându-se chiar prin albia râurilor.
Dealurile care împrejmuiesc zona orașului au înălțimi medii de 600m, ele formând o imagine ce variază între colinar și fragmentat.
Temperatura medie multianuală a localității e de 9,5°C, maxima pozitivă în anotimpul de vară a fost înregistrată în luna iulie cu o valoare de + (pe 5 iulie 2000), iar minima negativă a fost de în luna ianuarie, mai exact pe 23 ianuarie 1963. Din punct de vedere al precipitațiilor sunt cuprinse valori între 500-780mm/an. În anotimpul de vară, precipitațiile au caracter torențial. Câmpina este recunoscută, la nivel național ca fiind localitatea cu cele mai multe zile însorite pe an.
Vânturile sunt foarte importante în desfășurarea fenomenelor (viscole, furtuni) și procese naturale (polenizare, evapo-transpirație, deflație, etc) dar și în crearea condițiilor favorabile sau nefavorabile activității umane . În zona Câmpinei, calmul atmosferic are o frecvență anuală de 45, 8%, iar mișcarea orizontală a aerului (vânturi, curenți ) este de 54,2 %. Frecvența medie anuală a vânturilor pe diferite direcții revelă dominanța vânturilor din nord și stabilirea curenților pe Valea Prahovei, pe direcția N-S. Viteza medie a vântului se află între 2,4-3,1 m/s
Principalele ramuri industriale ce se găsesc în zona orașului sunt extracția și prelucrarea petrolului, industria construcțiilor de mașini, fabrici de textile, industria chimică, industria lemnului ș.a.m.d.
Pânza de apă freatică a orașului se află la o adâncime mică, adică în jur de 4-, dând naștere izvoarelor, cel mai cunoscut este izvorul (șipotul) de lângă Lacul Bisericii. În prezent, fiind declarată apă nepotabilă.
Subsolul Câmpinei maschează diferite bogății exploatate încă de foarte multă vreme, așadar dintre acestea cea mai cunoscută o reprezintă petrolul.
Datorită petrolului, Câmpina a devenit o zonă consacrată în toată lumea, existând și un dezavantaj al acestei acțiuni poluarea provenită din tehnologiile de fabricație sau a substanțelor ce pot percola solul.
Industria metalurgică are un loc reprezentativ în viața economică a orașului, fiindcă se produc o serie largă de utilaje, mașini, agregate tehnologice, acestea fiind folosite, în mod special în utilaj minier, petrolier, etc.
Industria chimică reprezintă un fundament de bază al orașului, mai ales, datorită fabricii de acid sulfuric recunoscută pe plan intern. Chiar dacă există atâtea varietăți de industrii, se poate constata că se practică și agricultura, din Profilul socio-economic și demografic al Municipiului Câmpina rezultă că mai mult de 28% din suprafață e folosită în practici agricole, iar mai mult de 17% din suprafața destinată agriculturii fiind acoperită cu livezi și plantații pomicole.
Vegetația este diversificată și predomină pădurile de fag amestecate cu gorunul.
Fauna terestră a zonei este foarte bogată, făcându-și apariția următoarele specii: urși, cerbi carpatini, jderi, căprioare, veverițe, lupi, mistreți, râși, dihori, reptile(vipera comună și sopârla de munte). Fauna acvatică e reprezentată în mare parte de: păstrăvi, mrene, știuci, bibani, crapi, roșioare.
Dolinele existente atestă prezența depozitelor de sare, unde s-au format cele trei lacuri importante: Peștelui, Bisericii, Curiacului, dar și izvoarele de apă sărată.
3.2. Descrierea lacurilor din Câmpina
Figura 3.3. Rețeaua hidrografică a orașului Câmpina
Lacurile reprezentative în zona municipiului Câmpina sunt în strânsă legătură cu dolinele ce au luat naștere în zona masivelor de sare. Lacurile importante din orașul Câmpina sunt următoarele: Lacul Peștelui, Lacul Miresei (acesta purtând denumirea și de Lacul Bisericii) și Lacul Curiacul.
La început, aceste lacuri au fost lacuri de apă dulce, însă în ultimul secol, din cauza exploatărilor petroliere ce au avut loc pe teritoriul orașului s-au colmatat. Așadar, apa a devenit mai sărată sau chiar a fost intens poluată cu reziduuri petroliere.
Cel mai mare lac ca suprafață este Lacul Peștelui , ce are o suprafață de și se află în zona de est a Câmpinei. Acesta a fost poluat cu reziduuri petroliere de , astfel a fost transformat într-un batal (rezervor) de reziduuri petroliere.
Lacul Curiacului e mic ca suprafață, având 1600m², se află în vestul orașului, este colmatat și cuprinde plante hidrofite (papură, stuf, rogoz, etc). Din păcate, și acest lac este poluat cu reziduuri petroliere și menajere, fiind impropriu folosințelor.
Lacul Miresei din Câmpina este ecosistemul acvatic pe care îl analizez din punct de vedere fizico-chimic și biologic.
3.3. Lacul Bisericii din Câmpina
Figura 3.4. Lacul Miresei din Câmpina
Lacul Miresei are o suprafață de 8800m² și se află situat în partea central-nordică a orașului Câmpina, în aproprierea bisericii Sfinții Voievozi, acest lac făcând parte dintr-un parc. În prezent, este cel mai bine întreținut reprezentând o sursă de recreere și relaxare a locuitorilor, fiind un lac de agrement.
Lacul Miresei are o lungime de și o lățime de , favorizând condiițiile de viață a peștilor, în special: bibani, carasei, roșioare.
În 2012, înainte de curățarea lacului flora acvatică era excesivă, se putea observa prezența și dezvoltarea algelor ,fapt ce ducea la eutrofizarea lacului. Atunci, apa lacului prezenta o culoare verzuie din cauza dezvoltării algelor verzi sau a diatomeelor ,iar mirosul era foarte puternic de hidrogen sulfurat.
Malurile lacului aveau din belșug de vegetație, iar crengile, ramurile și toate resturile acționau și mai intens asupra procesului de înflorire a apei.
Figura 3.5. Imagine a lacului înainte de amenajarea care s-a finalizat în anul 2012.
Finalizarea lucrărilor de modernizare a lacului Miresei (Bisericii) a avut loc în anul 2012, lacul a fost curățat cu o grapă până la adâncimea de . Tocmai, din această cauză în iulie 2012 lacul se afla încă în clasa a IV-a de calitate, fiind prezent fenomenul de eutrofizare. Lacul Miresei a fost renovat și dotat cu hidrobiciclete și bărcuțe de agrement.
Lacul e alimentat din izvoarele freatice. Adâncimea lacului e cuprinsă între 2,5-, în lac existând o foarte mare cantitate de nămol. Acesta se află în proprietatea Primăriei Locale din Câmpina.
Figura 3.6. Imaginea lacului Miresei după reamenajare
La o scurtă perioadă, după finalizarea modernizării lacului Bisericii, în luna august a anului 2012 s-a constatat moartea speciilor de pești din apă, neștiindu-se cauzele concrete care au dus la moartea acestora.
Se presupune că moartea speciilor de pești din apa lacului nu a provenit de la contaminarea apei cu substanțe chimice. Principalele motive ce au condus la acest fapt, ar fi temperaturile ridicate de pe timpul verii, deoarece a scăzut cantitatea de oxigen dizolvat din apa lacului, iar împreună cu descompunerea materiei organice și moartea algelor s-a produs moartea peștilor din apa lacului.
CAPITOLUL 4. MATERIALE ȘI METODE
4.1.Materiale și metode folosite în evaluarea biologică
4.1.1.Analiza calitativă a fitoplanctonului
Principiul metodei
Prelevarea probelor de fitoplancton și identificarea organismelor din fiecare grup sistematic până la nivel de specie.
Materiale și echipamente necesare
Recipiente de sticlă sau de plastic de 1-.
Vas cilindric de sedimentare.
Pipete Pasteur prevăzute cu o pară mică de cauciuc.
Flacoane de sticlă de 10-50 ml.
Lame port-obiect și lamele pentru microscopie.
Microscop cu o putere de mărire de 1000x.
Figura 4.1. Microscop (Laborator FIFIM)
Stabilirea stațiilor, adâncimilor și periodicității de prelevare a probelor
Numărul stațiilor, orizonturilor și frecvenței de prelevare a probelor de fitoplancton se stabilește în funcție de scopul cercetării, de mărimea, forma și particularitățile hidrologice ale bazinului, de resursele materiale și umane disponibile.
Proba de fitoplancton este prelevată, din stratul eufotic corespunzător stratului de apă între suprafață și de 2,5 ori adâncimea disc Secchi. Proba caracterizează întreaga zonă fotică.
Volumul probei este amestecat într-un recipient mai mare de colectare (de exemplu, o găleată) din care se vor eșantiona toate probele destinate analizei fitoplanctonului, clorofilei a și elementelor fizico-chimice suport.
Indiferent de tehnica de prelevare a probelor, măsurările de adâncime să fie cât mai precise. Pentru eșantionarea fitoplanctonului se folosește un flacon de 500 ml cu gât larg, din sticlă sau din polipropilenă (PP), transparent și curat.
Nu este recomandată utilizarea recipientelor din polietilenă (PE), deoarece absorb iod conținut în agentul de fixare. De asemenea, flacoanele colorate ar trebui să fie evitate, deoarece acestea maschează observarea culorii, iar ele trebuie umplute cam 80% pentru a facilita omogenizarea probei. În general, durata minimă a unui program de cercetare este de doi ani succesivi. În cazul unor studii aprofundate perioada de investigare se poate extinde la 3-4 ani.
Procedeul de colectare a probelor
Fiindcă multe specii de alge planctonice au dimensiuni sub 20 μm, nu pot fi reținute nici de fileurile planctonice cu ochiurile cele mai mici. De aceea, fitoplanctonul se prelevează prin luarea unei anumite cantități de apă după același procedeu ca și în cazul probelor pentru analiza fizico-chimică a apei. Volumul total al probei prelevate pentru analiza fitoplanctonului variază în funcție de densitatea populației algale.
De la suprafața apei proba se colectează direct, luând proba de la circa 10- sub oglinda apei, în recipientul destinat probei respective. Colectarea probelor de apă de la anumite adâncimi se face cu ajutorul batometrelor de tip Ruttner sau Van Dorn. În cazul unor adâncimi mici se poate utiliza și sticlă batometrică.
Conservarea și păstrarea probelor
Probele de fitoplancton se fixează în teren cu soluție alcalină de Lugol la o concentrație finală de 0,5%, adică de aproximativ 8 picături la 100 ml (sau 2,5 ml pentru 500 ml probă), ceea ce va imprima probei fixate o culoare galben maronie. Păstrarea probelor la lumină sau un timp mai îndelungat duce la decolorarea acestora. Periodic, probele se verifică și dacă este nevoie se mai adaugă soluție fixatoare.
Un eșantion fixat corespunzător poate fi păstrat pentru cel mult 4 săptămâni, la întuneric înainte de analiză sau 12 luni în cazul în care se păstrează la întuneric și rece – între 1 și 4° C.
Modul de lucru
Din proba concentrată și omogenizată prin agitarea flaconului, se ia cu ajutorul unei pipete o cantitate oarecare și se pune o picătură pe lama microscopică.
Lama se acoperă cu grijă cu o lamelă de sticlă, astfel încât între lamă și lamelă să nu rămână bule de aer și se analizează la microscop.
Observații
Lamele și lamelele trebuie să fie întotdeauna perfect curate. De aceea, după fiecare utilizare ele se vor spăla și degresa, după care se vor șterge cu o bucată de tifon sau pânză moale. Pentru degresare se va folosi apă și detergent sau o soluție formată din 9 părți alcool etilic 90% și o parte acid clorhidric, după care se clătesc foarte bine cu apă de robinet și apă distilată. Păstrarea lamelor și lamelelor se va face în vase cu apă distilată amestecată cu alcool etilic și care sunt acoperite cu un capac pentru a împiedica pătrunderea prafului.
4.1.2. Analiza cantitativă a fitoplanctonului
Proba conservată este bine omogenizată și un subeșantion este introdus într-o cameră de sedimentare cu un volum bine determinat. Când algele s-au sedimentat în partea de jos a camerei, acestea sunt identificate și numărate.
Fiabilitatea statistică a analizei depinde de distributia unităților algale în camera de sedimentare și presupune că algele sunt distribuite aleatoriu în camera de numărare.
Materiale necesare
Invertoscop
Cameră sedimentare prevăzută cu tuburi de sedimentare (de preferință detașabile), tuburi de 5,10, 25 și 50 ml. Nu se vor folosi tuburi de sedimentare de 100 ml.
Cilindri preconcentrare de 250 ml.
Reactivii folosiți pentru determinarea fitoplanctonului
soluție alcalină Lugol pentru fixarea probelor in teren;
apă de diluție – apă de rețea (filtrată pentru îndepărtarea algelor prin filtru banda albastră sau fibră sticlă) cu soluție alcalină Lugol;
alcool etilic pentru curățare camere sedimentare;
ulei imersie.
Calibrarea echipamentelor
Fiecare cameră de numărare și coloană de sedimentare trebuie să fie identificată de un marcaj unic.
Volumul fiecărei camere de numărare și combinație cu coloana de sedimentare trebuie să fie calibrate cu precizie.
Se umple camera și coloana cu apă distilată, se pune placa de acoperire și se cântărește. Se golește camera, se clătește cu alcool etilic, se lasă să se usuce, apoi se cântărește camera și tubul gol, împreună cu placa de acoperire. Se repetă operațiunea de 10 ori. Diferența greutății în grame între camera plină și goală reprezintă volumul camerei în mililitri.
Se calibrează micrometrul ocular cu ajutorul rețelei micrometrice. Se stabilește dimensiunea câmpului optic pentru toate combinațiile de oculare – obiective.
Identificarea taxonomică
Determinarea taxonomică necesită identificări înainte de numărare, care sunt efectuate cu un microscop în preparat lamă-lamelă pentru stabilirea unei liste algale. Pentru probele de rutină, identificarea taxonomică trebuie să fie făcută pe 400x (600x), la cel mai înalt nivel taxonomic posibil.
