IMPACTUL ECOLOGIC AL POLUĂRII CU METALE GRELE A SOLULUI [308486]

UNIVERSITATEA POLITEHNICA DIN BUCUREȘTI

FACULTATEA DE INGINERIA SISTEMELOR BIOTEHNICE

IMPM

LUCRARE DE DISERTAȚIE

IMPACTUL ECOLOGIC AL POLUĂRII CU METALE GRELE A SOLULUI

Coordonator științific:

Conf. Dr. Ing. CARMEN – OTILIA RUSĂNESCU

Masterand: [anonimizat] – FLORENTINA

Iunie 2020

[anonimizat],

DECAN Director de departament

Prof.dr.ing. Sorin-Ștefan Biriș Prof.dr.ing. Gheorghe Voicu

TEMA

Lucrarii de disertatie

IMPACTUL ECOLOGIC AL POLUĂRII CU METALE GRELE A SOLULUI

Titlul temei:

IMPACTUL ECOLOGIC AL POLUĂRII CU METALE GRELE A SOLULUI

Elemente inițiale pentru proiect:

[anonimizat];

Stabilirea punctelor de prelevare a probelor în cadrul bazinului hidrografic Siret;

Rezultate experimentale;

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale grele în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău;

Concluzii.

Memoriu de calcul :

Studiu documentar:

Analiza apei și solului;

Rezultate experimentale;

Evaluarea impactului asupra mediului.

Data elaborării temei: 02.10.2018.

Termen de predare a proiectului: 15.06.2020

Coordonator științific: Absolvent: [anonimizat].dr.ing. [anonimizat], fiind favorizat și de capacitatea acestora de a se acumula în timp. [anonimizat], [anonimizat].

[anonimizat]. Astfel, plantele acumulează metalele grele direct din sol. [anonimizat], le preiau din plantele cu care se hrănesc sau direct din pământul pe care îl ingerează când pasc. [anonimizat]. [anonimizat], [anonimizat] a [anonimizat] a mediului, și în special a solului , [anonimizat] o deosebită importanță.

Municipiul Bacău prezintă o serie de factori care stimulează poluarea solului cu metale grele:

din industrie

o As, Cd, Ni, Cu, Zn – utilizate în industria metalurgică și constructoare de mașini;

o As, Mn, Cd, Pb, Ni, Hg, Cr – [anonimizat];

o Cr, Pb, Cu – în componența materialelor de construcții: cărămizi, țigle, betoane;

o As, Cd, Pb, Ni, Cu, Zn, Hg – [anonimizat];

o Mn, Hg – reprezentând dezinfectanți utilizați în industria alimentară;

o As, Pb – în procesul de prelucrare a sticlei;

o Cd, Mn, Cr, Zn, Hg – [anonimizat] a plasticului, cerneluri;

o Cd, Pb, Hg – procesarea hârtiei și maculaturii;

o As, Pb – în substanțele utilizate și în tratarea lemnului;

surse din traficul intens (stradal, feroviar, aerian);

surse din poluarea remanentă (halde de deșeuri urbane și industriale neconforme);

utilizarea fertilizatorilor și a substanțelor fitosanitare în zonele agricole urbane și suburbane;

condiții geografice cât și climatice care favorizează depunerea particulelor de metale grele din aer pe sol, precum și relocarea acestora dinspre poluanții industriali către zonele rezidențiale;

nu există o delimitare strictă a zonelor rezidențiale de cele industriale.

Astfel, monitorizarea concentrațiilor metalelor grele în solul municipiului Bacău este de o deosebită importanță pentru asigurarea unui mediu sănătos de viață pentru locuitorii acestuia.

Capitolul I

METALE GRELE, DATE INTRODUCTIVE

Scopul temei de cercetare

Studiul distribuției metalelor grele în sol în perimetrul municipiului Bacău constă în realizarea unei analize a situației actuale privind încărcarea cu metale grele a solului de suprafață din zona municipiului Bacău din malurile emisarilor din bazinul hidrografic Siret.

Cercetările teoretice și experimentale cu privire la impactul ecologic al poluării remanente cu metale grele a solului prezentate în această lucrare, constituie o încercare de a oferi printr-o analiză detaliată, relațiile de dependență dintre sursele de poluare și poluarea remanentă a solurilor cu metale grele.

Obiectivele temei de cercetare

Obiective generale:

determinarea de concentrații a metalelor grele Cd, Cu, Pb, Mn și Zn în perimetrul municipiului Bacău;

raportarea rezultatelor obținute la standardele naționale;

studiul documentar al funcțiilor solurilor;

studiul documentar surse și factori de poluare pentru solurile din malurile emisarilor;

evaluarea tipurilor de poluări asupra solului;

evaluarea poluării remanente a solurilor cu metale grele din malurile emisarilor.

Funcțiile solului

Din punct de vedre ecologic solul este unul din cele mai complexe ecosisteme. Complexitatea acestuia se manifestă prin: compoziția sa foarte diversă de natură organică și anorganică, interacțiunea dintre diferitele substanțe și organisme care îl compun, vulnerabilitatea sa față de diverși poluanți, evoluția sa sub acțiunea factorilor naturali și antropici [9].

Solul ca ecosistem îndeplinește o serie de funcții deosebit de importante și anume [9]:

– funcția ecologică:

• contribuie la reglarea compoziției atmosferei și hidrosferei prin participarea solului la circuitul elementelor chimice și respectiv a apei în natură;

• contribuie la menținerea stabilității reliefului și protecția straturilor adânci ale scoarței;

• contribuie la atenuarea variațiilor bruște ale unor caracteristici ale solului, cu efecte favorabile pentru plante;

• contribuie la reținerea (filtrarea) diferitelor substanțe poluante și protejarea apelor freatice împotriva contaminării acestora;

• contribuie la epurarea mediului datorită procesului de autoepurare și la neutralizarea substanțelor organice poluante și a microorganismelor patogene ajunse în sol;

• contribuie la protejarea genetică a unor specii de microorganisme, deoarece solurile sunt habitatele acestora;

– funcția economică:

• constituie principalul mijloc de producție în agricultură, rezultând produse alimentare și unele materii prime agroindustriale;

• constituie principalul mijloc de producție în silvicultură;

• este sursă de elemente nutritive pentru plante, dintre care 16 sunt esențiale: carbon, hidrogen, oxigen, azot, fosfor, potasiu, sulf, calciu, magneziu, mangan, fier, cupru, zinc, bor, clor, sodiu;

– funcția energetică:

• contribuie la acumularea energiei chimice rezultată în urma procesului de fotosinteză, care se regăsește parțial în humus;

• contribuie la eliberarea treptată a energiei rezultată în urma procesului de mineralizare a humusului, cu efecte benefice pentru activitatea din sol;

– funcția tehnico-industrială:

• joacă rolul de infrastructură pentru diferite construcții, drumuri, autostrăzi, aerodromuri etc.;

• mediu de instalare a cablurilor și conductelor subterane;

• este materie primă în industrie (argilă, nisip, lut etc.).

Fig.1.1. Funcțiile solului [9]

Solul are un rol esențial în funcționarea normală a ecosistemelor terestre și acvatice [10]. Acesta este permanent producătoare de fitomasă, care constituie baza alimentară a organismelor heterotrofe, inclusiv a omului. Prin funcțiile pe care le îndeplinește, solul reprezintă una dintre cele mai valoroase resurse naturale, folosită de om pentru a obține produsele vegetale de care are nevoie [12].

Utilizarea continuă a solului pentru producerea de fitomasă se bazează pe capacitatea acestuia de a se regenera continuu. Însă regenerarea solului se realizează numai în condițiile în care utilizarea este adecvată, în caz contrar se poate instala fenomenul de deteriorare, care poate duce în final la distrugerea/poluarea solului [12].

Surse și factori de poluare pentru solurile din malurile emisarilor

Solul fiind un sistem mult mai complex decât aerul și apa, poluarea îi afectează proprietățile, deci și fertilitatea. În plus, poluanții pot trece din sol în plante, apă sau aer, iar depoluarea este un proces dificil, uneori chiar nerealizabil [1].