Toate identificările taxonomice sunt făcute până la nivel de specie atunci când este posibil, dar în cazul în care această identificare este imposibilă, se identifică până la un grad superior taxonomic ce poate fi stabilit cu certitudine. Numele operatorului care a făcut identificarea taxonomică va fi inclus în raportare.
Numărarea
O examinare rapidă la o putere de mărire de 100x se va face înainte de începerea numărării, pentru a verifica faptul că algele sunt aleator distribuite. Dacă distribuția nu este aleatoare, trebuie să fie pregătit un nou eșantion.
La numărare se va ține cont de următoarele considerente:
celulele goale nu trebuie luate în calcul; de exemplu, diatomeele goale sau peridinee
flagelatele mici heterotrofe nu se numără;
diatomeele bentice sau litorale în număr redus se numără (în lacurile puțin adânci ele pot reprezenta o proporție semnificativă din probă); prezența în număr mare a indivizilor din această grupă ecologică este cauzat de erorile de recoltare – (amplasarea punctului de prelevare a probelor, a vântului, influența afluenților);
4.1.3. Analiza calitativă a zooplanctonului
Principiul metodei
Prelevarea probelor de zooplancton cu ajutorul fileului planctonic; sortarea organismelor sub aparatura optică pe grupe sistematice și identificarea organismelor din fiecare grup sistematic până la nivel de specie.
Materiale și echipamente necesare
Fileu planctonic.
Borcane de sticlă cu dop rodat sau bidoane de plastic cu dop înșurubat, cu gâtul larg și cu un volum de 250-300 ml.
Lupă binoculară (stereomicroscop) cu o putere de mărire de 100*.
Microscop cu o putere de mărire de 1000x.
Pipete de sticlă prevăzute cu o pară mică de cauciuc.
Cutii Petri.
Chei de determinare pentru organismele zooplanctonice.
Stabilirea stațiilor, orizonturilor și periodicității de prelevare a probelor
Alegerea stațiilor de colectare a zooplanctonului trebuie să cuprindă zonele cele mai reprezentative din punct de vedere ecologic (în general, zonele din mijlocul bazinului și zonele de adâncime).
Deoarece organismele zooplanctonice prezintă o răspândire orizontală și verticală neuniformă, formând aglomerări cu un pronunțat gradient vertical al abundenței, ce variază în mod continuu datorită migrațiilor circadiene verticale, studiul zooplanctonului se face atât pe orizontală cât și pe verticală. Pentru lacurile naturale, lacurile de baraj și de acumulare sau iazurile piscicole probele se recoltează din zona de amonte (de alimentare), din zona de aval (de evacuare) și din zona centrală.
Pentru cunoașterea dinamicii zooplanctonului este necesar a se recolta probe lunar pe întregul parcurs al unui an sau, cel puțin, a se recolta probe sezoniere pe cele patru anotimpuri. La datele calendaristice fixate probele se vor ridica din același loc pentru fiecare stație. În bazinele piscicole probele se recoltează cu precădere în sezonul cald (la începutul, mijlocul și sfârșitul verii), dar pentru a avea o imagine cât mai completă asupra zooplanctonului este necesar să se preleveze probe și toamna și la sfârșitul iernii.
Echipamente de colectare
Pentru recoltarea probelor de zooplancton cel mai frecvent se întrebuințează fileul planctonic.
Sitele utilizate la confecționarea fileurilor planctonice au o țesătură specială, de mătase sau din material sintetic cu fir monofilament, astfel încât ochiurile să nu se deformeze și să nu-și schimbe dimensiunile. Dimensiunile ochiurilor plasei fileului planctonic se aleg în funcție de categoria dimensională a zooplanctonului care urmează a fi studiată.
Procedeul de colectare calitativă a probelor
Pentru prelevarea calitativă a zooplanctonului din apele de suprafață fileul planctonic, imersat complet în apă, se trage încet în urma ambarcațiunii. Poziția fileului în timpul colectării trebuie să fie aproape orizontală. Apa care intră prin deschiderea fileului se filtrează prin pereții sacului, iar organismele și diferitele suspensii inerte, mai mari decât ochiurile plasei, sunt reținute în sac și antrenate în păhărelul colector. Astfel, în urma filtrării prin fileul planctonic se realizează și o concentrare a zooplanctonului.
După tractare, fileul se scoate din apă și se clătește prin introducerea lui în apă până aproape de inelului metalic și prin agitare puternică sau se spală prin exterior cu ajutorul unui furtun pentru a antrena organismele rămase pe sită în paharul colector. Materialul adunat în paharul colector (cca.200 ml) este trecut în borcane de sticlă de 250-300 ml, cu gâtul larg și cu dop rodat sau în bidoane din plastic cu dop filetat de aceeași capacitate. Imediat după aceasta probele se etichetează prin introducerea în recipientul cu proba de zooplancton a unui bilețel din hârtie de calc pe care s-a inscripționat cu cerneală de India data, locul și adâncimea prelevării, dimensiunea ochiurilor și durata tractării fileului, precum și alte informații relevante. Nu se recomandă etichetarea prin lipirea unor autocolante pe recipientele cu probă, deoarece cu timpul acestea se pot desprinde. De asemenea, inscripționarea suplimentară a recipientelor cu ajutorul unui marker rezistent la apă duce la o creștere a eficienței în timpul sortării, deoarece probele concentrate de zooplancton pot obtura parțial sau total eticheta din interior.
Conservarea și păstrarea probelor
Probele zooplanctonului trebuie examinate într-un interval de timp cât mai scurt de la colectarea lui, deoarece în proba concentrată organismele planctonice consumă repede oxigenul și mor. Probele de zooplancton pot fi menținute în stare vie cel mult 10-12 ore, dacă sunt ținute la frigider la o temperatură de circa .
Dacă nu există posibilitatea de a examina imediat probele se recomandă fixarea lor. Aceasta se face cel mai frecvent cu formol 10% (aldehidă formică -3,7%), care se adaugă în proporție de 9 părți lichid de conservare la 1 parte biomasă planctonică. Deoarece formolul poate dizolva scheletele calcaroase ale unor zooplancteri, este necesară neutralizarea prealabilă a acestuia cu borax.
4.1.4. Analiza cantitativă a zooplanctonului
Principiul metodei
Filtrarea unui anumit volum de apă; numărarea zooplancterilor dintr-un subeșantion al probei concentrate cu ajutorul camerelor de numărare; cântărirea organismelor; extrapolarea numărului de organisme găsite în proba examinată la volumul de apă filtrat.
Materiale și echipamente necesare
Fileu planctonic prevăzut sau nu cu debitmetru.
Borcane de sticlă cu dop rodat sau bidoane de plastic cu dop înșurubat, cu gâtul larg și cu un volum de 250-300 ml.
Lupă binoculară cu o putere de mărire de 100x.
Microscop cu o putere de mărire de 1000*.
Pipete de sticlă prevăzute cu o pară de cauciuc.
Cutii Petri.
Figura 4.2. Cutii Petri
Camere de numărare gradate cu volum cunoscut
Pipetă Stempel.
Ace de wolfram prinse pe un mâner de lemn sau anse Irwin din aliaj nichel-crom cu bucla de diametru.
Balanță analitică cu o sensibilitate de ±0,0001 mg.
Figura 4.3. Balanță analitică (Laborator FIFIM)
Echipamente și procedee de prelevare cantitativă a probelor
Pentru prelevarea cantitativă a zooplanctonului este necesară filtrarea unui volum cunoscut de apă, stabilit în funcție de abundența și talia organismelor recoltate.
În principiu, prelevarea cantitativă a zooplanctonului presupune utilizarea a două mari categorii de instrumente:
– echipamente care se bazează pe colectarea unui volum cunoscut de apă și filtrarea ulterioară a acesteia (batometre, pompe aspiratoare și sonde tubulare pentru plancton);
– echipamente care se bazează pe filtrarea in situ a organismelor planctonice (fileuri planctonice, planctonometre).
Zooplanctonul de la suprafața apei, poate fi colectat cantitativ prin scoaterea unui anumit volum de apă într-un recipient cu capacitate mare (găleată, canistră cu deschiderea largă) și filtrarea lui prin fileul planctonic. Această ultimă operație se poate efectua la țărm sau la bordul ambarcațiunii, fileul fiind introdus parțial în apă pentru a evita deteriorarea organismelor fragile sau trecerea forțată a acestora prin ochiurile sitei.
Pentru colectarea cantitativă a probelor de zooplancton de la diferite adâncimi se pot folosi diferite batometre de capacitate mare (5-).
Utilizarea batometrelor este indicată pentru lacurile eutrofe puțin adânci, bălți și iazuri, deoarece în acest caz abundența mare a sestonului poate determina o colmatare rapidă a ochiurilor fileurilor planctonice, atunci când se urmărește distribuția verticală a zooplancterilor la o scară mică sau atunci când se eșantionează zona litorală și apa din apropierea fundului.
De asemenea, utilizarea batometrelor se pretează pentru studiul zooplancterilor de talie mică, cum ar fi protozoarele și rotiferele.
Sondele tubulare, care pot fi considerate ca un fel de batometre lungi, sunt de regulă tuburi flexibile și prelevează o probă integrată atunci când sunt imersate în coloana de apă. Diametrul interior al tuburilor trebuie să fie cât mai mare posibil pentru a diminua pierderile zooplancterilor care se deplasează rapid. Pe de altă parte, tuburile cu un diametru mic pot fi astupate mult mai ușor și nu necesită dispozitive speciale de închidere, iar tuburile flexibile pot fi folosite de pe ambarcațiuni mici. Utilizarea tuburilor este indicată pentru eșantionarea întregii coloane de apă în bazinele puțin adânci sau în zona litorală a lacurilor care prezintă o vegetație abundentă. Tuburile rigide transparente pot fi folosite pentru colectarea unor volume mici de apă din zona litorală a lacurilor, din bălți și heleșteie. Dezavantajul sondelor tubulare constă în faptul că acestea nu pot furniza date referitoare la distribuția verticală a zooplanctonului.
Numărarea organismelor
Organismele planctonice de talie mare sunt puțin abundente în proba concentrată și de aceea pot fi numărate integral prin transferarea probei într-un vas plat și puțin adânc și examinarea ulterioară cu ochiul liber sau cu o lupă de mână. Această numărătoare se face întotdeauna prima, iar proba este trecută înapoi în recipient.
În cazul organismelor zooplanctonice mici, care adesea sunt prezente în probe în număr mare, numărarea tuturor organismelor din probă ar fi practic imposibilă sau ar necesita un timp prea mare. De aceea, pentru numărarea lor se recurge la fracționarea probei totale omogenizate în probe mai mici în care organismele se examinează și se numără în totalitate.
Cel mai simplu mijloc de extragere rapidă a unor volume mici din proba totală omogenizată este folosirea pipetei Stempel. Aceasta constă dintr-o siringă cu gura largă cu un piston al cărui parte inferioară are forma de clepsidră. Atunci când pistonul este ridicat, un volum cunoscut (de regulă de 1 ml) este prins între acesta și pereții siringii. Acesta este apoi distribuit în cutii Petri și examinat la lupa binoculară sau la microscop. Pentru a ușura numărarea, cutia Petri poate fi așezată deasupra unei coli de hârtie milimetrică, ceea ce permite numărarea sistematică a organismelor pătrat cu pătrat.
Pentru a număra direct zooplancterii mici sunt folosite celule sau camere de numărare. Dintre diferitele tipuri de camere de numărare o largă utilizare au căpătat cele de tip Sedgewick-Rafter sau de tip Kolkwitz pentru microzooplancton sau tăvițele de tip Bogorov pentru macrozooplancton.
Modul de lucru
Camera de numărare se umple rapid, cu ajutorul unei pipete, cu proba de analizat, după omogenizarea acesteia, se acoperă cu o lamelă executând o mișcare ușoară de translație și se analizează, în funcție de dimensiunea zooplancterilor fie la lupa binoculară, fie la microscop.
Toate organismele cuprinse în masa apei, în pelicula superficială și pe fundul celulei se numără separat pe specii. Adeseori este necesar a se lua anumite organisme din camera de numărare pentru a putea fi studiate la o putere de mărire mai mare. Acest lucru se poate face cu ajutorul unei pipete de sticlă prevăzută cu o pară de cauciuc sau cu ajutorul unei anse de wolfram montate în vârful unui bețișor de lemn.
Calculul
Numărul de organisme găsit în volumul de apă de analizat se raportează la cantitatea inițială de apă luată în lucru, folosindu-se relația:
A=
A= densitatea zooplanctonului, exprimată ca nr. ex./m³ (proba inițială);
a = numărul de organisme înregistrate în camera de numărare;
n = volumul probei concentrate, în ml;
V= volumul de apă trecut prin fileul planctonic, în m3;
v = volumul camerei de numărat, în ml.
Determinarea biomasei zooplanctonului
Determinarea se poate face în mod direct, prin cântărirea organismelor la o balanță, sau în mod indirect, prin măsurarea volumului realizat de zooplancteri și transformarea unităților de volum în unități de greutate. Valorile biomasei pot fi exprimate volumetric, sub formă de volum sedimentat sau volum dezlocuit, gravimetric (în mg), ca greutate umedă, greutate uscată sau greutate calcinată (organică), sau calorimetric (în cal) pe unitatea de volum (litru sau m3).
O metodă directă de aproximare a biomasei constă în măsurarea volumului sedimentat. Pentru aceasta conținutul recipientului cu proba concentrată de zooplancton se varsă într-un cilindru gradat, se amestecă ușor cu o baghetă de sticlă, se lasă un timp suficient pentru ca tot planctonul să se depună complet pe fundul cilindrului (~24 ore) și se măsoară volumului realizat de zooplancton.
În mod alternativ, biomasa poate fi estimată prin determinarea volumului dezlocuit de către plancton. Pentru aceasta mai întâi se măsoară volumul total al probei concentrate împreună cu lichidul conservant, după care planctonul este filtrat într-o pâlnie cu hârtie de filtru și se măsoară din nou volumul lichidului rezultat. Volumul planctonului se calculează pe baza diferenței dintre cele două volume.
Determinarea directă a greutății umede a zooplanctonului se face după ce a fost înlăturat tot excesul de apă. Pentru aceasta proba totală de zooplancton se filtrează prin hârtie de filtru, iar planctonul reținut pe filtru se tamponează cu o hârtie care absoarbe apa. Hârtia se înlocuiește până când nu mai absoarbe apă din masa de plancton. Trebuie avut grija ca organismele zooplanctonice să nu fie strivite, ceea ce ar duce la pierderea apei de analizat. Apoi, zooplanctonul se cântărește la balanța analitică.
Determinarea indirectă a greutății se realizează pe seama relațiilor de calcul. Din cauza dimensiunilor mici ale organismelor zooplanctonice, determinarea biomasei prin cântărire este adeseori dificilă. Din acest motiv, estimarea biomasei zooplanctonului se face cel mai frecvent în mod indirect, pe baza unor relații dintre dimensiunea organismelor și volumul sau greutatea lor. Relația dintre greutatea organismului și lungimea sa poate fi exprimată cu ajutorul următoarei formule:
W = a L b sau log W = log a + b log L
unde: W = greutatea uscată a organismului, în ug;
L = lungimea corpului, în mm;
a și b = constante.
Lungimea corpului organismelor se măsoară cu ajutorul unui micrometru-ocular montat pe un microscop. Organismele de ordinul câtorva milimetri pot fi măsurați sub lupa binoculară după ce au fost plasați pe o lamă de sticlă care prezintă o riglă fină (de aproximativ lungime).
Organismele cu corpul curbat trebuiesc întinse. Dacă organismul este deteriorat, astfel încât măsurarea lungimii totale a corpului este imposibilă, estimarea lungimii corpului se poate face prin măsurarea lungimii anumitor părți ale corpului (de ex. a carapacei sau uropodelor, care sunt ușor de măsurat și prezintă o creștere proporțională cu lungimea corpului) și prin folosirea unui factor de conversie adecvat.
Observații
Proba totală se omogenizează prin scuturare atentă și nu prin agitarea recipientului în plan orizontal, învârtirea flaconului într-un singur plan va produce un curent circular al lichidului care va avea un efect de sortare a planctonului datorită forței centrifuge.
Pentru numărarea organismelor zooplanctonice se consideră ca satisfăcătoare proba de apă care conține între 100 și 400 exemplare. Dacă numărul de organisme din camera de numărare este mai mare de 400 se recomandă diluarea probei de un număr corespunzător de ori până ce numărul de indivizi din camera de numărare va fi de aproximativ 100 sau 400. Așadar, rezultatul numărătorii se multiplică cu numărul de câte ori a fost diluată proba.
Determinarea greutății uscate sau a greutății calcinate trebuie să se facă pe organisme vii, deoarece în cazul organismelor fixate cu formol volumul și greutatea probelor de zooplancton scade odată cu timpul. În cazul în care există numai organisme fixate, determinarea greutății uscate sau a greutății calcinate se va face la aproximativ o lună după fixare, atunci când greutatea se stabilizează.
4.1.5. Analiza calitativă a macrofitobentosului
Principiul metodei
Colectarea macroflorei acvatice prin diverse mijloace (manual sau cu ajutorul greblelor și drăgilor târâtoare); sortarea plantelor pe grupe sistematice și identificarea lor până la nivel de specie.
Materiale și echipamente necesare
Deplantator sau cuțit.
Găleți de plastic sau cristalizoare de 5-.
Pungi rezistente de polietilenă
Tăvițe albe de plastic cu dimensiunile de 40×30 cm.
Chei dihotomice pentru determinarea plantelor acvatice.
Pensete cu vârful fin.
Ace simple sau spatulate.
Plăci de sticlă șlefuită sau din material plastic cu dimensiunile de 30×20 cm.
Hârtie cretată sau velină cu dimensiunile de 30×20 cm.
Coli de ziar sau hârtie
Tifon.
Presă.
Coli de ierbar speciale cu dimensiunile de 42×29 cm.
Lupă de mână cu o putere de mărire de 10x sau 20x.
Lupă binoculară cu o putere de mărire de 100x.
Procedee de colectare calitativă
Recoltarea calitativă a macroflorei bentonice în apele puțin adânci se poate face cu ajutorul unei greble. Mult mai indicată, însă, este colectarea manuală, deoarece aceasta permite desprinderea plantelor împreună cu partea lor bazală de fixare. În cazul plantelor acvatice vasculare colectarea manuală se realizează prin scoaterea din sediment a rizomilor și rădăcinilor cu ajutorul unui deplantator sau cuțit.
Recoltarea algelor macroscopice de la adâncimi mici se face prin desprinderea talului de pe substrat cu ajutorul unui cuțit. În apele adânci se poate utiliza o dragă târâtoare, care smulge de pe substrat unele plante în timp ce acesta este târâtă în urma ambarcațiunii. Pentru colectarea manuală a macrofitelor acvatice de la adâncimi mai mari este nevoie de utilizarea scafandrului autonom.
Cormofitele acvatice sau algele macroscopice colectate se introduc în pungi de plastic cu puțină apă. În interior se introduce și o etichetă din hârtie de calc pe care se notează cu un creion negru sau cu un pix cu cerneală rezistentă la apă codul probei, precum și data, locul, adâncimea colectării și tipul de substrat.
Conservarea și păstrarea probelor
Conservarea macrofitelor acvatice se face cu o soluție de formaldehidă 5% sau cu alcool etilic. Plantele se pot păstra în lichidul conservant în recipiente de plastic sau de sticlă închise cu un capac etanș. Păstrarea macrofitelor în alcool etilic este indicată pentru plantele mici, cu frunze fin divizate, deoarece la uscare acestea devin fragile.
Mult mai indicată este erborizarea macrofitelor, deoarece exemplarele păstrează culoarea și aspectul lor natural un timp mult mai îndelungat. Dacă este necesară păstrarea plantelor în stare vie, iar temperatura ambientală este ridicată, acestea pot fi transportate și păstrate un timp oarecare în lăzi frigorifice la o temperatură de 1-.
Etalarea, uscarea și presarea plantelor
Pentru erborizarea algelor macroscopice și a cormofitelor acvatice suculente se ia câte un exemplar dintr-o specie determinată și se așează într-o tavă care conține un strat de apă care să ocupe cam trei sferturi din înălțimea tăvii. Sub planta din tavă se introduce ușor o placă rigidă de sticlă șlefuită sau din material plastic și pe care s-a așezat în prealabil o bucată de hârtie cretată sau velină de aceleași dimensiuni. Cu ajutorul unei pensete sau a acelor spatulate se răsfiră ramificațiile și se potrivesc toate părțile componente ale plantei, astfel încât aceasta să ia o formă cat mai apropiată de cea din mediul său natural de viață.
Pentru scurgerea completă a apei, foaia de hârtie pe care se află prinsă planta se desprinde cu grijă de pe placă și se lipește pe un suport vertical (perete de faianță sau geam) unde se lasă timp de 10-15 minute.
După ce apa s-a scurs în totalitate, hârtia cu planta fixată de ea se așează între coli de ziar sau sugativă. Pentru a împiedica lipirea plantelor de foliile de ziar sau sugativă în timpul presării acestea se vor proteja cu bucățele de tifon. Teancurile de coli între care se află hârtiile cu plantele acvatice se introduc apoi în presă, care se strânge cu ajutorul șuruburilor sau peste acestea se așează greutăți de câteva kilograme, având grijă ca greutatea să fie uniform distribuită pe întreaga suprafață. După aproximativ 30-40 minute colile de ziar și bucățile de sugativa se înlocuiesc cu altele uscate. Peste 2-3 ore colile de ziar și bucățile de sugativa se vor înlocui din nou, după care această operațiune se repetă la fiecare 24 de ore, până la uscarea completă a plantelor. Plantele astfel uscate, în special algele, vor rămâne lipite de hârtia pe care au fost etalate. Plantele mai suculente și mai groase, care nu se lipesc de hârtie, se fixează prin benzi subțiri de hârtie lipite la capete cu clei transparent sau cu o bandă de scotch transparent.
Hârtia cu planta presată și uscată se lipește apoi pe o coală de ierbar. În colțul din dreapta jos al colii de ierbar se lipește o etichetă pe care se va nota denumirea științifică completă a plantei, denumirea populară, data și locul recoltării, tipul de substrat, adâncimea de la care a fost colectată și numele celui care a efectuat recoltarea.
Observații
Ridicarea plăcii se face cu multă grijă, deoarece, dacă placa se înclină prea mult sau se scoate din apă prea repede, plantele pot aluneca de pe hârtie sau ramificațiile se pot suprapune.
4.1.6. Analiza cantitativă macrofitobentosului
Generalități
Analiza cantitativă a macrofitobentosului constă în aprecierea numărului de plante și a biomasei acestora pe o unitate de suprafață cunoscută. Densitatea macrofitobentosului se exprimă ca număr de plante la metru pătrat de suprafață bentală. În ceea ce privește biomasa macrofitelor bentonice, aceasta se poate exprima sub formă de greutate umedă (greutatea masei verzi), greutate uscată sau greutate calcinată (greutatea cenușii). În toate cazurile, rezultatele se exprimă în g/m2 sau în kg/m2.
Principiul metodei
Eșantionarea unei suprafețe de fund cunoscute, fie prin metoda pătratelor, fie prin metoda transectelor; numărarea și cântărirea macrofitelor acvatice identificate; determinarea densității și biomasei realizate de către plante prin extrapolarea rezultatelor obținute la metru pătrat.
Materiale și echipamente necesare
1. Carotieră din clorură de polivinil (PVC)
2. Găleți de plastic sau cristalizoare cu o capacitate de 5-.
3. Pungi rezistente de polietilenă de diferite dimensiuni.
4. Tăvi de plastic adânci.
5. Chei pentru determinarea plantelor acvatice.
6. Site dreptunghiulare
7. Balanță analitică cu o sensibilitate de ±.
8. Etuvă termostatată, care permite uscarea la o temperatură de 45, 60 sau .
9. Exicator.
10. Cuptor de calcinare;
Figura 4.4. Etuvă. (Laborator FIFIM)
Prelucrarea probelor și numărarea plantelor
Probele aduse în laborator se spală de sediment și alte impurități în găleți de plastic sau în cristalizoare. Probele colectate în saci din plasă se vor scutura încă atunci când sunt sub apă pentru a îndepărta cea mai mare parte a sedimentului. În lipsa acestora spălarea probelor se va face pe o sită dreptunghiulară. Particulele mai grosiere reținute (fragmente de cochilii, detritus) se vor înlătura cu mâna una câte una.
Sortarea pe specii și înlăturarea fragmentelor fine se face cel mai bine într-o tavă adâncă de plastic. Plantele din fiecare specie se numără separat, iar numărul lor se raportează la metru pătrat.
4.2. Materiale și metode folosite în evaluarea fizică a apei
4.2.1. Determinarea temperaturii apei
Noțiuni generale
Temperatura apei variază în funcție de temperatura aerului
Principiul metodei de determinare a temperaturii apei
Se folosesc termometre obișnuite ce conțin un lichid (mercur sau alcool). Acesta este împins de-a lungul unui tub capilar care are marcat diviziuni în grade Celsius.
Materiale necesare pentru determinarea temperaturii
Termometre cu mercur sau cu alcool, cu domeniul de măsurare de cel puțin între -5 și +, cu diviziuni de zecimi de grad.
Termometre digitale, cu precizia de 0,1 sau 0,2°C.
Recipiente de plastic de diferite dimensiuni.
Vas izoterm cu un volum de 5-.
Modul de lucru
Temperatura apei se măsoară la locul recoltării probei cu termometre. Pentru un rezultat real trebuie să se realizeze mai multe măsurători din puncte și adâncimi (la suprafață și la fund).
În lacuri și mlaștini, temperatura se realizează în zone acoperite cu vegetație și în zone lipsite de plante. În mări și lacurile adânci temperatura apei se poate măsura din cinci în cinci metri adâncime.
În stratul de suprafață al apelor stătătoare, temperatura se măsoară direct, de la mal sau din barcă. Această acțiune constă în scufundarea termometrului sub luciul apei, lăsarea lui în apă timp aproximativ 5 minute și se citesc valorile indicate fără a se scoate termometrul din apă. În timpul măsurării temperaturii, termometrul se ține în poziție verticală, iar în cazul apelor stătătoare acesta se agită continuu prin apă.
Termometrul se pune în găleată, după care se scoate din apă și imediat se face citirea temperaturii. Măsurarea și citirea temperaturii apei, se fac în umbră pentru a nu fi influențate de razele solare. Pentru măsurători exacte se folosesc recipiente speciale izolate termic.
Măsurarea temperaturii la diferite adâncimi se poate face dacă se prelevează cantități de apă de la adâncimea dorită cu ajutorul sticlei batometrice și se măsoară imediat temperatura apei. Sticla batometrică este o sticlă cu o capacitate de 300- 1000 ml, fixată pe o tijă marcată la intervale de sau legată cu o sfoară ce prezintă noduri la distanțe de , al cărei dop este de asemenea prins cu o sfoară. Sticla se trimite în poziție închisă la adâncimea dorită, unde, printr-o smucitură bruscă, se scoate dopul, pentru a permite pătrunderea apei. Probele de apă de la adâncimi mari se recoltează cu ajutorul unor dispozitive speciale – batometre. Acestea se imersează în stare deschisă și se închid la adâncimea dorită prin intermediul unei greutăți metalice inelare, care glisează în jos de-a lungul cablului de care este suspendat instrumentul.
În zilele noastre, se folosesc dispozitive digitale de măsurare a temperaturii ce au drept senzori termoelectrici (rezistențe de platină sau termistori) și afișează datele direct pe display-uri cu cristale lichide (LCD). Dispozitivele digitale de măsurare a temperaturii realizează determinarea la fața locului, din aproape în aproape, eliminându-se astfel necesitatea de a se preleva probe de la diferite adâncimi.