1.4.1 Clasificarea tipurilor de poluare a solului

În funcție de natura ei, poluarea solului poate fi [14]:

– fizică: poluarea termică (ape, afluenți calzi sau reci), poluare cu materiale minerale sau organice în suspensie;

– chimică: poluarea cu substanțe minerale (acizi, baze, metale grele etc.) și poluare cu substanțe organice naturale și sintetice (toți compușii chimici aprox. 100.000 menționați în literatura de specialitate);

– biologică: poluarea cu germeni patogeni: microorganisme, viruși, bacterii.

În funcție de originea ei, poluarea solului poate fi [15]:

– punctiformă sau localizată, datorată deversării și depozitării necontrolate a unor substanțe poluante, precum și exploatării defectuoase a instalațiilor;

– liniară, care se manifestă de-a lungul căilor terestre de transport, cursurilor de apă, canalelor de evacuare a apelor uzate etc.;

– difuză, care rezultă în urma aplicării îngrățămintelor și produselor fitosanitare sau prin poluarea masivă a atmosferei.

În funcție de caracterul ei/durată, poluarea solului poate fi [3]:

– permanentă, întreținută permanent prin deversări sau desfățurarea activităților poluatoare, depozitarea necontrolată a deșeurilor;

– accidentală, datorată fisurării, spargerii conductelor de transport a substanțelor/hidrocarburilor, deversărilor accidentale;

– istorică, dacă datează de mai mulți ani,

– actuală, dacă este rezultatul unei activități recente.

Fig. 1.2. Clasificarea tipurilor de poluare a solului [14]

În funcție de sectorul economic care generează poluarea solului pot fi identificate următoarele tipuri de poluare [15]:

poluare domestică, realizată prin depozitarea deșeurilor domestice, rezultate din servicii, depozite necontrolate de deșeuri menajere, neetanșeitatea rețelei de canalizare, infiltrații din fosele septice, nămolurile provenite de la stațiile de epurare orășenești, apele pluviale care spală căile de transport, platformele industriale poluate, scurgerea necontrolată în sol a combustibilului din rezervoarele îngropate precum și a uleiurilor uzate etc.;

poluare industrială care poate avea multe cauze, cele mai frecvente fiind legate de depozitarea deșeurilor industriale, de apele uzate industriale și de mină, de redepunerile din atmosferă;

poluare agricolă (formă de poluare difuză), datorată în special utilizării necorespunzătoare a substanțelor chimice de sinteză în agricultură, respectiv îngrășămintele, produsele fitosanitare;

poluarea prin transport, care se manifestă de-a lungul căilor de transport și comunicație terestre, navale și aeriene.

Poluarea solului se produce în special pe cale antropică. Odată cu dezvoltarea industriei și a agriculturii poluarea solului se produce astfel [3]:

direct (provocată de cauze interne ale activității agricole): prin aplicarea de îngășăminte chimice, pesticide, precum și prin aplicarea unor tehnici și tehnologii neadecvate;

indirect: prin emisii de poluanți din industrie, transporturi și alte activități, poluanți care intră în contact cu solul și cu învelișul vegetal.

Solurile poluate sunt clasificate în clase, tipuri și grupe (tab. 1.1).

Tabel 1.1. Clasificarea solurilor poluate[ 3]

În figura 1.3 sunt prezentate principalele surse de poluare a solului.

Fig.1.3. Principalele surse de poluare ale solului [1]

Sursele de poluare ale mediului geologic pot fi localizate [1]:

la suprafața solului/terenului;

în subteran/stratul acvifer: deasupra nivelelor apelor subterane sau sub nivelele apelor subterane.

Sursele de poluare a mediului geologic se pot grupa în următoarele categorii principale [3]:

Surse de poluare datorate evacuării anumitor substanțe în mediul geologic:

infiltrații de substanțe periculoase în subteran din fosele septice;

infiltrarea din puțurile de injecție folosite pentru descărcarea apelor uzate;

infiltrarea apelor din irigații la care s-a folosit apă uzată.

Surse de poluare datorate stocării, tratării, transferului, sortării sau depozitării deșeurilor solide sau lichide:

instalații de tratare, stocare, transfer, sortare;

depozite de deșeuri municipale/industriale;

depozite de materiale rezultate în urma excavaăiilor din construcții sau din activității miniere;

rezervoare de stocare subterane sau supraterane (deversare, fisurare, deteriorarea conductelor de legătură);

descărcarea în gropile de excavații a deșeurilor de orice fel.

Surse de poluare datorate transportului unor substanțe:

conducte deteriorate/fisurate destinate transportului substanțelor chimice sau apelor uzate;

deteriorarea ambalajelor unor produse chimice și împrăștierea conținutului acestora pe sol în timpul transportului.

Surse de poluare datorate utilizării necontrolate a îngrășămintelor chimice, fitohormonilor sintetici, produselor fitosanitare:

îngrășăminte cu azot;

îngrășăminte de potasiu;

îngrășăminte complexe și mixte;

fitohormoni sintetici (acetilenă, etilenă, hidrazida meleică, izopropil-fenil carbamat);

erbicide;

insecticide;

fungicide, bactericide;

insecticide.

Surse indirecte:

irigații;

aplicarea produselor fitosanitare/ îngrășămintelor chimice;

depozite de deșeuri/reziduuri animaliere/avicole;

apele provenite din precipitații pot polua solul prin spălarea șoselelor (sare, pulberi cu metale grele);

spălarea și dizolvarea poluanților atmosferici;

poluare urbană;

drenajul în zonele miniere/apele de mină.

Surse de poluare datorate unor lucrări care favorizează descărcarea poluanților în subteran:

lucrări de foraj executate necorespunzător;

excavațiile la suprafața solului sau subterane care pot colecta ape uzate provenite din zonele urbane sau industriale.

Surse naturale de poluare a căror proveniență este provocată de activități umane:

interacțiunea dintre apele de suprafață și cele subterane (când calitatea naturală a apelor de suprafață este modificată de om, necorespunzător);

scurgeri naturale care transportă minerale dizolvate;

infiltrarea apelor sărate în acvifere în vecinătatea mărilor, datorată unor lucrări de pompare efectuate necorespunzător.

Surse de poluare datorate unor accidente industriale sau/și accidente de mediu.

Activitățile de producție au afectat în timp solurile, prin: lucrări miniere, excavații, depozite de deșeuri, alunecări de teren, eroziune, salinizare, acidifiere etc.

În momentul de față la nivel mondial [13]:

8 % din suprafața uscatului este afectată de un exces de umiditate, iar în România sunt afectate 3,6 milioane ha;

În România peste 450.000 ha sunt sărăturate, deci nefertile, procesul de sărăturare continuând și în prezent;

Pe glob, aproximativ 20 % din soluri sunt acidifiate, iar în România sunt aproximativ 2 milioane ha.

Metalele grele

Metalele intră în compoziția unui mare număr de minerale cum ar fi roci magmatice, roci cristaline și metamorfice, roci sedimentare și sedimentate etc. Metalele se pot găsi în sol sub diferite forme asociate cu constituenți minerali și organici ai fazei solide [2].

Particulele din compoziția solului au în general densitatea mai mică de 2,65 g/cm3, excepție fiind clasa metalelor grele care au densitatea mai mare de 6 g/cm3. Unele din metalele grele cum ar fi: cupru (Cu), mangan (Mn), fier (Fe), cobalt (Co), zinc (Zn) sau molibden (Mo) sunt esențiale pentru dezvoltarea florei și faunei, iar altele: cum ar fi cadmiu (Cd), uraniu (U), taliu (Tl), plumb (Pb), crom (Cr), seleniu (Se), mercur (Hg) și arsen (As), care au o acțiune toxică asupra mediului înconjurător. Gradul lor de toxicitate crește pe măsură ce cresc și concentrațiile de metale în sol, perioada de retenție fiind pe termen îndelungat. Astfel metalele grele în concentrație de peste 0,1 % în sol devin toxice pentru plante, ducând la schimbarea structurii comunității de plante într-un habitat poluat. Sunt plante care se pot adapta la concentrații mai ridicate de metale (metalofite), existând un prag critic pentru fiecare plantă [4].

În tabelul 2 sunt prezentate caracteristicile metalelor cu rol în dezvoltarea florei și faunei care în concentrații mari pot dăuna acestora [5].