4.3. Analize chimice ale apei
4.3.1. Determinarea pH-ului apei
Noțiuni generale
Noțiunea de pH al apei reprezintă logaritmul zecimal cu semn schimbat al concentrației ionilor de hidrogen, exprimate în mol/l:
pH = – log[H]
pH-ul unei ape este cuprins între 0 și 14. pH-ul acid are valori între 0-6, pH-ul netru are valoarea 7, iar pH-ul bazic are valori între 8-14.
Apele naturale trebuie să aibă un pH între 6- 8,5 (Trufaș, 1975), pe când apele bogate în dioxid de carbon au un pH scăzut, iar cele cu un conținut redus de CO2 au o valoare a pH-ului mai ridicată.
Principiul metodei
Se măsoară tensiunea electromotoare existentă între un electrod de sticlă (indicator) și un electrod de calomel – clorură de potasiu (de referință). Diferența de potențial dintre cei doi electrozi este funcție liniară de pH.
Materiale necesare pentru determinarea pH –ului
În primul rând, un pH-metru cu electrozi de sticlă și electrozi de calomel.
În al doilea rând, recipiente de polietilenă de 50-100 ml cu gâtul larg și cu capac înșurubat, câte unul pentru fiecare probă.
Reactivii folosiți pentru determinarea pH-ului :
Soluție-tampon de ftalat monopotasic 0,05M (are pH = 4,00 la ): ftalat acid de potasiu, de puritate analitică se dizolvă în 1000 ml apă distilată. Se păstrează într-un recipient de sticlă.
Soluție-tampon de fosfat monopotasic 0,025M + fosfat disodic 0,025M, care trebuie dizolvă în 1000 ml apă distilată. Se păstrează într-un recipient de sticlă închis ermetic.
Se diluează 100 ml din această soluție până la 1000 ml cu apă distilată pentru efectuarea analizei. Soluția diluată trebuie păstrată într-un recipient de polietilenă. Ea este stabilă timp de câteva săptămâni dacă este prevenită evaporarea și este cel mai bine conservată prin adăugarea câtorva picături de cloroform.
Apă bidistilată fiartă și răcită:
Apa distilată conține cantități importante de bioxid de carbon, din care cauză are un pH cuprins între 5,5 și 6,5. Pentru a obține o apă cu un pH de 7,0 apa distilată se tratează cu hidroxid de bariu, se fierbe timp de 10-15 minute în prezența unei cantități mici de permanganat de sodiu, se distilează din nou și se păstrează într-un vas prevăzut cu un dop de cauciuc prin care trece un tub de sticlă plin cu calce sodată.
Din ce în ce mai des, se folosesc dispozitive digitale de măsurare a pH-ului care afișează datele direct pe display-uri cu cristale lichide (LCD). Aceste dispozitive digitale de măsurare a pH-ului prezintă avantajul că determinarea se face la fața locului.
Modul de lucru
Se echilibrează aparatul.
Se etalonează aparatul cu ajutorul soluțiilor-tampon cu pH cunoscut și se corectează cu ajutorul butonului de corectare a abaterii.
Se spală electrozii cu apă bidistilată și se clătesc cu apa de analizat.
Se introduc electrozii în apă și se citește valoarea pH-ului direct pe ecranul aparatului.
E indicat să se repete procedura de câteva ori și se ia ca valoare a pH-ului media citirilor.
Figura 4.5. pH-metru cu electrozi și lista valorilor corespunzătoare pH-ului (Laborator FIFIM)
Etapele de prelevare și conservare a probelor de apă
pH-ului se determină într-un timp scurt după prelevarea probei. De regulă, probele pentru pH se iau din batometru imediat prin umplerea completă a recipientelor de polietilenă de 50-100 ml și astuparea lor ermetică cu capacul înșurubat.
Dacă proba nu poate fi analizată imediat, poate fi ținută maximum 6 ore într-un loc întunecat la o temperatură inferioară temperaturii apei la locul de prelevare.
Figura 4.6. pH-metru digital portabil (Laborator FIFIM)
4.2.2 Determinarea acidității totale a unei ape (aciditatea de titrare)
Noțiuni generale
Aciditatea totală (de titrare) se datorează cantității totale de hidrogen evidențiat de acizii: carbonic, alumino-silicilic, fero-silicilic, sulfuric, clorhidric, sulfuros, azotos, dar și clorului, fenolului, ș.a.m.d. , dar și marilor cantități de CO2 conținute în apa de ploaie și în zăpadă.
Principiul metodei
Aciditatea totală constă în cantitatea totală a hidrogenului din apă se constituie din cantitatea ionilor de hidrogen din apă și din ionii care apar prin disociație după neutralizare ionilor de hidrogen cu ajutorul hidroxidului de natrium.
Materiale și echipamente necesare pentru determinarea acidității totale
Vase Erlenmayer.
Capsule de porțelan.
Biuretă.
Baghetă.
Reactivii folosiți în determinarea acidității totale:
Soluție de NaOH n/10.
Indicator universal.
Indicator metil-oranj.
Fenolftaleină.
Modul de lucru
Într-un balon de titrare se iau 100 cm³ de apă de analizat, se adaugă 2-3 picături soluție de fenolftaleină și se titrează cu o soluție de NaOH N/10 până la apariția unei culori roz slab, care persistă câteva secunde. Cantitatea de NaOH N/10 folosită la titrare este echivalentă cu cantitatea de acid conținută în 100 cm³ de apă de analizat.
Aciditatea totală se va exprima prin numărul de cm³ NaOH N/1 pentru un litru de apă. Din această cantitate se poate calcula necesitatea de calciu a apei. Se cunoaște că 1 cm³ NaOH N/10 corespunde la 4 mg NaOH sau la 2,8 mg CaO, sau la 5 mg Ca CO3.
Observații
Se va determina aciditatea de titrare a unei ape numai dacă reacția apei este acidă. Pentru a ști acest lucru se face proba calitativă: 50 – 100 cm³ din apa de cercetat, se tratează cu 2-3 picături de fenolftaleină.
Dacă apa rămâne incoloră, înseamnă că există prezenți: acidul carbonic, eventual alți acizi minerali, acizi humici sau alți acizi organici. Dacă apa devine roșie-violetă, ea este alcalină și are un pH mai mare decât 8,2.
Într-o altă probă de apă se adaugă 5-10 picături de indicator universal: dacă soluția e roșie sau roșie-gălbuie, apa este acidă; dacă este verde, apa este neutră, iar dacă se albăstrește sau devine violetă, ea este alcalină sau puternic alcalină.
În cazul când acidul carbonic este prezent, pentru a-l îndepărta, se fierb 100 cm³ apă timp de 10 min. După răcire se adaugă două picături de indicator metiloranj: dacă soluția se înroșește, înseamnă cu sunt prezenți acizii minerali; dacă apa se îngălbenește ea este alcalină.
4.2.3 Determinarea alcalinității totale a apei (alcalinitatea de titrare)
Principiul metodei determinare a alcalinității totale a apei
Alcalinitatea apelor, datorată prezenței cantității totale de elemente alcaline și alcalino-pământoase (se formează cu ioni OH-): K, Na, Ca, Mg și care sunt legați în mare parte ca bicarbonați și carbonați, în mică parte ca fosfați, azotați, sulfați ș.a.m.d., se măsoară prin cantitatea de HCl N/10 necesară neutralizării a 100 cm³ apă.
Se numește alcalinitate totală numărul echivalenților de acid, folosiți pentru neutralizarea unui litru din soluția de cercetat, până la punctul de echivalență al sării care rezultă.
Exprimată în ioni, alcalinitatea de titrare exprimă totalitatea în ioni de oxidril pe care bazele din apă îi pun treptat în libertate, în timpul neutralizării, la adăugarea de acid, când, pe măsură ce ionii disociați sunt neutralizați, se disociază o nouă cantitate de bază.
Instrumente necesare pentru determinarea alcalinității totale din apă:
Borcane a 100 cm³
Biurete.
Pâlnie.
Figura 4.7. Cilindru gradat (Laborator FIFIM)
Reactivi necesari pentru determinarea alcalinității totale din apă:
HCl N/10
Apă distilată
Soluție de fenolftaleină 1%
HCl N/1
Modul de lucru
Într-un balon de titrare se iau 100 cm³ apă de cercetat, se adaugă 2-3 picături soluție 1% fenolftaleină și se titrează cu o soluție de acid clorhidric n/10, până exact în momentul decolorării. Cantitatea de acid clorhidric N/10 folosită la titrare este echivalentă cu cantitatea de baze conținute în 100 cm³ apă de analizat.
Alcalinitatea se va măsura prin numărul de cm³, HCl N/1 corespunzători la de apă de analizat.
Din această cantitate se poate calcula cantitatea de CaO corespunzătoare, care trebuie să fie în concordanță cu duritatea totală.
Calculul determinării alcalinității totale
100 cm³ apă s-au titrat cu 0,35 cm³ HCl N/10, cu factorul 1,005. Se înmulțește numărul de cm³ cu factorul și se obține numărul de cm³ de HCl exact n/10 care a neutralizat 100 cm³ apă de cercetat.
4.2.4 Determinarea amoniacului
Principiul metodei de determinare a amoniacului din apă
Amoniacul cu o soluție alcalină de reactiv Nessler formează aminoiodura mercurică, după reacția:
Hg
Hg
Aminoiodura mercurică este un complex de culoare galbenă. La concentrații mai mari de amoniac se produce fenomenul de precipitare.
Determinarea colorimetrică prin comparare cu scara de NH4Cl
Reactivii folosiți în determinarea colorimetrică prin comparare cu scara de NH4Cl
Reactiv Nessler (tetraiodomercuriat de potasiu).
Tartrat dublu de sodiu și potasiu (sare Seignette).
Soluție etalon de clorură de amoniu (NH4Cl-).
Soluția etalon de clorură de amoniu, cu un conținut de 0,05 mg NH4+ ml-1 se repartizează într-o serie de tuburi Nessler și se completează cu apă bidistilată conform tabelului .
Tabelul 4.1. Prepararea scării etalon pentru determinarea amoniacului
Modul de lucru
La 50 ml probă limpede și incoloră, se adaugă 2 ml soluție de tartrat dublu de Natrium și potasiu și 2 ml reactiv Nessler. După 10 minute, proba de analizat se compară cu tuburile scării colorimetrice de comparare.
Observații
Scara colorimetrică de comparare de clorură de amoniu se pregătește în același timp cu proba de analizat.
În fiecare tub, care formează scara de comparare, se introduc câte 2 ml de soluție de tartrat dublu de Na și K și 2 ml reactiv Nessler.
Mod de lucru
Soluția etalon de cromat-cobalt se repartizează într-o serie de tuburi Nessler și se completează cu apa bidistilată cu cantitățile date în tabelul 5. Tehnica de lucru este asemănătoare cu cea descrisă mai sus.
Determinarea colorimetrică prin comparare cu scara de cromat-cobalt
Tabelul 4.2. Determinarea colorimetrică prin comparare cu scara de cromat-cobalt
Mod de lucru
Soluția etalon de cromat-cobalt se repartizează într-o serie de tuburi Nessler și se completează cu apa bidistilată cu cantitățile date în tabelul 5. Tehnica de lucru este asemănătoare cu cea descrisă mai sus.
Observații
Apele tulburi se floculează cu sulfat de aluminiu înainte de determinare și se filtrează. Când conținutul de amoniac depășește 5 mg l-1 este preferabil să se folosească metoda distilării.
4.2.5. Determinarea oxigenului dizolvat
Generalități
Oxigenul care se găsește în apă este rezultat din difuzia oxigenului atmosferic și în urma procesului de fotosinteză a plantelor acvatice. Cantitatea de oxigen dizolvat din apă depinde de mișcarea apei, de temperatură, de conținutul în săruri organice.
Concentrația oxigenului dizolvat în apă depinde de intensitatea proceselor de descompunere biochimică a materiilor organice, a oxidării unor substanțe minerale și popularea cu organisme a biocenozelor din mediul acvatic.
Astfel, reducerea oxigenului scade capacitatea de autopurificare a apelor naturale, favorizând apariția și menținerea pe termen lung a poluărilor. Cantitatea minimă de oxigen necesar este de 3-5 mg l ‾¹.
Principiul metodei
Oxigenul dizolvat în apă este fixat pe hidroxidul manganos, format prin reacția dintre clorura manganoasă și hidroxidul de sodiu din care rezultă hidroxidul manganic:
MnCl2+ 2NaOH→ Mn (OH)2 +2 NaCl – precipitat de culoare albă
2Mn(OH)2+½ O2+H2O→ 2Mn(OH)3 – precipitat brun
Hidroxidul manganic reacționează cu iodura de potasiu din cauza acidului clorhidric, iodul fiind pus în libertate în cantitate echivalentă cu oxigenul dizolvat din apă.
2Mn(OH)3 +6HCl→ 2MnCl3 + 6 H2O
2MnCl3 +KI → 2MnCl2 + 2KCI +I2
Astfel, iodul se titrează apoi cu tiosulfat de sodiu în prezența amidonului:
I2 + 2 Na2S2O3 → Na2S4O6 + 2 NaI
Materiale necesare pentru determinarea oxigenului dizolvat
Sticle Winkler sau sticle de recoltare cărora se cunosc volumul (circa 100-150ml);
Pipete gradate de 1ml;
Pipetă de 25ml sau biuretă de 50 ml;
Balon Erlenmeyer de 500 ml;
Reactivii folosiți în determinarea oxigenului dizolvat
Clorură manganoasă (MnCl2) 40 %: MnCl2 . 4 H2O se dizolvă în 100 ml apă distilată, fiartă și răcită în prealabil; soluția se păstrează la rece, într-o sticlă de culoare închisă;
Amestec de hidroxid de sodiu (NaOH) și iodură de potasiu (KI): NaOH și KI se dizolvă în câțiva ml de apă într-un balon cotat de 100 ml, apoi se completează la semn cu apă bidistilată;
Acid clorhidric (HCl) concentrat ;
Tiosulfat de sodiu (Na2S2O3) 0,01 N: se dizolvă Na2S2O3 ∙ 5 H2O și Na2CO3 în 1000 ml apă bidistilată fiartă și răcită, apoi se conservă cu 5 ml cloroform pentru soluție sau NaOH. Factorul soluției se stabilește față de o soluție de bicromat de potasiu 0,1 N.