Metalele grele sunt elemente chimice ce aparțin în mod natural sistemelor ecologice, însă au devenit poluanți o dată cu exploatarea lor.

Metalele grele reprezintă o categorie importantă de poluanți toxici stabili. Spre deosebire de poluanții organici, metalele nu sunt biodegradabile, au caracter puțin mobil în general, și din aceste cauze persistă în compartimentele de stocare (sol, sedimente) pentru o perioadă lungă de timp [11].

Metalele nu sunt nici create nici distruse de procesele biologice sau chimice. Aceste procese pot determina doar trecerea metalului în specii chimice diferite (schimbarea valenței) sau conversia între forme anorganice și organice [11].

Tabelul 1.2. Caracteristici ale metalelor cu rol în dezvoltarea florei și faunei [6].

Metalele grele sunt elemente chimice ce aparțin în mod natral sistemelor ecologice, însă au devenit poluanți o dată cu exploatatrea lor [16].

Metalele grele reprezintă o categorie importantă de poluanți toxici stabili. Spre deosebire de poluanții organici, metalele nu sunt biodegradabile.

În tabelul 3.3. sunt prezentate principalele surse industriale generatoare de metale grele în sol și principalele metale grele [8].

Tabelul. 1.3. Principalele surse industriale generatoare de metale grele în sol [8].

„+” – sursă generatoare de metale grele;

„-” – sursă care nu este generatoare de metale grele.

La nivelul solului metalele sunt distribuite, potrivit stării chimice în care se află, prin intermediul fluxurilor de suprafață, a fluxurilor hidrologice de infiltrație către stratul acvifer și a fluxurilor către organismele care preiau pe cale trofică substanțe din sol (fig. 1.4) [7].

Fig. 1.4 . Transportul metalelor grele de la sursa de poluare către aer, suprafața solului, sol și în stratul acvifer [2].

Transferul metalelor din sol către plante este influențat de o varietate de parametri ai solului. Principalii parametrii ai solului care influențează procesele de absorbție și desorbție sunt [2]:

valorile pH-ului;

fracția fină granulometrică (<0,02 mm);

materia organică;

oxizii și hidroxizii, în special de Fe, Mn, Al;

microorganismele.

Poluarea remanentă a solurilor cu metale grele

Poluarea solului poate avea ca efect degradarea fizică, chimică, biologică și radioactivă a acestuia. De asemenea, poluarea poate fi produsă de o serie de substanțe care afectează solul pe o durată mai scurtă sau mai lungă de timp [2].

Poluarea cu efecte pe durate mari de timp este cunoscută sub numele de poluare remanentă și se referă la durata cât substanțele nocive rămân (persistă) în mediu, în special în sol și în sedimente, degradându-le până la imposibilitatea de recuperare și refacere. Reziduurile acestor substanțe se acumulează în soluri, ape și produse vegetale, ele regăsindu-se și după 10 ani și chiar mai mult (este cazul pesticidelor și metalelor grele) [2].

Analiza solurilor și sedimentelor din țara noastră a pus în evidență prezența unor concentrații maxime de 9,543 ppm de substanțe cu remanență mare în sol (metalele grele), limita admisă stabilită de comisiile internaționale de mediu fiind de 0,100 ppm.

Dimensionarea duratei de remanență în sol sau în sedimente depinde de natura chimică a substanțelor și de capacitatea acestora de a se metaboliza. Altfel spus, cuantificarea remanenței în sol sau în sedimente a metalelor grele depinde de rezistența moleculei chimice la metabolizare și de capacitatea și gradul de biodegradare [2].

Substanțele care rămân pe o durată mare de timp în sol și în sedimente provin din activitățile umane și anume [2]:

agricultură – tratarea culturilor agricole cu substanțe chimice (pesticide, insecticide, erbicide etc.), irigarea culturilor cu ape provenite din râuri contaminate;

minerit – activitate care contaminează solurile și pânza freatică în zonele de depozitare a reziduurilor;

in dustrie – activități care contaminează solul și sedimentele cu substanțe de natură organică și anorganică de tipul hidrocarburilor rezultate de la industria extractivă și de prelucrare a țițeiului, detergenților, sărurilor, azotaților etc.

În tabelul 1.4. sunt prezentate sursele din sistemul socio-economic care generează metale grele.

Tabelul. 1.4.Surse de poluare a solului cu metale grele [4].

Fenomenul de poluare remanentă este prezentat în figura 1.5.:

Fig. 1.5. Reprezentarea schematică a fenomenului de poluare remanentă

[4].

La interacțiunea dintre poluant și mediu (sol, apă, aer) se manifestă următoarele faze [4]:

Faza de pre-impact – apariția poluantului și evoluția mediului, durata acestei faze fiind variabilă;

Faza de impact – interacțiunea propriu-zisă dintre poluant și mediu, proces în urma căruia se generează stresul și riscul în funcție de natura și intensitatea poluantului. Pe de o parte, substanțele cu risc de poluare manifestă acțiune specifică (de exemplu cromul hexavalent este deosebit de toxic, în timp ce cromul trivalent are o toxicitate mult mai redusă). Pe de altă parte poluanții chimici, biologici și fizici manifestă acțiune sinergică cu poluanții naturali, conducând la instalarea unor procese de degradare a mediului. Durata acestei faze este, de asemenea, variabilă;

Faza post – impact – continuarea și finalizarea interacțiunii dintre poluant ți mediu, fază cu durată variabilă.

Prezența în sol și sedimente a substanțelor cu remanență mare duce la instalarea fenomenului de poluare remanentă, poluare care poate fi clasificată astfel (tab. 1.5.):

poluare remanentă fizică;

poluare remanentă chimică.

Tabelul. 1.5. Tipuri de poluare remanentă și caracteristicile acestora [4].

Metalele grele, o dată ajunse în mediu suferă un proces de absorbție între diferitele medii de viață (sol, apă, aer), dar și între organismele din ecosistemele respective. Astfel metalele grele din aer pot fi inhalate direct, sau pot ajunge pe suprafața solului prin precipitații. Din solul contaminat, plantele asimilează metalele dizolvate. Plantele contaminate cu metale grele reprezintă hrană pentru animale și om. Pe de altă parte poluarea se poate produce prin infiltrație a apelor subterane, din care ulterior are loc transferul poluanților spre apele de suprafață și spre cele potabile [8].

Substanțele cu cel mai mare risc pentru floră, faună și populația umană sunt metalele grele. Utilizarea acestor substanțe chimice pe scară largă și în doze mari și repetate are efecte negative de ordin ecologic, determinând modificări majore ale ecosistemelor [16].

Metalele grele sunt caracterizate prin următorii parametrii fizici: masa atomică, punct de topire, punct de fierbere, rază metalică [2].

Proprietățile metalelor grele ca: adsorbția, complexarea și precipitarea sunt foarte importante a fi cunoscute, având în vedere necesitatea aplicării măsurilor de punere în siguranță/izolare a unui sit contaminat. Prin aceste procese poluanții anorganici se pot transforma în compuși netoxici sau în compuși foarte toxici [17].

Procesul de adsorbție este definit ca fenomenul prin care poluanții ajunși în sol sunt fixați la suprafața particulelor solide care intră în compoziția solului, iar afinitatea reprezintă adsorbția selectivă a metalelor de către sol, în funcție de proprietățile acestuia și de cele ale metalelor [21].

Complexarea se manifestă atunci când un cation metalic interacționează prin legături covalente cu un anion anorganic sau cu un grup organic, sau anorganic. Stabilitatea compușilor astfel formați este direct proporțională cu valoarea pH-ului solului [21].

Precipitarea este fenomenul prin care metalele din soluție se depun la interfața particulelor solide ale solului, acumulându-se astfel o nouă substanță solidă. Precipitarea metalelor / reținerea metalelor grele în sol depinde de pHul solului, al apei interstițiale și de concentrația soluției în metale [18].

O importanță majoră în solubilizarea metalelor grele din sol o are reacția și potențialul Redox. Transportul metalelor grele în sol se realizează prin intermediul fazei lichide. În plus, se mai poate realiza, la intensități mai reduse, și prin intermediul rădăcinilor plantelor și a organismelor vii din sol.

Lucrările mecanice ale solului pot constitui surse de vehiculare a metalelor grele de la suprafața solului către orizonturile mai profunde [16].