Amidon, soluție 1%: 1g amidon solubil se introduce într-un balon cotat de 100 ml și se amestecă cu câțiva ml apă bidistilată rece până se obține o pastă, apoi se completează la semn cu apă bidistilată fierbinte.
Modul de lucru
Sticla Winkler se umple cu apă de analizat având multă grijă ca aceasta să nu se barboteze în timpul manipulărilor. Imediat se introduc cu o pipetă pe fundul sticlei 1 ml de clorură manganoasă.
Se introduce 1 ml (KI + NaOH). Se astupă flaconul cu dopul umectat cu apă astfel încât să nu rămână vreo bulă de aer. Conținutul flaconului se omogenizează prin răsturnarea lui de câteva ori.
După depunerea completă a precipitatului se deschide flaconul și se introduc pe fundul sticlei 3 ml de HCl concentrat. Se pune dopul și se amestecă bine, până ce precipitatul se dizolvă complet.
Se trece conținutul cantitativ într-un vas Erlenmeyer și se titrează cu tiosulfat 0,01 N până ce se obține o colorație galben–pai, apoi se adaugă câteva picături (cca. 0,5 ml) de soluție de amidon și se continuă titrarea până la decolorarea completă a soluției.
Figura 4.8. Pahar sau vas Erlenmeyer (Laborator FIFIM)
Calculul oxigenului dizolvat
Oxigenului dizolvat se calculează cu următoarea formulă:
mg O2 / dm3 = V ∙ f ∙ 0,08 . 1000
V1 – 2
V = ml soluție de tiosulfat de sodiu 0,01 N folosiți la titrare;
f = factorul soluției de tiosulfat de sodiu 0,01 N
0,08 = echivalentul în mg O2 a unui ml de soluție de tiosulfat 0,01 N
V1 = volumul sticlei, în ml
2 = volumul reactivilor introduși pentru fixarea oxigenului, în ml.
Observații
Dacă apa de analizat conține mult CO2 se vor introduce câte 2 ml de reactanți.
Iodul liber se poate determina și spectrofotometric prin măsurarea absorbanței la 285,5 nm.
Rezultatul se poate exprima și în ml l-1 ținând cont că 1 ml O2 l-1 = 1,42903 mg O2 l-1 apă sau 1 mg O2 l-1 apă = 0,699 ml O2 l-1.
4.2.6. Determinarea consumului biochimic de oxigen din apă (CBO5)
Noțiuni generale
Consumul biochimic de oxigen reprezintă cantitatea de oxigen consumată de microorganisme într-un interval de timp, pentru descompunerea biochimică a substanțelor organice conținute în apă. Timpul stabilit este de 5 zile la o temperatură de .
Principiul metodei de determinare a CBO5
Oxigenul dizolvat se determină timp de 5 zile de către microorganismele prezente în apă prin diferența dintre cantitatea de oxigen dizolvat găsită în proba de apă imediat după prelevare și după 5 zile de la recoltare. Determinarea CBO5 se realizează pe proba de apă diluată și nediluată.
Determinarea pe probă de apă nediluată
Modul de lucru
În două sticle cu un volum cunoscut se recoltează apa de analizat, în aceleași condiții ca și pentru determinarea oxigenului dizolvat. Într-una dintre sticle se fixează oxigenul , iar cea de-a doua se păstrează la întuneric la temperatura de , timp de 5 zile. Procedura este aceeași ca și la determinarea oxigenului dizolvat. În primul rând se determină proba de apă din sticla în care s-a fixat oxigenul ,iar după 5 zile se determină oxigenul dizolvat din cea de a doua sticlă cu probă de analizat.
Calculul consumului biochimic de oxigen din apă
mg CBO5 /l = A-B
A= cantitatea în mg oxigen /l existent în proba de apă la momentul recoltării;
B= cantitatea de oxigen în mg/l găsit în proba de apă după 5 zile.
Determinarea pe probă de apă diluată
Modul de lucru
Apa de diluție se introduce într-un balon cotat de 1000ml , circa ¾ din balonul cotat, apoi se adaugă proba de apă într-o anumită cantitate și se completează la semn cu apa de diluție. Se omogenizează ușor și cu ajutorul unui sifon se umplu 2 sticle Winckler cu volum cunoscut. Într-una din sticle se determină oxigenul dizolvat, iar cea de-a doua sticlă se pune la incubat timp de 5 zile, la întuneric și , după care se determină oxigenul dizolvat din proba de apă.
Calculul consumului biochimic de oxigen din apă
Mg CBO5 /l = [(A-B)-(a-b)] *D
A= cantitatea de oxigen dizolvat în mg/l determinată în apa de analizat diluată imediat după efectuarea diluției ;
B= cantitatea de oxigen dizolvat în mg/l determinată în apa de analizat diluată, după 5 zile;
a= cantitatea de oxigen dizolvat în mg/l din apa de diluție, determinat imediat după efectuarea diluției;
b= cantitatea de oxigen dizolvat în mg/l din apa de diluție , după 5 zile;
D= factorul de diluție;
Observații:
Ca apă de diluție se poate folosi apa de la robinet declorinată sau apa bazinului receptor. Apa de diluție înainte de a se folosi trebuie saturată cu oxigen prin aerare timp de 24 de ore cu agitator magnetic sau prin vânturare de 30-40 de ori.
4.2.7. Determinarea sulfaților
Noțiuni generale
Determinarea sulfiților și sulfaților se face prin trecerea sulfiților în sulfați prin tratarea probelor de apă (100 ml) cu perhidrol (1 ml).
Dozarea acestora s-a făcut gravimetric prin precipitarea sulfaților sub formă de sulfat de bariu insolubil în mediu acid.
Modul de lucru
Se iau probe de apă de analizat a câte 250 ml care au fost tratate cu soluție de HCl 1N în prezența metilului orange până la indicarea mediului acid (colorare în roșu), adăugându-se 2 ml HCl. După aceea, probele au fost încălzite la fierbere, adăugând soluție de BaCl2 5% fierbinte cu picătura până la precipitarea totală a sulfaților. După depunerea precipitatului (circa 3 ore pe baia de apă) se controlează dacă precipitarea este completă, prin adăugarea a 2-3 picături de BaCl2 (într-o porțiune de soluție limpede obținută după decantare). După 12 ore, amestecul a fost filtrat printr-un filtru cantitativ (banda albastră) și precipitatul a fost spălat cu apă distilată fierbinte pentru îndepărtarea ionilor de clor.
Filtrul cu precipitatul s-au adus într-un creuzet târât (masa exactă) și a fost calcinat la timp de 3 ore.
După răcire s-au adăugat câteva picături de acid azotic pentru a transforma în sulfat, sulfura provenită din reducerea unei părți din sulfat de către carbonul din hârtia de filtru. Acidul azotic a fost îndepărtat (prin evaporare) încălzind creuzetul. Apoi, creuzetul cu precipitat a fost din nou calcinat.
Calcul
Mg SO4‾² /l = m* 0,4105 *1000/ V
Unde : 0, 4105 reprezintă mg sulfat corespunzătoare la 1 mg BaSO4
m= masa precipitatului calcinat, în mg
V=volumul de apă luat pentru analiză, în ml.
4.2.8. Determinarea nitriților
Noțiuni generale
În apă, nitriții (NO2‾) pot proveni din impurificarea cu substanțe organice care conțin azot, aflate în descompunere, în cursul procesului de autopurificare. Determinarea nitriților din apă s-au făcut prin metoda colorimetrică cu reactiv Griess.
Principiul metodei de determinare a nitriților
Nitriții din probă diazotează acidul sulfanilic în mediu acid. Sarea de diazoniu rezultată se cuplează cu α- naftil-amină, formându-se un compus azoic colorat în roșu, cu λ max=520nm.
Reactivii folosiți
Reactivul Griess I: 1,6 acid sulfanilic se dizolvă în 100 ml sol CH3 COOH 30% (soluția este stabilă)
Reactiv Griess II: 1g α-naftil-amină se dizolvă în 50 ml apă distilată caldă, se filtează și se aduce într-un balon cotat de 200ml până la semn cu soluție de acid acetic 30%.
Soluție etalon de nitrit: NaNO2 se aduc cu apă distilată la 100 ml, 1ml din această soluție se diluează la 100 ml ( 1ml din această soluție conține 0,010 mg NO2‾ )
Soluția nu este stabilă- se utilizează doar când în momentul în care se realizează.
Modul de lucru
După ce au fost preparate soluțiile de NaNO2 pentru scara etalon după 20 minute s-a citit absorbanța la un spectofotometru la λ= 520nm, cuvă de , față de martor. Apoi se trasează graficul E= f(c) .Unde E este extincția, primul punct din scară este extincția martorului.
Figura 4.10. Spectofotometru (Laborator FIFIM)
Proba de apă analizată a fost filtrată înaintea efectuării acestei analize (pentru a nu introduce erori). Probe a câte 10 ml au fost tratate cu 0,5 ml reactiv Griess I și 0,5 ml reactiv Griess II (reacțiile s-au efectuat în epubrete gradate, iar reactivii Griess au fost pipetați cu pipete speciale).
După o perioadă de repaus de 20 de minute se citește valoarea absorbanței la spectofotometru.
Spectofotometru este un instrument optic care servește la obținerea spectrelor de emisie sau de absorție ale substanțelor,cu ajutorul căruia se determină atât lungimile de undă ale liniilor prin comparare cu liniile unui spectru cunoscut.
Calculul
Calculul se realizează cu ajutorul curbei etalon se află concentrația de NO2 ‾ corespunzătoare probei de apă.
4.2.9. Determinarea azotaților din apă
Noțiuni generale
Obiectivul general este acela de a determina conținutul în ioni azotat în probele de apă. Eroarea maximă a metodei este de 5%.
Probele de apă se iau în vase de sticlă sau de material plastic respectând prescripțiile în vigoare referitoare la prevelarea probelor.
Pentru a preveni unele schimbări în echilibrul azotatului, prin activitatea biologică, determinarea azotaților trebuie efectuată imediat după recoltarea probelor de analizat. În cazul în care nu este posibilă determinarea imediată se adaugă 4 cm³ de cloroform la 1000cm³ de probă de apă și apoi se păstrează la temperaturi scăzute până la momentul când se efectuează determinarea.
Probele de apă trebuie centrifugate sau filtrate înaintea efectuării determinării în cazul în care conțin suspensii. Filtrarea se face cu ajutorul creuzetului filtrant sau prin hârtie de filtru cu porozitate fină.
Principiul metodei
Determinarea azotaților constă în dozarea colorimetrică a nitro-derivaților de culoare galbenă, care rezultă în urma reacției dintre acidul fenol-disulfonic și azotați.
Reactivii folosiți
Sulfat de aluminiu
Hidroxid de sodiu, soluție 10%
Sulfat de argint, soluție
Acetat de plumb , soluție 5%
Acid clorhidric 10% volum
Acid sulfuric d= 1,84 și 10% volum
Apă oxigenată, soluție 3% volum
Salicilat de sodiu, soluție 0,5 %
Amestec de hidroxid de sodiu și tartrat de sodiu și potasiu, (Sare Seignette)
Soluții etalon pentru azotați;
Aparatura folosită
Spectofotometru sau fotocolorimetru cu filtru violet (410nm) și cuve cu grosimea stratului de 0,5…3cm.
Modul de lucru
Într-o capsulă de porțelan se introduc 10 ml apă de analizat Se adaugă 1 cm³ soluție de salicitat de sodiu și se evaporă până la sec, pe baie de apă. După ce se răcește, reziduul obținut se umezește cu 2cm³ acid sulfuric d=1,84 frecându-l bine cu o baghetă de sticlă.
După 10 minute, se adaugă circa 5cm³ apă bidistilată și conținutul capsulei se trece cantitativ într-un balon cotat de 50cm³, spălând cu apă bidistilată. Se adaugă soluție de amestesc de hidroxid de sodiu și sare Seignette, până se ajunge la pH=7 ,adică netru și apoi după răcire se aduce la semn cu apă bidistilată și se agită pentru omogenizare.
Cantitatea de soluție de amestec de hidroxid de sodiu și sare Seignette, necesară neutralizării probei, se stabilește în prealabil pe o probă paralelă , verificând pH-ul cu hârtie indicator universal. După 10 minute, se trece o porțiune din soluție din balonul cotat în cuva de fotometrare și se fotometrează, folosind filtru violet (410nm). Fotometrarea se face față de o probă de referință pregătită în același mod ca și proba de analizat, însă cu apă bidistilată în locul probei de apă de analizat.
Calcul
Azotați (NO3‾) =·1000 (mg/dm³) , unde:
c= conținutul de azotați (NO3‾) în soluție fotometrată, în mg;
V1=volumul inițial al probei de apă pentru analizat, în cm³;
V2=volumul probei de apă eventual diluată, în cm³;
Observații
Apele colorate sau tulburi se tratează înainte să fie analizate cu câte 2 ml soluție 5% de sulfat de aluminiu pentru fiecare 50 ml apă de analizat. După această etapă se lasă în repaus până se limpezește, iar din lichidul limpede se ia cantitatea de apă necesară pentru analizat.
Apele cu conținut de cloruri de peste 50 mg la litru se tratează înainte de analiză cu o soluție de sulfat de argint 4, 397g/l (1ml soluție corespunde la 1 mg clor), dar necesită atenție deosebită ca în exces să rămână cloruri și nu sulfat de argint. Apoi, în proba filtrată se determină azotații.
4.2.10. Determinarea nitraților din apă
Nitrații provin din sol, în urma mineralizării substanțelor organice poluante de natură proteică sau din fertilizatori și pesticide ce conțin azot. Ei pot avea o acțiune directă asupra organismului uman prin blocarea hemoglobinei, dar și indirectă prin scăderea rezistenței generale a organismului și favorizarea infecțiilor, a unor afecțiuni respiratorii și digestive.
Metoda I de determinare a nitraților din apă. Aprecierea concentrației azotaților pe baza decelării indigo-caminului.