Din sol o anumită cantitate din fiecare metal greu este absorbită de către plantă, în condiții normale, ca element de nutriție (Fe, Cu, Zn) sau ca element pasiv (Pb, Cd). Concentrațiile ridicate din sol, realizate ca efect al poluării, determină, în funcție de însușirile chimice ale solurilor, absorbția unor conținuturi ridicate în plante uneori la niveluri toxice, cu efecte negative pentru creșterea plantelor, pentru formarea recoltei și ca implicații nedorite asupra celorlalți factori de mediu [11].

Efectele circuitelor pedogeochimice și biogeochimice ale metalelor grele în natură își pun amprenta în special în arealele puternic poluate ca urmare a emisiilor industriale [16].

Metalele grele provin în mare parte din zonele puternic industrializate și din așezările urbane. Poluarea solurilor cu metale grele poate proveni și din tratarea acestora cu îngrășăminte. Aceste substanțe conțin: arsen, cadmiu, crom, cupru, plumb, nichel, mercur și zinc [6].

Efectele metalelor grele asupra solului depind de solubilitatea acestora în sol. Metalele grele au capacitatea de a-și modifica ușor valența, formează hidroxizi greu solubili, au afinitate pentru a forma sulfuri și combinații complexe, ceea ce face ca acestea să fie ușor reținute în sol [6].

Transportul metalelor grele în sol are loc sub formă lichidă sau în suspensie fie prin intermediul rădăcinilor plantelor fie în asociație cu microorganismele prezente în sol [16].

Solurile grosiere, cele nisipoase și cele acide au capacitate redusă de a reține metalele grele, astfel că acestea sunt absorbite cu ușurință de către plante [16].

Solurile argiloase rețin cantități mari de poluanți. Acumularea metalelor grele se poate manifesta prin precipitarea unor anumiți compuși chimici, prin asocierea cu molecule organice, coprecipitarea împreună cu oxizii de fier sau de mangan sub formă de carbonați precum și înglobarea în minerale cristaline sau printr-o serie de interacțiuni complexe chimice și biologice care includ: oxido-reducerea, precipitarea și solubilizarea, volatilizarea, complexarea la suprafață și în soluție, bioacumularea, biopercolarea etc. [16].

Efectele negative ale metalelor grele în sol [11]:

prezintă toxicitate ridicată atât asupra florei cât și asupra faunei;

au grad de selectivitate destul de redus;

persistă în sol un timp îndelungat (de la câteva luni până la câțiva ani), deoarece au un grad de biodegradabilitate foarte redus; se dispersează la distanțe mari și sunt încorporate în biomasă.

În tabelul 1.6. sunt prezentate concentrațiile maxim admise ale metalelor grele din aluviuni pentru unele țări din Europa [11].

Tabelul. 1.6. Elemente și standarde de calitate chimică pentru aluviuni, [mg/kg substanță uscată] [11].

În tabelul 1.7. sunt prezentate concentrațiile maxime admise pentru metalele grele în sol, conform Ordinul nr. 161 din 16 februarie 2006, Elemente și standarde de calitate chimică pentru aluviuni.

Tabelul. 1.7. Elemente și standarde de calitate chimică pentru aluviuni [23].

Capitolul II

STABILIREA PUNCTELOR DE PRELEVARE A PROBELOR ÎN CADRUL BAZINULUI HIDROGRAFIC SIRET

Stabilirea punctelor de prelevare probe în cadrul bazinului hidrografic Siret

Obiective

Stabilirea punctelor de prelevare a probelor în cadrul bazinului hidrografic Siret.

Se vor stabilii metodele de prelevare și extracție a probelor, pentru analiza metalelor grele.

Stabilirea metodicii de cercetare a poluării solului cu metale grele.

Primul pas în alegerea unui plan de prelevare constă în stabilirea obiectivelor și definirea lor. Obiectivele unei strategii de prelevare pot fi clasificate în scopuri de monitorizare și scopuri de evaluare. În scopul evaluării, aceasta trebuie să furnizeze informații despre locațiile de prelevare cât și despre materialul care trebuie analizat [17].

Planul de prelevare trebuie să cuprindă:

locațiile de prelevare;

echipamentul de prelevare;

toate informațiile necesare cum ar fi: tipul, numărul, dimensiunile containerelor, înregistrări la fața locului, etichete, tipurile de dispozitive de prelevare, duplicatele probelor, numărul și tipul de probe martor, cantitatea unei probe, modalități de conservare, măsurutori pe teren (pH), planuri de transport, condițiile de mediu în timpul prelevării probelor.

Pentru atingerea obiectivelor propuse este necesară realizarea unei scheme care să reducă la minim erorile care se pot produce în timpul programului de prelevare a probelor precum și de realizare a diferitelor analize din programul de lucru. În figura 1.1 sunt prezentate relațiile dintre scop, protocol și metoda științifică [17].

Pentru alegerea punctelor de prelevare trebuie ținut cont de zonele în care sunt localizate principalele surse de poluare, precum și de aria luată în lucru ca obiectiv de analiză, din bazinul hidrografic Siret. Sursele de poluare cunoscute, de exemplu cele care provin de la instalațiile industriale sau de la stațiile de epurare orășenești, necesită o atenție specială, pentru că pot influența evaluarea globală a unui corp de apă dat.

Pentru orice secțiune de prelevare, probele trebuie să fie prelevate din locuri reprezentative, astfel încât să se cunoască bine sursele de poluare cât și caracteristicile hidrologice și geomorfologice ale zonei. Aceste informații potnfi cunoscute din studii anterioare, precum și din programe curente de monitorizare [18].

Fig. 2.1. Relațiile dintre scopul și obiectivele programului, protocol și

metoda științifică [18]

Ca locații de prelevare pentru sedimente, trebuie găsite acele zone ale emisarilor unde stratul de sediment este în cantitate mare și de granulație mai mică de 63µm, constând în argilă și mâl. Nu sunt recomandate pentru prelevarea probelor, zonele unde sedimentele au în compoziția lor turbă, prundiș sau pietre, nisip macrogranular, sau sedimente compactate, din acest considerent nefiind necesară distribuția uniforma a locațiilor de prelevare. De asemenea, secțiunea de prelevare trebuie să fie suficient de mare pentru a putea furniza multiple probe de sediment [18].

Conform obiectivelor tezei cu privire la remanența metalelor grele, odată cu prelevarea sedimentelor se face și prelevarea de vegetație (stuf și papura), din malurile emisarilor luați în lucru.

Echipamentele pentru prelevare trebuie să permită obținerea unor probe de sediment și de vegetație fără ca starea lor chimică să fie modificată. Recipientele de prelevare nu trebuie să conțină metale și să nu determine pierderi de metale prin adsorbție sau difuzie.

În alegerea siturilor de prelevare este important să alegem zonele care ne vor oferi informațiile cele mai potrivite. Atunci când se evaluează impactul ecologic – cum este și subiectul tezei – este indicat a se alege acele zone care sunt afectate de un anumit tip de poluare (poluarea solului cu metale grele). În figura 1.2 sunt prezentate criteriile de alegere a punctelor de prelevare.

Fig. 2.2. Criterii principale de alegere a punctelor de prelevare [19]

Secțiunile luate în calcul pentru programul de prelevare a probelor de sol și plante sunt prezentate în figura 2.3. și descrise în tabelul 2.2. Sedimentele au fost prelevate din 17 locații de-a lungul râurilor Bistrița și Siret, din bazinul hidrografic Siret.

Tabel 2.1. Amplasarea punctelor de prelevare pe malurile emisarilor [25]

Zona de prelevare se întinde pe o lungime de 67,42 km pentru râul Bistrița, și 41,46 km pentru râul Siret, ca punct de reper fiind municipiul Bacău (fig. 2.3):

Lacul Bistrița Lacul Moldova Lacul Siret

Fig. 2.3. Amplasarea punctelor de prelevare în funcție de distanță [25]

Metode de analiză a poluării solului cu metale grele

Scopul analizelor de laborator este acela de a obine date corecte și exacte asupra parametrilor realizați. Alegerea metodelor analitice pentru sol, sedimente și plante va depinde în mare măsură de informația pe care trebuie să o producă programul precum și de analiții ce trebuie analizați [20].

În figura 2.4 sunt prezentate etapele pentru analiza unei probe de sediment sau vegetație.

Fig. 2.4. Etapele pentru analiza unei probe de sediment sau vegetație [20]

Metode de prelevare sedimente și vegetație pentru analizametalelor grele

Prelevarea probelor implică cerințe extrem de severe referitoare la puritate pentru analiza metalelor la nivel de urme (μg/kg), orice impuritate fiind evitată. Concentrațiile masice ale elementelor se pot modifica rapid după prelevare datorită efectelor de adsorbție și desorbție. Este necesară această precauție pentru a preveni contaminarea și eventualele interacțiuni ale materialului din care este confecționat recipientul cu componenții din proba

de analizat, ceea ce ar determina obținerea unor rezultate eronate. Recipientul trebuie să fie prevăzut cu închidere etanșă cu dop, confecționat de preferat tot din plastic. Dispozitivul de prelevare poate fi prevăzut cu medii de adsorbție sau filtrare care să permită concentrarea in situ a substanței de analizat. Pentru analiză este necesară prelevarea unei cantități reprezentative de sediment, de regulă între 0,5 – 100 grame. De asemenea, este necesară prelevarea probelor de la diferite nivele, astfel încât analizele efectuate să furnizeze rezultate cât mai exacte [27].

Un factor important pentru alegerea metodei de prelevare este utilitatea dispozitivelor la condițiile tipului de sediment. Aceste dispozitive sunt de mai multe tipuri și forme, adaptate pentru a se potrivi unor condiții specifice. În general, utilizarea lor depinde de mai mulți factori cum ar fi:

adâncimea apei;

volumul probei;

tipul de sediment;

materialul de construcție;

ușurința de manevrare;

tipul probei: probă de suprafață la un profil vertical.

Alegerea dispozitivului de prelevare se realizează și în funcție de tipul de sedimente (tab. 2.2) [27].

Tabelul 2.2. Dispozitive de prelevare funcție de tipul de sediment [27]

Pentru recoltarea stratului superior de sedimente sau de sol se poate utiliza un sistem tip dragă pentru prelevarea unor cantități mari de probă, sau un sistem tip carotier, iar în cazul râurilor mai puțin adânci se poate folosi lopata [27].

Analizele profilurilor de adâncime pot fi utilizate pentru a obține informații suplimentare despre istoricul contaminării și pentru a reconstrui tendința din trecut. Această metodă este cel mai bine aplicată în sedimentele unde viteza de acumulare a sedimentelor este mare, iar viteza de perturbare a emisarului este suficient de mică pentru a nu cauza decât o perturbare neglijabilă contaminaților. Probele de sedimente de profil sunt colectate exclusiv cu sistemul de tip carotier [27].

Prelevatoarele tip carotier, sunt utilizate când informațiile privind profilul vertical al sedimentelor este de interes sau când prelevatoarele tip dragă nu pot fi folosite (de exemplu: datorită tipului de sedimente).

Tuburile sondei sunt confecționate de obicei din PVC sau Perspex, ultimul material făcând posibilă vizualizarea imediată a probei colectate. Se poate utiliza un înveliș interior din polietilenă pentru a proteja probele de contaminare de peretele sondei. Sondele acționate manual pot fi avantajoase pentru colectarea sedimentelor de suprafață: sonda poate fi un tub/țeavă cu un diametru de 8-10 cm care este introdus manual în sedimentele neperturbate de aproape 30 cm. Dacă este necesar, aerul de deasupra este înlocuit cu apă de la punctul de prelevare, se introduce un dop de cauciuc și se scoate proba. Se pune imediat un capac la capătul inferior. Apoi se evacuează apa și se colectează stratul superior de 5 cm de sedimente; folosirea unui piston poate fi utilă pentru scoaterea sedimentelor. Se mai poate utiliza o sondă acționată manual cu un prelungitor de țeavă sau tijă, la adâncimi mai mari. Sondele manuale au o utilizare limitată pentru colectarea profilurilor [27].

Sedimentele și solul sunt componente foarte neomogene din punct de vedere al structurii pe orizontală (spațial) și verticală (granulația, variații ale texturii, a compoziției chimice, biologice, a conținutului de apă, a distribuției diferiților poluanți etc.). De aceea, pentru a caracteriza o suprafașă relativ mică, pentru fiecare secțiune de prelevare este necesară recoltarea de probe multiple, pentru a estima parametrii care contribuie la variația globală a datelor analitice. Este recomandat ca în fiecare punct de prelevare să fie recoltate un număr de 3-5 probe (replicate independente) [27].

Probele pot fi analizate individual (ceea ce este de preferat) sau pot fi amestecate înainte de analiză, rezultând astfel probele compuse. Atunci când sunt analizate probe dintr-un amestec, pentru o mai bună omogenizare se recomandă transformarea acestuia într-o pudră fină înainte de divizarea probei [27].

Prelevarea de vegetație (papură și stuf), se realizează cu un dispozitiv tip lopată sau hârleț, cu care se sapă în jurul fiecărei rădăcini și se extrage planta manual, având grijă ca rădăcina să fie scoasă în condiții cât mai bune.

Eșantioanele de sediment sau vegetație, sunt păstrate în pungi din plastic sau în containere rigide, în funcție de analizele prevăzute, astfel încât să se evite modificarea proprietăților fizico-chimice ale acestora.

Metode de sitare a probelor de sedimente, pentru analiza metalelor grele

Sitarea probelor de sedimente se poate face prin dispozitive simple folosind o pâlnie umplută cu apă și acționând sita manual. Pentru cernerea unui număr mai mare de probe, sitele pot fi așezate în tăvi sau pe dispozitive vibratoare (fig. 2.5).

Fig. 2.5. Dispozitiv de sitare sedimente [22].

Toate probele trebuie cernute cu site de 63 μm sau mai mari, cât mai curând după prelevare pentru a îndepărta fragmentele de origine animală sau vegetală precum și organismele bentonice. În urma prelucrării ulterioare a probei cum ar fi înghețarea, stocarea sau tratarea cu ultrasunete materialul biotic poate degrada proba de sediment devenind parte a acestuia. Pentru a diminua riscul dezechilibrului apă/sediment, cernerea se efectuează cel mai bine cu apa de la punctul de prelevare. Pentru analizele de metale în urme sunt recomandate sitele din material polimeric [22].

Probele se vor transfera în flacoane din polietilenă cu gât larg sau în pungi, spălate în prealabil. Recipientele de prelevare trebuie umplute până la partea superioară pentru a opri formarea de hidrogen sulfurat și a reduce oxidarea în timpul transportului. Este necesar ca probele recoltate să fie conservate la o temperatură de 2-4șC și transportarea lor cât mai repede la laborator [27].

Metode de uscare a probelor de sedimente și plante, pentru analiza metalelor grele

Uscarea probelor este una din etapele premergătoare pentru analiza propriu-zisă a probelor. Este foarte important ca determinarea analitică să se facă pe o probă uscată și la o greutate constantă, deoarece apa poate juca un rol important în determinarea eșantionului. În cazul substanțelor solide apa este o cantitate variabilă care depinde de factori cum ar fi temperatura, umiditatea și starea de compartimentare a probei. În tabelul 2.3 sunt prezentate trei moduri de uscare a sedimentelor și a plantelor, precum și avantajele și dezavantajele metodelor de uscare [27].

Tabel 2.3. Metode de uscare sedimente și plante [27].

În figura 2.6. sunt prezentate metodele de uscare a sedimentelor prin cele trei tehnici prezentate mai sus [24].

Fig. 2.6. Modul de uscare al sedimentelor prin diferite tehnici [24].

În figura 2.7. sunt prezentate probe de sediment, uscate în etuvă la 105 °C până la aducerea lor la greutate constantă.

Fig. 2.7. Etapa de uscare a probelor în etuvă [6].

Dacă determinarea se efectuează pe o probă uscată, este de preferat congelarea uscată a probei. Unele substanțe sunt foarte sensibile (oxidează ușor) la condițiile atmosferice și nu pot fi uscate la temperatura camerei sau în etuvă, însă ele pot fi liofilizate. Liofilizarea este un proces în care substanțele sunt supuse unui proces de vid înalt după ce au fost în prealabil înghețate. În acest mod substanțele supuse liofilizării vor rămâne complet uscate [24].