Principiul metodei
În mediul puternic sulfuric, azotații oxidează indigo-caminul cu formare de izotrină slab gălbuie.
Reacția este favorabilă în prezența clorurii de sodiu. Adăugând un volum determinat de indigo-camin concentrația azotaților este invers proporțională cu indigo-caminul rămas nereacționat. Influența deranjatoare a izotrinei ce se formează în concentrații proporționale cu concentrația azotaților este înlăturată prin adăugare de tartrazină drept componentă de contrast galben.
Reactivii folosiți
Soluție de indigo-camin;
acid sulfuric concentrat lipsit de azotați;
soluție de clorură de sodiu;
soluție apoasă de tartrazin
Modul de lucru:
Într-o eprubetă cu diametrul de circa 16mm se introduce 1ml apă de analizat, se adaugă o picătura soluție de clorura de sodiu, apoi 0,5ml soluție de indigocamin și se agită pentru omogenizare. Se lasă 2-3 minute. Se mai adaugă 0,1ml de soluție tartrazină măsurată exact. Concentrația aproximativă a azotaților se obține privind lateral pe baza intensității culorii, dupa cum urmează:
-0 mg NO3/l- albastru inchis
-6,2 mg NO3/l- albastru
-12,4 mg NO3/l- albastru verzui
-18,6 mg NO3/l- verde albastru cenusiu
-24,8 mg NO3/l- galben verzui
-31 mg NO3/l- galben slab verzui
La concentrații mai mari se diluează.
Metoda II-a de determinare a nitraților din apă.
Principiul metodei
Nitrații au proprietatea de a reacționa cu acidul fenol disulfonic formând nitroderivați de culoare galbenă a căror intensitate este proporțională cu concentrația nitraților.
Reactivii folosiți
– acid fenol disulfonic: se prepară în 12g cristalizat de culoare albă care se dizolvă în 144g H2SO4 d=1,84 încălzit în prealabil la fierbere pentru îndepărtarea urmelor de acid azotic;
– amoniac soluție 25%;
– soluție etalon pentru azotați: se cântărește 0,1631g azotat de potasiu uscat la etuvă la , se trece cantitativ într-o capsulă de sticlă sau porțelan și se evaporă pe baia de apă. După răcire se introduce 1ml acid fenol disulfonic, se umezește întreaga suprafață a reziduului și se lasă în repaus 15 secunde să reacționeze. Se introduc aproximativ 10ml apă bidistilată și apoi amoniac cu picătura până când apare culoarea galben-oranj persistentă și nu se mai intensifică. Se trece conținutul cantitativ într-un balon cotat de 100ml și se aduce la semn cu apă bidistilată;
– soluția etalon de lucru se prepară prin diluarea soluției pentru a obține o concentrație de 0,1mg NO3/ml;
– sulfat de aluminiu 5%.
Modul de lucru
Determinarea nitraților se face în ziua recoltării probei pentru a evita modificarea concentrației. Dacă apele sunt tulburi sau colorate se tratează cu 2ml soluție de sulfat de aluminiu pentru 50ml apă de analizat, se lasă să se limpezească și din lichidul supernatant se iau 10ml sau din apa de analizat , care se introduc într-o capsulă de sticlă sau porțelan și se evaporă pe baia de apă. Dupa răcire, se introduce în capsulă 1ml acid fenol disulfonic, se umezește întreaga suprafață a reziduului și se lasă în repaus 15 secunde. Se adaugă 2ml apă bidistilată și amoniac cu picătura până ce culoarea galbenă formată nu se mai intensifică (mediul alcalin). Se trece conținutul capsulei cantitativ într-un cilindru gradat și se completează volumul până la 10ml cu apă bidistilată.
Intensitatea colorației se citește la spectrofotometru la lungimea de undă de 410nm, folosind cuva de 1cm drum optic. Valoarea extincției se citește pe curba de etalonare și se obține concentrația în mg NO3/dm3.
Tabelul 4.3. Curba de etalonare se întocmeste după următorul tabel:
Extincțiile se citesc la spectrofotometru în aceleași condiții ca și proba de apă. Se trasează curba și se află factorul de pantă făcând raportul dintre concentrație ți extracție:
f= factorul de pantă
c=concentrația etalon
E= extracția corespunzătoare etalonului respectiv
Se face media aritmetică pentru valorile “ f ” corespunzătoare tuturor etaloanelor și cu aceasta medie se amplifică valoarea extracției obținută pentru proba de analizat și obținem mg NO3/dm3.
Observații
Dacă probele de apă conțin nitrați peste 20mg/dm3 se ia o cantitate mai mică de apă și se diluează.
CAPITOLUL 5. REZULTATE ȘI DISCUȚII
5.1. Evaluarea ecologică a lacului Miresei
Dat fiind faptul că lacul este folosit în scopul agrementului și având în vedere că lacul Miresei se folosește pt recreeere, atunci evaluarea calității apei vizează două aspecte importante:
Gradul de eutrofizare al apei lacului ;
Vulnerabilitatea asupra sănătății umane.
Evaluarea gradului de eutrofizare se poate determina prin intermediul parametrilor chimici (în principal, P si N, oxigen dizolvat și pH), dar și prin intermediul parametrilor biologici (alge, plante acvatice).
Evalurea vulnerabilității asupra sănătății umane se apreciază prin intermediul parametrilor biologici (bacterii coliforme, enterococci, patogeni, fungi).
Astfel, în urma analizelor microbiologice s-a pus accent pe existența unor specii de fungi: Aspergillus sp., Penicillium sp., Fusarium sp., care sunt comuni în toate apele lacurilor. Aceste specii de fungi nu au efecte semnificative asupra sănătății umane.
Figura 5.1 –Exemple de fungi din apa lacului Miresei (H1-H4)
Figura 5.2. Rezultatele analizelor microbiologice din apa lacului Miresei (M1-M3)
Analizele asupra indicatorilor fizici, chimici și biologice în Lacul Miresei au arătat că valorile din luna iulie 2012 s-au încadrat în clasa a IV-a de calitate , deoarece lacul nu era încă amenajat. Astfel, apa lacului se încadrează în clasa apelor eutrofizate.
Din tabelul prezentat mai jos, se observă că în luna iulie 2012, valoarea fosforului era de 0,094 mg/ l (caracteristic apelor eutrofizate, cuprins între 0,03-0,1 mg/ l), iar valoarea azotului mineral era de 0,96 mg/l (caracteristic apelor eutrofizate, cuprins intre 0,65-1,5 mg/ l). Biomasa planctonică avea o valoare de 9,21 mg/ l ( valoare caracteristică apelor eutrofizate cu valoarea cuprinsă între 5 și 10 mg/l) , iar clorofila ” a ” are valoarea de 19,2 μ g/l (valoare caracteristică apelor eutrofizate cuprinse între 8-25 μ g/l).
Din aceste analize ecologice rezultă că luna iulie a avut un caracter diferit față de celelalte luni de studiu, adică octombrie 2012 și aprilie 2013. În aceste luni valorile indicatorilor ecologici nu au variat, astfel păstrându-se un echilibru ecologic.
În perioada anotimpului de vară, din cauza temperaturilor ridicate materia organică din apă crește, astfel încât apare fenomenul de eutrofizare.
În lunile octombrie 2012 și aprilie 2013 calitatea apei se modifică, azotul mineral prezentând următoarele valori: pentru luna octombrie rezultat valoarea de 0,412mg N/l, iar pentru luna aprilie 2013 de 0,413 mg N/l. (în cele două luni se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012) .
Tabelul 5.1. Evaluarea indicatorilor ecologici de calitate pentru lacul Miresei
Figura 5.3. Reprezentarea grafică a azotului total din apa lacului Miresei
Din analizele efectuate, fosforul în luna octombrie are valoarea de 0,105 mg/l, iar în luna aprilie 2013 fosforul are valoarea de 0,11mg/l astfel încât gradul de eutrofizare capătă un caracter mezotrof cu o troficitate scăzută (în cele două luni se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.4. Reprezentarea grafică a fosforului total din apa lacului Miresei
În octombrie 2012, după amenajarea lacului în anotimpului de toamnă conținutul de clorofilă ”a” din apa lacului scade deoarece începe fenomenul de mineralizare.
Valoarea clorofilei ”a” în lunile octombrie 2012 și aprilie 2013 este de 2,54 μg/l. (în cele două luni se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.5. Reprezentarea grafică a clorofilei ”a ” din apa lacului Miresei
În iulie 2012, pe timpul verii ,din cauza temperaturilor ridicate scade conținutul în oxigen dizolvat din apă, acest fapt ducând la moartea peștilor.
Figura 5.6. Reprezentarea grafică a biomasei planctonice din apa lacului Miresei
5.2. Evaluarea stării chimice a lacului Miresei
Tabelul 5.2. Evaluarea elementele fizico-chimice prezente în lacul Miresei
Clasele de calitate din tabelul analizat mai sus, sunt reprezentate de clasele a II-a și a IV-a de calitate, deoarece lacul a fost amenajat în perioada anului 2012, iar până atunci din cauza procesului de ”înflorire a apei” calitatea apei era vizibil afectată.
Dintre cele 5 clase de calitate, apa lacului Miresei, înainte de amenajare, se încadra în clasa a IV-a de calitate, iar dupa amenajare s-a încadrat în clasa a II-a de calitate.
În luna iulie 2012, lacul se afla în stadiu de amenajare printr-un program numit ”Modernizarea Lacului din Câmpina”.
5.2.1. Evaluarea stării chimice a apei lacului Miresei în luna iulie 2012
Primele determinări fizico-chimice si biologice au fost realizate în apa lacului Miresei în luna iulie a anului 2012, înainte ca lacul să fie amenajat. Valorile indicilor de calitate au încadrat apa lacului în clasa a IV-a. În această clasă de calitate, valoarea CBO5 –ului determinat in luna iulie a fost de 16,2mg/l (caracteristic apelor eutrofizate, cuprins între 7-20 mg/ l), astfel rezultând un regăsindu-se un consum biochimic de oxigen foarte ridicat față de celelalte două luni în care lacul era deja amenajat.
Figura 5.7. Grafic privind gradul de variație al temperaturii apei
Temperatura și pH-ul apei sunt factori importanți în stabilirea celorlalte elemente chimice prezente în apa lacului Miresei. Temperatura apei în luna iulie a anului 2012 este de 18,8º C. În mod obișnuit, pH-ul are valori cuprinse între 6-8,5, însă apele cu un conținut ridicat în dioxid de carbon au un pH scăzut, iar apele cu conținutul scăzut în dioxid de carbon au un pH mai mare. pH-ul determinat în luna iulie a anului 2012 are valoarea de 8,2.
Un alt indicator important în stabilirea calității apelor este oxigenul dizolvat care reprezintă cantitatea de oxigen dizolvată în apă și depinde de numeroși factori, cum ar fi: temperatura apei, presiunea atmosferică, adâncimea, cantitatea de materie organică, turbiditatea apei. Valoarea oxigenului dizolvat rezultată din analizele efectuate în luna iulie din anul 2012 este de 4,62 mg / l . (valoare caracteristică apelor eutrofizate, cuprinsă între 4-5 mg/ l).
Valoarea amoniului este de 1,7 mg/l. Aceasta nu prezintă o diferență mare față de celelalte luni: octombrie 2012 și aprilie 2013. (valoare caracteristică apelor eutrofizate, cuprinsă între 1,2 și 3,2 mg/ l).
Azotații se regăsesc într-o concentrație mai mare în luna iulie a anului 2012, valoarea acestora a fost de 7,2 mg/l. (caracteristic apelor eutrofizate, cuprins între 5,6-11,2 mg/l). Azotiți au o valoare de 0,27 mg/l (caracteristic apelor eutrofizate, cuprins intre 0,19-0,3 mg/ l).
Concentrația de azot total din luna iulie 2012 este foarte ridicată comparativ cu lunile octombrie 2012 și aprilie 2013 rezultând din analiză o valoare de 13,2 mg/l. (în cele două luni se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
În comparație cu celalalte două luni (octombrie 2012 și aprilie 2013 ) valoarea azotului total e mult mai ridicată ducând la înfloriri algale și la o creștere exagerată a vegetației din lac. (în cele două luni se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.8. Reprezentarea valorilor pH-ului ale apei din lacul Miresei
Valoarea ortofosfaților solubili în luna iulie 2012 este de 0,48 mg/l. (valoare caracteristică apelor eutrofizate, cuprins între 0,06-0,3 mg/ l).
Din tabelul 5.2., rezultă că fosforului total avea în luna iulie 2012 avea valoarea de 0,094 mg/l . (valoare caracteristică apelor eutrofizate cuprinsă între 0,075- 1,2 mg/l)
Clorofila ” a ” are o valoarea de 136 μ g/l foarte ridicată în apa lacului Miresei , valoarea reducându-se o dată cu îmbunătățirea calității apei lacului. (caracteristic apelor eutrofizate cu valori cuprinse între 100-250 μg/l).
Din cauza proceselor biochimice de descompunere care se petrec în apa lacului, consumul de oxigen este mare astfel încât rezultă un deficit de oxigen dizolvat. Procesul de sedimentare a materiilor în suspensie se intensifică în apa lacului Miresei astfel încât fundul lacului este acoperit de nămol, bogat în materii organice.
5.2.2. Evaluarea stării chimice a apei lacului Miresei în luna octombrie 2012
După procesul de modernizare a lacului, prin care s-a realizat curățarea lui până la adâncimea de cu o grapă, apa lacului s-a încadrat în clasa a II-a de calitate.
La finalul procesului de modernizare, pe marginea lacului s-au amplasat garduri de protecție și a fost realizată o fântână arteziană în mijlocul lacului. Astfel, calitatea apei se schimbă considerabil în lunile octombrie a anului 2012 și aprilie a anului 2013.
Din punct de vedere chimic, în clasa a II-a de calitate a apei lacului are loc un proces de autoepurare foarte rapid, mineralizarea materiilor organice fiind aproape de final.
Elementele principale care stabilesc calitatea apei lacului sunt temperatura, care în lacul Miresei a fost de 10,2º C, dar și pH-ul apei care din analizele apei a rezultat ca fiind 8,02, în luna octombrie a anului 2012.
Consumul biochimic de oxigen care (CBO5) reprezintă cantitatea de oxigen consumată de microorganisme într-un interval de 5 zile și la o temperatură de fiind necesară pentru descompunerea bio-chimică a substanțelor organice din apă. În apa lacului, conținutul în CBO5 este mai redus în luna octombrie a anului 2012 față de concentrația acestuia în luna iulie 2012, rezultând valoarea de 4,92 mg/l (în luna octombrie 2012 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.9. Reprezentarea grafică a valorilor oxigenului dizolvat ale apei din lacul Miresei
Culoarea depozitelor de fund este galbenă-cenușie. Oxigenul dizolvat are valoarea de 7,22 mg/l, acesta fiind într-o concentrație mai mare față de luna iulie 2012.
Azotul, în funcție de de natura și starea de oxidare se află în apele naturale de suprafață sub formă de: azot amoniacal, nitriți, nitrați, azot molecular, azot organic, azot total. Azotul total în luna octombrie 2012 are valoarea de 7,21 mg/l.
În apă, azotul amoniacal există sub formă neionizată (NH3 –amoniac), dar și sub formă ionizată (NH4 –ioni de amoniu). Forma neionizată de amoniac-NH3 este mai toxică decât forma ionizată (ionii de amoniu), dar se manifestă la un pH alcalin. Valoarea amoniului care a rezultat din analizarea apei în luna octombrie a anului fost de 0,81 mg/l.
Ionii nitriți (azotiți –NO2 ‾ ) sunt produși intermediari de oxidare ai amoniacului sau de reducere a nitraților prin procese bacteriene (amoniacul ,sub acțiunea bacteriilor Nitromonas și Nitrobacter , în prezența oxigenului se transformă în azotiți și apoi în azotați).
În apa lacului Miresei, în luna octombrie a anului 2012 concentrația de azotiți rezultată a fost de 0,031 mg/l . (în luna octombrie 2012 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.10. Reprezentarea grafică a azotiților din apa lacului Miresei
Ionii nitrați (azotați –NO3 ‾ ) reprezintă o oxidare mai avansată a amoniului sau se poate forma direct din azotul molecular. Valoarea azotaților din apa lacului în luna octombrie a anului fost de 3,18 mg/l (în luna octombrie 2012 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012). Astfel, se evidențiază faptul că în apa lacului, se află cantități de azotiți și azotați.
Figura 5.11. Reprezentarea grafică a azotaților prezenți în apa lacului Miresei
Azotul molecular (N2 ) intră în apele naturale din atmosferă sau poate rezulta din procesele de denitrificare care se produc din cauza bacteriilor denitrificatoare. Cu un coeficient de solubilitate mare poate difuza ușor până la adâncimi mari.
Azotul organic se găsește în materiile organice naturale (aminoacizi, proteine, peptide, acizi nucleici și uree ), dar și în substanțe organice sintetice.
Azotul total este compus din suma formelor de azot mineral : azot amoniacal (N-NH4 ), nitriți (N-NO2 ‾ ), nitrați (N-NO3 ‾ ) și azot organic.
Azotul total în luna octombrie a anului 2012 în lacul Miresei a avut o concentrație de 7,21 mg/l, astfel în luna octombrie 2012 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012.
Figura 5.12. Reprezentarea grafică a azotului total din apa lacului Miresei
Fosforul se găsește în apele de suprafață în mod natural (datorită compoziției substratului bogat în humus; ca rezultat al procesului de mineralizare al resturilor vegetale și animale) sau din cauza poluării antropice (industria detergenților, surse difuze din agricultură, etc.)
Fosforul se poate regăsi și sub formă de combinații, în apele de suprafață, fie dizolvat , fie în suspensii. Valoarea fosforului total din apa de analizat în octombrie fost de 0,042 mg/l, iar valoarea ortofosfaților solubili în luna octombrie a fost de 0,21 mg/l. (valorile din luna octombrie 2012 reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.13. Reprezentarea grafică a fosforului total din apa lacului Miresei
Valoarea clorofilei ”a ” a scăzut considerabil față de valoarea din luna iulie, aceasta fiind de 49,7 μ g/ l. (în luna octombrie 2012 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
5.2.3. Evaluarea stării chimice a apei lacului Miresei în luna aprilie 2013
În luna aprilie a anului 2013 valorile parametrilor înregistrați nu s-au modificat semnificativ față de luna octombrie 2013.
Temperatura apei din lacul Miresei în luna aprilie a anului fost de 14,1 ºC, fiind puțin mai ridicată față de luna octombrie 2012 datorită creșterii temperaturii atmosferice.
pH-ul apei din lacul Miresei în luna aprilie a anului 2013 avea valoarea de 7,9.
Concentrația oxigenului dizolvat a rezultat ca fiind de 7,21 mg/l , iar CB05 –ul din apă a fost de 5,18 mg/l. (în luna aprilie 2013 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.14. Reprezentarea grafică a valorilor CBO5-ului ale apei din lacul Miresei
Concentrația amoniului în luna aprilie fost de 0,82 mg/l. (în luna aprilie 2013 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.15. Reprezentarea grafică a valorilor amoniului din apa lacului Miresei
Azotiții și azotații sunt prezenți în apă, însă valoarea lor a scăzut față de celelalte 2 luni de analizat. Valoarea azotiților este de 0,032 mg/l , iar valoarea azotaților din apă este de 3,06 mg/l. (în luna aprilie 2013 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Concentrația azotului total scade față de lunile iulie 2012 și octombrie 2012. În luna aprilie 2013, valoarea azotului total a fost de 7,22 mg/l. (în luna aprilie 2013 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Ortofosfații solubili din apa lacului au avut o valoare de 0,19 mg/l în luna aprilie 2013. (în luna aprilie 2013 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.16. Reprezentarea ortofosfaților solubili din lacul Miresei
Fosforul total a scăzut considerabil față de luna iulie 2012, dar nu s-a modificat foarte mult față de luna octombrie 2012. În luna aprilie 2013, valoarea rezultată a fost de 0,040 mg/l. Clorofila ” a” a avut o valoare de 51,8 μ g/l. (în luna aprilie 2013 se reprezintă schimbarea în raport cu clasa de calitate din luna iulie 2012).
Figura 5.17. Reprezentarea valorilor analizate ale clorofilei ”a”
Toate aceste date analitice înregistrate în luna aprilie 2013 menține lacul în clasa a II-a de calitate.
5.3. Analiza stării biologice a lacului Miresei
Tabelul 5.3. Evaluarea elementelor biologice de calitate a apei lacului Miresei-Indicele de saprobitate al apei din lacul Miresei
5.3.1. Analiza stării biologice a apei lacului Miresei în luna iulie a anului 2012
Din tabelul 5.3. privind evaluarea stării biologice a apei, rezultă că starea biologică a lacului Miresei este cuprinsă în luna iulie 2012 în clasa a IV-a de calitate, fiind prezentă în apa lacului înainte de amenajare – când acesta era vizibil afectat de procesul de ”înflorire” a apei.
Figura 5.18. Reprezentarea grafică a evaluării planctonului / indicelui de saprobitate
Din punct de vedere biologic, în clasa a IV-a de calitate (zona polisaprobă) populează organismele anaerobe, care se pot adapta la oscilațiile pH-ului și care pot fi rezistente la compușii proveniți din descompunerea putredă, mai ales, hidrogen sulfurat și amoniac.
Figura 5.19. Reprezentarea grafică a algelor bentonice (fitobentos)- Indice de saprobitate din apa lacului Miresei
În clasa a IV-a de calitate în luna iulie 2012 se găsesc puține specii de organisme. Așadar, se găsesc bacterii, organisme bacterivore și saprofage, fiecare fiind reprezentată printr-un anumit număr de indivizi. Numărul germenilor patogeni prezenți în apa lacului Miresei depășește 1 milion /cm³ de apă. Bacteria filamentoasă Sphaerotilus natans e prezentă în apa lacului în luna iulie a anului 2012, dezvoltându-se foarte rapid.
Figura 5.20. Sphaerotilus natans
(imagine microscopică x400)
În luna iulie 2012, în apa lacului Miresei ca plante se regăsesc diatomee, alge verzi și macrofite, însă plantele clorofiliene nu sunt foarte dezvoltate.
În clasa a IV-a de calitate a apei, în luna iulie sunt prezente în număr redus rotiferele, viermii oligocheți, larvele de insecte, iar animalele predominante sunt amibele, ciliatele, flagelatele, ș.a.m.d. Din speciile de protozoare lipsesc din apa lacului Miresei dinoflagelatele, heliozoarele și suctorii.
Din cauza eutrofizării apei din luna iulie a anului 2012, din apa lacului mai lipsesc celenteratele, spongierii, gastropodele, microcrustaceele ș.a.m.d.
Figura 5.21. Reprezentarea grafică a algelor bentonice (fitobentos)- Indice de saprobitate din apa lacului Miresei
În luna iulie a anului 2012 s-au găsit în apa lacului o serie de bacterii, mai ales cele sulfuroase care populau mâlul de pe fundul lacului. Dintre aceste, se precizează: Beggiatoa alba, Chromatium okenii (acesta din urmă formând pete de culoarea verde pe suprafața mâlului).
Figura 5.22. Beggiatoa alba Figura 5.23. Euglena viridis
(imagine microscopică x100) (imagine microscopică x400)
De asemenea, s-a determinat și prezența algelor albastre : Anabaena constricta, Oscillatoria sp.(aceasta regăsindu-se și-n clasa a II-a de calitate apei), Spirulina jeneri precum și organisme protozoare flagelate (Euglena viridis).
Figura 5.24.
Alge albastre- Spirulina jeneri Figura 5.25. Metopus sp.
(imagine microscopică x400) (imagine microscopică x400)
Ciliatelele identificate în apa lacului Miresei, care se hrănesc cu bacteriile sulfuroase sau trăiesc în simbioză cu ele, aparțin genurilor : Metopus sp. și Rotaria sp.
De asemenea, s-au identificat și specii de viermi tubificizi (Tubifex tubifex) și larve de chironomide (Chironomus thummi) caracteristice apelor polisaprobe (consumând mâlul de pe fundul lacului).
Figura 5.26. Rotaria sp.
(imagine microscopică x100)
5.3.2. Evaluarea stării biologice a apei lacului Miresei în luna octombrie 2012
Starea biologică a apei lacului Miresei în luna octombrie a anului 2012 se încadrează în clasa a II-a de calitate deoarece a avut loc procesul de modernizare a lacului și s-a modificat simțitor calitatea apei lacului.
Astfel, rezultă că numărul de germeni bacterieni se reduce sub 100 000/cm³ și se formează o diversitate a speciilor de plante și animale.
Numărul de specii crește, iar numărul indivizilor din fiecare specie e mai redus. Fenomenul de ”înflorire” al apei nu se mai produce sau doar în cazurile în care pe timpul verii temperaturile prezintă valori ridicate ceea ce poate favoriza apariția fenomenul.
Speciile caracteristice ce se regăsesc în apa lacului Miresei în luna octombrie a anului 2012 sunt : diatomeele, algele albastre, etc. Dintre protozoare se dezvoltă formele sensibile față de încărcarea apei cu substanțe organice.
În apa lacului Miresei, se mai întâlnesc spongieri, celenterate și majoritatea speciilor de gastropode, lamelibranhiate, crustacee și larve de insecte, iar dintre vertebrate majoritatea speciilor de amfibieni și pești.
O caracteristică esențială a organismelor care populează apa lacului în luna octombrie 2012 o reprezintă gradul ridicat de sensibilitate față de scăderea concentrației de oxigen dizolvat, față de variațiile pH-ului și față de substanțele toxice care se petrece în procesele de putrezire.
În apa lacului Miresei, din cauza excesului de săruri nutritive de azot și fosfor, (rezultate din mineralizarea substanțelor organice) se dezvoltă cantități mari de plante clorofiliene, adică specii de alge, diatomee și macrofite.
Indicatorii biologici sunt reprezentați prin specii de diatomee (specii de Melosira Diatoma și Tabellaria), flagelate (Synura uvella, Uroglena volvox), ciliate ( Paramaecium bursaria, Vorticella campanula, etc) specii de rotifere (Brahionus urceus) si chiar specii cianoficee (Microcystis, Oscillatoria, Nostoc, Aphanizomenon).
Figura 5.27. Melosira varians Figura 5.28. Diatoma sp
(imagine microscopică x1000) (imagine microscopică x 400)
Figura 5.29. Tabellaria fenestrata Figura 5.30. Synura uvella
(imagine microscopică x 400) (imagine microscopică x 400)
Figura 5.31. Uroglena volvox Figura 5.32. Paramaecium bursalia
(imagine microscopică x400) (imagine microscopică x400)
Figura 5.33. Vorticella campanula Figura 5.34. Brahionus urceus
(imagine microscopică x400) (imagine microscopică x400)
Figura 5.35. Oscillatoria sp Figura 5.36. Microcystis aeruginosa
(imagine microscopică x400) (imagine microscopică x 400)
Figura 5.37. Nostoc sp Figura 5.38. Aphanizomenon sp
(imagine microscopica x400) (imagine microscopica x400)
5.3.3. Evaluarea stării biologice a apei lacului Miresei în luna aprilie a anului 2013
Starea biologică a lacului Miresei rămâne aceeași ca și în luna octombrie 2012. Valorile din tabelul 5.3. dintre lunile octombrie 2012 și aprilie 2013 variază foarte puțin, astfel apa lacului rămâne încadrată tot în clasa a II-a de calitate.
Figura 5.39. Cladophora crispata Figura 5.40. Colpodium colpoda
(imagine microscopică x400) (imagine microscopică x400)
Figura 5.41. Vorticella sp.
((imagine microscopică x400)
CAPITOLUL 6. CONCLUZII
Tema acestui studiu privind ”Evaluarea ecologică a lacului Miresei” a avut ca scop identificarea elementelor care influențează calitatea apei și analiza indicatorilor fizico-chimici și biologici ai apei.