Sedimentele uscate sunt higroscopice și vor absorbi umiditate dacă nu se introduc într-un exicator, până la ăcirea lor completă, apoi probele se pot măcina într-un mojar (fig. 2.8.) [24].

Fig. 2.8. Păstrarea probelor uscate în exicator/Etapa de măcinare a sedimentului în mojar [24].

După ce s-a obținut o pulbere foarte fină, întreaga masă de sediment se introduce în vase din sticlă cu gât larg prevăzute cu dop, și păstrate într-un exicator sau liofilizator pentru a limita degradarea microbiană.

Metode de extracție a metalelor grele din probe de sedimentare sau materii solide

Pentru ca o probă de sediment sau de vegetație să ajungă la stadiul de a putea fi analizată, este necesară o pretratare a probei cu aducerea probelor din stare solidă în stare de soluție prin folosirea acizilor tari, care duc la dizolvarea completă a probelor.

Cel mai des folosit oxidant este apa regală (HNO₃: HCl 1:3) în care acidul azotic este un bun agent oxidant, iar acidul clorhidric are proprietăți de complexare și furnizează aciditate puternică.

Reactivii folosiți în mineralizarea și digestia probelor sunt [25]:

Apă, calitate 1, conform ISO 3696/1987 (≤ 0,01 mS/m);

Acid azotic, ultrapur, p(HNO₃) = 1,4 kg/L (65%) – are un potențial ridicat oxidant la 100șC, este cel mai des utilizat în digestia celor mai multe probe organice;

Acid clorhidric, ultrapur, p(HCl) = 1,16 kg/L (37%) – crește aciditatea din vasul de reacție în vederea mineralizării complete;

Acid sulfuric, ultrapur, p(H₂SO₄) = 1,84 kg/L (95-97%) – distruge moleculele organice, și se utilizează în dezagregări cu microunde, în cantități reduse;

Apă oxigenată, p(H₂O₂) = 1,11kg/L (30%-40%) – se adaugă la acid azotic sau la alți acizi. Reduce vaporii nitroți și accelerează reacția.

Pentru un mod de acțiune mai rapid asupra probelor, se pot folosi

amestecurile de acizi, care în combinații bine determinate pot da rezultate foarte bune:

Acid azotic/apă oxigenată;

Acid azotic/acid clorhidric;

Acid azotic/acid sulfuric.

În tabelul 2.4. sunt prezentate metodele de extracție a metalelor grele din sol, sedimente și vegetație [27]:

Tabel 2.4. Metode de extracție a metalelor grele prin digestie acidă [27].

Digestia cu microunde în sistem închis s-a dovedit a fi una din cele mai rapide tehnici pentru mineralizarea sedimentelor și a plantelor. O distincție aparte o are ușurință de dizolvare a probelor, datorită sistemului automatizatcare nu se întâlnește și în mineralizarea tradițională. Multe laboratoare folosesc această tehnică pentru a-și spori productivitatea datorită faptului că metoda este relativ simplă, digestia probei este completă, contaminările sunt minime existând și posibilitatea de control a temperaturii și a presiunii. Probele și amestecurile de digestie sunt introduse în tuburi speciale confecționate din sticlă, cuarț sau PTFE (politetrafluoretilenă), care se introduc într-un cuptor cu microunde (fig. 2.9), unde sub acțiunea temperaturii și a microundelor, proba este dezagregată.

Fig. 2.9. Sistem de digestie cu microunde Ethos 1 [29].

Sistemul de digestie cu microunde are aplicabilitate în mineralizarea probelor de apă, sedimente, nămol, sol sau plante, în vederea analizării acestora.

În tabelul 2.5. sunt prezentate caracteristicile tehnice ale sistemului de mineralizare Ethos 1.

Tabelul 2.5. Caracteristici tehnice ale sistemului de mineralizare Ethos 1 [29].

Sistemul ETHOS 1 cuprinde următoarele părți componente :

Cuptorul;

Senzorul de temperatură;

Rotorul;

Suportul de lucru;

Cheia dinamometrică;

Vase din teflon și scuturi de protecție.

La elaborarea unei metode de digestie se începe cu o cantitate mică de probă (pentru a evita exploziile care pot avea loc datorită naturii lor organice), și se aplică energia de microunde la diferite nivele, pentru a ajunge în final la o probă dizolvată complet. Presiunea generată în vasul de digestie este observată de un senzor de presiune care este comparată cu cea setată de utilizator. Proba este considerată digestată atunci când nu mai rămân în vasul

de reacție particule solide vizibile, iar în urma diluției proba rămâne clară.

Probele anorganice care includ metalele, sedimentele și cele mai multe soluri, sunt ușor de digestat în acizi fără a genera cantități mari de produse secundare gazoase. Pe de altă parte probele care conțin un procent mai ridicat de materie organică produc în urma reacțiilor, cantități mari de produți secundari gazoși.

După etapa de pregătire a probei și aducerea acesteia în fază lichidă prin tehnica digestiei, se trece la analiza propriu-zisă, cu aparate specifice de analiză pentru determinarea conținutului de metale grele.

Determinarea conținutului de metale grele din probele de sedimente și plante

Determinarea conținutului de metale grele prin tehnica de absorbție atomică

Tehnica de bază pentru determinarea metalelor grele o reprezintă spectroscopia atomică. Aceasta include toate metodele analitice care folosesc emisia sau absorbția radiațiilor electromagnetice de către atomii individuali ai fiecărui analit. Două din cele mai cunoscute metode sunt: spectrometria de absorbție atomică (AAS) și spectrometria de fluorescență atomică (AFS) [29].

Pentru analiza conținutului de metale grele din probele de sol, sedimente și plante, o largă utilizare o are spectrometrul de absorbție atomică , care poate determina metale grele ( As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, și Zn) până la nivel de urme.

Instrumentele de bază (fig. 2.10), pentru un spectrometru de absorbție atomică sunt:

sursa de atomizare – cuptorul de grafit sau flacăra cu rol în producerea

atomilor liberi din probă;

monocromator – pentru izolarea lungimii de undă specifică fiecărui

elemen în parte;

detector – măsoară cantitatea de lumină absorbită de atomi;

sursa primară de radiație – poate fi o lampă cu catod cavitar [26].

Fig. 2.10. Schema de funcționare a unui spectrometru de absorbție

Atomică [29].

Determinarea conținutului de metale grele prin tehnica de fluorescență atomică

O tehnică din ce în ce mai des folosită în determinarea mercurului este spectrometria de fluorescență atomică, limita de detecție este mult mai mică în acest caz, de 0,0002 μg/L față de 0,2 μg/L cum este în cazul absorbției atomice [35].

În figura 2.11. este prezentat un sistem de detectare al mercurului pentru probe de sedimente și vegetație, folosind ca tehnică de lucru fluorescența atomică [35].

Fig. 2.11. Spectrometru de fluorescență atomică [35].

Domeniul de măsurare se extinde peste intervalele ppt (ng/L)-ppb (μg/L). Ca sursă de lumină excitatoare prezintă o lampă de mercur de joasă presiune care produce radiații ultraviolete, și emite îndeosebi pe lungimea de undă de 253,7 nm [35].

Determinarea conținutului de metale grele prin tehnica de spectrometrie de masă cu plasmă cuplată inductiv (ICP-MS)

Este una din cele mai avansate metode de determinare a metalelor. Se pot determina 62 de elemente din sistemul periodic al elementelor cum ar fi: Ag, Al, As, Au, B, Ba, Be, Bi, Ca, Cd, Ce, Co, Cr, Cs, Cu, Dy, Er, Eu, Ga, Gd, Ge, Hf, Ho, In, Ir, K, La, Li, Lu, Mg, Mn, Mo, Na, Nd, Ni, P, Pb, Pd, Pr, Pt, Rb, Re, Rh, Ru, Sb, Sc, Se, Sm, Sn, Sr, Tb, Te, Th, Tl, Tm, U, V, W, Y, Yb, Zn, Zr [30].