Această lucrare cuprinde 5 capitole importante, aceastea sunt: ”Introducerea privind calitatea apelor”, ”Evaluarea stării ecologice și chimice a lacurilor”, ”Cadrul natural” al zonei în care se situează lacul studiat, ”Materiale și metode” ,iar în cele din urmă ”Rezultatele și discuțiile” ce au rezultat din urma interpretărilor probelor de apă.
În primul capitol, s-au prezentat scopurile, argumentele și obiectivele lucrării, dar și monitorizarea calității apelor. Toate acestea, fiind prevăzute și abordate de legislația privind gestionarea și protecția resurselor de apă, adică de către Directiva Cadru-Apă.
În capitolul II-lea capitol ” Evaluarea stării ecologice și chimice a lacurilor” , m-am referit la obiectivele și metodele prin care se poate determina calitatea apei ,la zonele de saprobitate caracterizate de Kolkwitz și Marson, ș.a.m.d.
În capitolul al III-lea ” Cadrul natural” am prezentat caracteristicile geografice, climatice, hidrologice, pedologice și industriale ale orașul Câmpina, dar și caracteristicile lacului de agrement.
În capitolul al IV-lea m-am referit la materialele și metodele folosite în determinările biologice și fizico-chimice ale probelor de apă.
În capitolul al V-lea, am dezbătut rezultatele studiului efectuate pe baza analizelor determinate din apa lacului Miresei.
Starea ecologică a fost evaluată pe baza indicatorilor biologici (planctonul, fitobentosul și macrozoobentosul) din tabelul 5.3 privind evaluarea biologică a apei lacului Miresei , pe baza indicatorilor ecologici din tabelul 5.1 (biomasa planctonică, clorofilă ”a” , azot total și fosfor total), dar și prin evaluarea fizico-chimică a apei lacului din tabelul 5.2 de unde reies valorile temperaturii, pH-ului, oxigenului dizolvat, CBO5 –ului , amoniului, azotaților, azotiților , azotului total , ortofosfaților solubili, fosforului total, dar și clorofilei ”a”.
Problemele privind calitatea apei lacului Miresei au rezultat în luna iulie 2012 când apa încă se încadra în clasa a IV-a de calitate, dat fiind valorile din tabelele 5.1, 5.2 și 5.3 din care reies că apa lacului avea un grad de eutrofizare ridicat.
În lunile octombrie 2012 și aprilie 2013, problemele existente în luna iulie se modifică prin procesul de modernizare a lacului , acesta clasificându-se în clasa a II-a de calitate.
Comparând legislația națională aflată în vigoare (Ordinul Ministrului Mediului și Gospodăririi Apelor nr. 161/ 2006 pentru aprobarea Normativului privind clasificarea apelor de suprafață în vederea stabilirii stării ecologice a corpurilor de apă) cu valorile din tabelul 5.2 privind evaluarea elementelor fizico-chimice prezente în apa lacului Miresei din capitolul cu ”Rezultate și discuții” reiese că pH-ul apei în cele 3 luni de studiu se încadrează în standardele prevăzute de OM 161/ 2006 în care pH-ul e cuprins între 6,5-9,0.
Oxigenul dizolvat din luna iulie 2012 are valoarea de 4,62 mg/l (valoarea caracteristică a apelor eutrofizate cuprins între 4-5 mg/l) , fiind o valoarea mai scăzută față de valoarea lui din OM 161/2006 unde scrie că valoarea optimă este de 6,2 mg/l și nu mai pun de 80% , celelalte valori din lunile octombrie 2012 și aprilie 2013 sunt mai ridicate de 6,2 mg/l, astfel în luna octombrie 2012 oxigenul dizolvat are valoarea de 7,22mg/l, iar în luna octombrie 2013 de 7,21 mg/l.
Valoarea CB05-ului înscrisă în OM 161/2006 este de 6,0 mg/l, astfel în luna iulie 2012 (caracteristic apelor eutrofizate cu valori între 7-20 mg/l), această valoare este depășită foarte mult, aceasta fiind de16,2 mg/l, iar în luna octombrie 2012 este de 4,92 mg/l și în aprilie 2013 este o valoare de 5,18 mg/l.
Azotiții din OM 161/ 2006 au o valoare optimă de 1,5 mg/l, iar în perioada de analizat în apa lacului Miresei valorile azotiților sunt mult mai mici în comparație cu valoarea din acest normativ. Valorile azotiților din apa lacului Miresei au fost în luna iulie 2012 de 0,27 mg/l, în luna octombrie 2012 aceasta a scăzut datorită amenajării lacului ajungând la 0,031 mg/l și de 0,032 în luna octombrie 2013.
Azotații din Ordinul Ministrului Mediului și Gospodăririi Apelor 161/2006 au valoarea optimă de 0,03 mg/l. Comparând cu valorile din tabelul 5.2. rezultă că valorile azotaților depășesc valoarea din normativ. Astfel, în luna iulie 2012 valoarea este de 7,2 mg/l, în luna octombrie 2012 valoarea scade ajungând la 3,18 mg/l , iar în luna aprilie a anului 2013 valorea e de 3,06 mg/l.
Fosforul total din OM 161/ 2006 are valoarea limită de 0,1 mg/l ,astfel rezultă din tabelul 5.2 că valorile din perioada de analizat nu depășesc limita de 0,1 mg/l. În luna iulie 2012 apa lacului având concentrația fosforului total de 0,094 mg/l, iar în celelalte 2 luni (octombrie 2012 și aprilie 2013) sunt valori mai mici în comparație cu valoarea normativului dar și cu valoarea din luna iulie 2012. Așadar, în luna octombrie 2012 din interpretarea rezultatelor s-a stabilit că valoarea e de 0,042 mg/l, iar în luna aprilie 2013 de 0,040 mg/l.
Din tabelul 5.2 s-a constatat că clorofila ”a” în luna iulie 2012 are o valoare foarte ridicată, caracteristică apelor eutrofizate cu valori cuprinse între 100-250 μ g/l, aceasta fiind de 136 μ g/l. După amenajarea lacului, în lunile octombrie 2012 și aprilie 2013 valorile clorofilei ”a” scad față de luna iulie 2012. Astfel, în luna octombrie 2012 valoarea clorofilei este de 49,7 μ g/l , iar în luna aprilie 2013 este de 51,8 μ g/l.
În concluzie, din evaluarea ecologică a rezultat că lacul după amenajare și-a modificat proprietățile chimice, fizice și bacteriologice, lacul trecând de la caracterul eutrof la cel oligotrof.
Lacul Miresei a fost comparat în clasele de calitate conform legislației naționale aflată în vigoare (Ordinul Ministrului Mediului și Gospodăririi Apelor nr. 161/ 2006 pentru aprobarea Normativului privind clasificarea apelor de suprafață în vederea stabilirii stării ecologice a corpurilor de apă).
CAPITOLUL 7. BIBLIOGRAFIE
1. Mălăcea I., (1969) , Biologia apelor impurificate, Editura Academiei R.S.R. , București;
2. Botnariuc N., (1981), Producția și productivitatea ecosistemelor acvatice, Editura Academiei R.S.R., București;
3. Antohi, C., (2002) , Monitoringul factorilor de mediu Apă-Aer, Editura Performantica, Iași;
4. Bucur, A., (1999), Elemente de chimia apei, Editura H. G. A., București;
5. Antonescu, Constantin S., (1967), Biologia apelor, Editura Didactică și Pedagogică;
6. Ionescu, A., (1988), Ecologia -Știința ecosistemelor, Editura Academiei, București;
7. Ionescu, C., Manoliu, M., (2000), Politica și legislația europeană a mediului , Editura H.G.A., București;
8. Pătroescu, C., Gănescu, I., (1980), Analiza apelor, Editura Scrisul Românesc, Craiova;
9. Pișota, I., Zaharia L., (2002), Hidrologie, Editura Universității București;
10. Trufaș, V., Trufaș C., (1975), Hidrochimie, Tipografia Universității București;
11. Cratochvill, Silviu, D., (2002) Monografia Municipiului Campina, Editia a II-a, revizuita si adaugita.-Ploiesti: Editura Premier;
12. Diudea, M., Teodor, S., A., (1986), Toxicologie acvatică, Editura Dacia, Cluj-Napoca;
13. Gavrilescu, P., (2008), Evaluarea ecosistemelor acvatice, Editura Sitech, Craiova;
14. Gavrilescu, E., Olteanu, I., (2003), Calitatea Mediului-Metode de analiză (Monitorizarea calității apei), Editura Universitaria, Craiova;
15. Godeanu, S., (1997) Elemente de monitoring ecologic integrat, Editura Bucura Mond, București;
16. Rojanschi, V., Bran, F., (2002), Politici și strategii de mediu, Editura Economică, București;
17. *** Profilul socio-economic și demografic al Municipiului Câmpina (acest document e realizat în cadrul proiectului ”Strategia de dezvoltare locală a municipiului Câmpina” implementat de Fondul Social European prin Programul Operațional ”Dezvoltarea Capacității Administrative”);
18. ***(2000), Directiva 2000/60/ EC a Parlamentului și Consiliului European care stabilește un cadru de acțiune pentru țările din Uniunea Europeană în domeniul politicii apei, Jurnalul Oficial al Comunității Europene;
19. *** Institutul Național de Cercetare –Dezvoltare pentru Protecția Mediului –ICIM București –” Studiu privind elaborarea sistemelor de clasificare și evaluare globală a stării apelor de suprafață (râuri, lacuri, ape tranzitorii, ape costiere) conform cerințelor Directivei Cadru a Apei 2000/ 60/ CEE pe baza elementelor biologice, chimice și hidromorfologice”-2008;
20. *** Administrația Națională ”Apele Române” , Instrucțiuni metodologice pentru delimitarea corpurilor de apă de suprafață- lacuri (Raport intern);
21. *** Administrația Națională ”Apele Române”, Instrucțiuni metodologice privind Modernizarea și Dezvoltarea Sistemului Național de Monitoring Integrat al apelor (Raport intern);
22. *** OM nr. 161/2006 (MO nr 511/ 13.06.2006) pentru aprobarea Normativului privind clasificarea calității apelor de suprafață în vederea stabilirii stării ecologice a corpurilor de apă .
CAPITOLUL 7. BIBLIOGRAFIE
1. Mălăcea I., (1969) , Biologia apelor impurificate, Editura Academiei R.S.R. , București;
2. Botnariuc N., (1981), Producția și productivitatea ecosistemelor acvatice, Editura Academiei R.S.R., București;
3. Antohi, C., (2002) , Monitoringul factorilor de mediu Apă-Aer, Editura Performantica, Iași;
4. Bucur, A., (1999), Elemente de chimia apei, Editura H. G. A., București;
5. Antonescu, Constantin S., (1967), Biologia apelor, Editura Didactică și Pedagogică;
6. Ionescu, A., (1988), Ecologia -Știința ecosistemelor, Editura Academiei, București;
7. Ionescu, C., Manoliu, M., (2000), Politica și legislația europeană a mediului , Editura H.G.A., București;
8. Pătroescu, C., Gănescu, I., (1980), Analiza apelor, Editura Scrisul Românesc, Craiova;
9. Pișota, I., Zaharia L., (2002), Hidrologie, Editura Universității București;
10. Trufaș, V., Trufaș C., (1975), Hidrochimie, Tipografia Universității București;
11. Cratochvill, Silviu, D., (2002) Monografia Municipiului Campina, Editia a II-a, revizuita si adaugita.-Ploiesti: Editura Premier;
12. Diudea, M., Teodor, S., A., (1986), Toxicologie acvatică, Editura Dacia, Cluj-Napoca;
13. Gavrilescu, P., (2008), Evaluarea ecosistemelor acvatice, Editura Sitech, Craiova;
14. Gavrilescu, E., Olteanu, I., (2003), Calitatea Mediului-Metode de analiză (Monitorizarea calității apei), Editura Universitaria, Craiova;
15. Godeanu, S., (1997) Elemente de monitoring ecologic integrat, Editura Bucura Mond, București;
16. Rojanschi, V., Bran, F., (2002), Politici și strategii de mediu, Editura Economică, București;
17. *** Profilul socio-economic și demografic al Municipiului Câmpina (acest document e realizat în cadrul proiectului ”Strategia de dezvoltare locală a municipiului Câmpina” implementat de Fondul Social European prin Programul Operațional ”Dezvoltarea Capacității Administrative”);
18. ***(2000), Directiva 2000/60/ EC a Parlamentului și Consiliului European care stabilește un cadru de acțiune pentru țările din Uniunea Europeană în domeniul politicii apei, Jurnalul Oficial al Comunității Europene;
19. *** Institutul Național de Cercetare –Dezvoltare pentru Protecția Mediului –ICIM București –” Studiu privind elaborarea sistemelor de clasificare și evaluare globală a stării apelor de suprafață (râuri, lacuri, ape tranzitorii, ape costiere) conform cerințelor Directivei Cadru a Apei 2000/ 60/ CEE pe baza elementelor biologice, chimice și hidromorfologice”-2008;
20. *** Administrația Națională ”Apele Române” , Instrucțiuni metodologice pentru delimitarea corpurilor de apă de suprafață- lacuri (Raport intern);
21. *** Administrația Națională ”Apele Române”, Instrucțiuni metodologice privind Modernizarea și Dezvoltarea Sistemului Național de Monitoring Integrat al apelor (Raport intern);
22. *** OM nr. 161/2006 (MO nr 511/ 13.06.2006) pentru aprobarea Normativului privind clasificarea calității apelor de suprafață în vederea stabilirii stării ecologice a corpurilor de apă .
Copyright Notice
© Licențiada.org respectă drepturile de proprietate intelectuală și așteaptă ca toți utilizatorii să facă același lucru. Dacă consideri că un conținut de pe site încalcă drepturile tale de autor, te rugăm să trimiți o notificare DMCA.
Acest articol: Evaluarea Starii Ecologice Si Chimice a Lacurilor (ID: 121119)
Dacă considerați că acest conținut vă încalcă drepturile de autor, vă rugăm să depuneți o cerere pe pagina noastră Copyright Takedown.