Metoda se bazează pe o torță pe bază de plasmă de argon care se formează la o temperatură de 6000 șK, și permite practic excitarea oricărui element. O condiție de bază este dezagregarea inițială a probei prin aducerea acesteia în stare de soluție, și pulverizarea acesteia printr-un nebulizator direct în argonul care va intra în zona caldă a plasmei. În figura 2.12. este prezentată schema de funcționare a spectrometrului de masă cu plasmă cuplată inductiv [30].

Fig. 2.12. Etapele de analiză a unei probe prin tehnica ICP-MS [30].

Spectrometrul de masă cu plasmă cuplată inductiv (fig. 2.13) poate măsura urme de elemente de până la părți pe trilion (ppt) sau poate măsura mai mult de 70 de elemente pentru a determina compoziția unei probe necunoscute [30].

Fig. 2.13.. Spectrometru de masă cu plasmă cuplată inductiv [30].

Analiza metalelor grele prin tehnica de lucru ICP-MS, este o metodă de înaltă precizie, folosită în foarte multe domenii de utilizare, analizele pot fi cantitative și semicantitative, limitele de detecție fiind mai mici decât alte tehnici însă un dezavantaj ar fi costurile de analiză mai mari decât alte tehnici binecunoscute [30].

Metode de cântărire al probelor utilizate în analiza metalelor grele

Cântărirea este procedura cea mai comună și mai fundamentală în analiza substanțelor chimice din laborator.

Balanțele sunt instrumente de măsurare a masei și sunt de mai multe tipuri [34]:

balanțe tehnice (cu precizie de ordinul gramelor, folosite pentru cântăriri de substanțe a căror masă nu depășește 1 kg);

balanțe farmaceutice (cu precizie de la 1 la 10 mg, folosite pentru

cântăriri de substanțe a căror masă depășește 100 g);

balanțe analitice (cu precizie de 0,1 mg, folosite pentru cântăriri de substanțe a căror masă este sub 100 g), balanțe electronice (permit înregistrarea variațiilor de masă în timp).

Cântărirea probelor uscate trebuie efectuată în flacoane de sticlă cu dop, pentru a preveni absorbția de umiditate din atmosferă. Inițial se cântărește flaconul cu dop și se face tarra, apoi se cântărește proba. Cântărirea probelor de sedimente sau plante se poate face cu balanța analitică sau cu balanța tehnică. Balanțele (fig. 2.14.) sunt electronice și de mare precizie și au funcții de calibrare și ajustare complet automate funcție de timp și de temperatură [34].

Fig. 2.14. Balanța analitică și balanța tehnică de laborator [34].

Sistemul GPS Magelan Triton 200

Sistemul GPS (Global Positioning System, fig. 2.15.) este utilizat pentru poziționarea geografică a punctelor de prelevare din teren prin intermediul sateliților [28].

Fig. 2..15. Sistemul GPS Magelan Triton 200 [28].

Sistemul Magelan este un dispozitiv GPS portabil, creat pentru utilizarea în natură. Prezintă următoarele caracteristici [28]:

stochează puncte de interes care pot include și imagini;

înregistrează drumul de la început până la sfârșitul călătoriei și îl salvează ca o rută care va putea fi refolosită oricând se va dori;

setează o rută rapidă și foarte ușoară de la poziția curentă la un punct de interes sau orice alt punct de pe hartă;

încarcă hărțile detaliate Magellan însoțite de informațiile topografice cu cât mai multe detalii posibile;

creează o rută începând din poziția actuală către alte puncte de interes diferite sau către alte locuri de pe hartă.

Stabilirea metodicii de cercetare a poluării remanente a solului cu metale grele.

Stabilirea condițiilor de lucru

Eficiența activității de cercetare experimentală depinde de mai mulți factori, respectiv:

modul cum au fost identificate zonele poluate cu metale grele, respectiv sursele de poluare;

alegerea celor mai potrivite mijloace de investigație și a tehnicilor de măsurare corespunzătoare;

organizarea corespunzătoare a experiențelor;

modul de prelucrare și de interpretare a datelor; conceperea unui model matematic, care să prezinte legăturile (corelațiile) dintre sursele de poluare și poluarea remanentă a solurilor cu metale grele.

Stabilirea mărimilor variabile referitoare la tipul de sol supus analizei

Studierea procesului de poluare remanentă a solurilor cu metale grele este foarte complicat datorită faptului că solul are proprietăți variabile în timp și spațiu.

Pentru determinarea gradului de poluare remanentă a solurilor de către ape s-au conceput o serie de determinări care au ca scop următoarele:

determinarea concentrației de metale grele din sol (respectiv în malurile emisarilor);

determinarea concentrației de metale grele din plante de pe malurile emisarilor (având în vedere arealul de creștere a speciei de plantă).

Pentru grupa experimentală s-a ținut cont de anumite caracteristici specifice, și anume, specia de plantă.

Conform celor prezentate anterior, în continuare sunt prezentați parametrii care vor fi luați în considerare în cadrul determinărilor experimentale pentru fiecare grupă de studiu:

probele de sol au fost prelevate pe trei nivele (factorul B), conform figurii 2.16.:

nivel minim: 0 cm la interfață apă-sol ;

nivel mediu: 50 cm pe mal față de interfața apă-sol;

nivel maxim: 100 cm pe mal față de interfața apă-sol.

Fig. 2.16. Punct de prelevare sedimente [29].

Fig. 2.17. Cota minimă a secțiunii (0 cm la interfață apă-sol) [29]

Fig. 2.18. Cota medie a secțiunii (50 cm la interfață apă-sol) [29]

Fig. 2.19. Cota maximă a secțiunii (100 cm la interfață apă-sol) [29]

determinările experimentale au fost realizate pentru două specii de plante (identificate pentru fiecare punct de analiză), și anume ( factorul P):

specia de plantă Phragmites Australis (stuf);

specia de plantă Typha Latifolia (papură).

Phragmites Australis, este o plantă erbacee perenă din familia gramineelor (Poaceae), tulpină rigidă de 1-4 m, frunze lanceolate verzi albăstrui și flori dispuse în panicule terminale și este o bună acumulatoare de hidrocarburi și metale grele [29].

Fig. 2.20. Phragmites Australis [29].

Typha Latifolia este o specie de plantă acumulatoare de metale grele, analiza ei ducând la rezultate reprezentative .

Fig. 2.21. Typha Latifolia [35].

În urma analizei mărimilor variabile s-au conceput următoarea formă de graduare:

unde:

– concentrația de metale grele din plantă;

– nivelele punctelor de prelevare (minim – 0 cm la interfață apă – sol, medium – 50 cm de la interfață apă – sol, maxim – 100 cm de la interfață apă – sol);

– speciile de plantă (Phragmites Australis- stuf, Typha Latifolia – Papură).

Capitolul III

Rezultate experimentale

Cercetările teoretice prezentate în capitolele anterioare demonstrează că din multitudinea de factori care influențează procesul de poluare a solului cu metale grele, o pondere însemnată o are remanența metalelor grele în sol și plante.

În consecință se impune determinarea impactului ecologic al poluării remanente cu metale grele a solului din malurile emisarilor din bazinul hidrografic Siret.

Obiectivele urmărite constau în:

identificarea zonelor poluate cu metale grele, respectiv a surselor de

poluare;

determinarea concentrației de metale grele din sol;

determinarea concentrației de metale grele din plante;

identificarea capacității de absorbție a metalelor grele în plante.

Rezultatele experimentale obținute vor fi utilizate pentru dezvoltarea unor modele matematice care să demonstreze legăturile (corelațiile) dintre sursele de poluare și poluarea remanentă a solurilor cu metale grele.

Determinarea concentrației de metale grele în sol și plante

În vederea realizării experientelor s-au ales locații de-a lungul râurilor Bistrița și Siret, din bazinul hidrografic Siret, respectiv în aval și amonte de orașele Piatra Neamț, Roman și Bacău și s-au făcut experimente pentru opt metale grele, și anume: As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb și Zn.

La secțiunile luate în calcul stratul de sediment a fost în cantitate mare și de granulație mai mică de 63 µm, constând în argilă și mâl. Odată cu prelevarea sedimentelor s-a realizat și prelevarea vegetației (stuf și papură) din malurile emisarilor luate în studiu.

Prelevarea probelor de sol și plante s-a realizat pe trei nivele, și anume:

nivel minim: 0 cm la interfața apă-sol;

nivel mediu: 50 cm pe mal față de interfața apă-sol;

nivel maxim: 100 cm pe mal față de interfața apă-sol.

În tabelul 3.1. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru proba martor a speciei de plantă Phragmites Australis (stuf) și proba martor a speciei de plantă Typha Latifolia (papură) dintr-un sol nepoluat, respectiv pentru opt metale grele.

Tabelul 3.1. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru proba martor a speciei de plantă Phragmites Australis și proba martor a speciei de plantă Typa Latifolia dintr-un sol nepoluat.

ND – nedetectabil ≈ 0,0001 mg/kg ≈ 0

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale grele în sol și plante în amonte și aval de orașul Piatra Neamț

Secțiunile luate în calcul pentru programul de prelevare a probelor de sol și plante sunt prezentate în fig. 1.1. Sedimentele au fost prelevate din șase locații de-a lungul râurilor Bistrița și Cracău, din bazinul hidrografic Siret.

În tabelele 1.2. și 1.3. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din sol, respectiv pentru zonele de prelevare Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de zona industrială a orașului Piatra Neamț.

În tabelele 1.4 și 1.5 sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din speciile de plantă Phragmites Australis și Typha Latifolia, respectiv pentru zonele de prelevare Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț [31].

Fig. 3.1. Secțiunile luate în calcul pentru programul de prelevare a probelor de sol și plante [31]

Tabel 3.2. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Pângăreți, în amonte de orașul Piatra Neamț[33].

Tabel 3.3. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare amonte de zona industrială Piatra Neamț – aval Lac Bâtca Doamnei[33].

Tabel 3.4. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă PHRAGMITES Australis, Respectiv pentru zona de prelevare Pângăreți, în amonte de orașul Piatra Neamț[33].

Tabel 3.5. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare amonte de zona industrială Piatra Neamț – aval Lac Bâtca Doamnei[33]

Tabel 3.6. Valorile determinate experminetale pentru cele opt metale grele din specia de plantă Typha Latifolia, respectiv pentru zona de prelevare amonte de zona industrială Piatra Neamț – aval Lac Bâtca Doamnei[33]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de arsen în sol și plante

În fig. 3.2. este reprezentat grafic concentrația de arsen în sol pentru două puncte de prelevare: Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț.

Limita maximă admisibilă pentru arsen în sol nu este depășită în niciunul din cele două puncte de prelevare valorile înregistrate fiind cuprinse între 12,48 mg/kg s.u. și 17,28 mg/kg s.u.

Fig. 3.2. Concentrația de arsen în sol pentru 2 puncte de prelevare în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

S-a înregistrat o capacitate mai scăzută de absorbție a arsenului din sol pentru toate cele trei nivele interfață apă-sol, pentru secțiunile de prelevare Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei în amonte de orașul Piatra Neamț, în specia de plantă Phragmites Australis.

Capacitatea de absorbție a arsenului din sol pentru nivelul maxim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Pângărați), în specia de plantă Phragmites Australis a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 91,51 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul mediu interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Pângărați), valoarea determinată fiind cu 92,70 % mai mică decât în sol.

Capacitatea de absorbție a arsenului din sol pentru nivelul maxim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), în specia de plantă Phragmites Australis a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 88,36 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul mediu interfața apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), valoarea determinată fiind cu 90,58 % mai mică decât în sol [30].

Fig. 3.3. Concentrația de arsen în specia de plantă Phragmites Australis pentru două puncte de prelevare în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Capacitatea foarte scăzută de absorție a arsenului din sol în specia de plantă Phragmites Australis pentru secțiunile de prelevare Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț, se datorează faptului că valorile concentrației de arsen în sol determinate sunt sub limita maximă admisibilă.

Capacitatea de absorbție a arsenului din sol pentru nivelul minim interfață apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), în specia de plantă Typha Latifolia a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 69,20 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Typha Latifolia a fost pentru nivelul maxim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), valoarea determinată fiind cu 73,04 % mai mică decât în sol [30].

Fig. 3.4. Concentrația de arsen în specia Typa Latifolia pentru punctul de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

În tabelele 3.7. și 3.8. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din sol, respectiv pentru zonele de prelevare Dumbrava Roșie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Cracău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț.

Tabel 3.7. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Dumbrava Roșie, în aval de orașul Piatra Neamț [31]

Tabel 3.8. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Roznov, în aval de orașul Piatra Neamț [31]

Tabel 3.9. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râul Cracău, în aval de orașul Piatra Neamț [31]

Tabel 3.10. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Pod Frunzeni, în aval de orașul Piatra Neamț [31]

În fig. 3.5. este reprezentat grafic concentrația de arsen în sol pentru patru puncte de prelevare: Dumbrava Roție, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Cracău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț.

Fig. 3.5. Concentrația de arsen în sol pentru punctul de prelevare Dumbrava Roși si Roznov [30]

Limita maximă admisibilă pentru arsen în sol nu este depățită în niciunul din cele patru puncte de prelevare, valorile înregistrate fiind cuprinse între 9,993 mg/kg s.u. și 21,24 mg/kg s.u.

Capacitatea de absorbție a arsenului din sol pentru nivelul minim interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Dumbrava Roșie), în specia de plantă Typha Latifolia a fost cea mai ridicată, valoarea determinată în plantă fiind cu 60,81 % mai mică decât în sol.

Fig. 3.6. Concentrația de arsen în specia Typa Latifolia respectiv Phragmites Australis [30]

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Typha Latifolia a fost pentru nivelul mediu interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Dumbrava Roșie), valoarea determinată fiind cu 69,13 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul mediu interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Dumbrava Roșie), valoarea determinată fiind cu 87,4 % mai mică decât în sol.

3.1.1.2. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cadmiu în sol și plante

Fig. 3.7. Concentrația de cadmiu în sol în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Limita maximă admisibilă pentru cadmiu în sol (0,8 mg/kg s.u.) nu este depășită în niciunul din cele două puncte de prelevare valorile înregistrate fiind cuprinse între 0,189 mg/kg s.u. și 0,766 mg/kg s.u.

S-a înregistrat o capacitate mai ridicată de absorbție a cadmiului din sol pentru toate cele trei nivele interfața apă-sol, pentru secțiunea de prelevarem Pângărați în amonte de orașul Piatra Neamț, în specia de plantă Phragmites Australis [32].

Fig. 3.8. Concentrația de cadmiu în specia de plantă Phragmites Australis în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

S-a înregistrat o capacitate foarte ridicată de absorbție a cadmiului din sol pentru toate cele trei nivele interfața apă-sol, pentru secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț, în specia de plantă Typha Latifolia, astfel:

– pentru nivelul minim interfața apă-sol cu 796,15 % mai mare decât în sol;

– pentru nivelul mediu interfața apă-sol cu 875,09 % mai mare decât în sol;

– pentru nivelul maxim interfața apă-sol cu 870,89 % mai mare decât în sol [32].

Fig. 3.9. Concentrația de cadmiu în specia de plantă Typa Latifolia în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

În cazul punctului de prelevare Dumbrava Roșie limita maximă admisibilă pentru cadmiu în sol este depățită cu 35,25 %, pentru nivelul 0 cm interfața apă-sol. Pentru nivelul 50 cm interfața apă-sol, limita maximă admisibilă pentru cadmiu în sol este depășită cu 33,37 %, iar pentru nivelul 100 cm interfața apă-sol, limita maximă admisibilă pentru cadmiu în sol este depășită cu 10,37 %.

Concentrația maximă admisibilă pentru cadmiu în sol pentru punctul de prelevare Roznov (platforma Fibrex Săvinești), în aval de orașul Piatra Neamț, este depășită cu 36,75 %, pentru nivelul 50 cm interfața apă-sol, iar pentru nivelul 100 cm interfața apă-sol s-a înregistrat o depășire a limitei maxime admisibile pentru cadmiu în sol de 33,25 %.

Pentru nivelul 0 cm interfața apă-sol limita maximă admisibilă pentru cadmiu în sol este depășită cu 12,75 % [32].

Fig. 3.10. Concentrația de cadmiu în sol pentru patru puncte de prelevare în aval de zona industriala a orașului Piatra Neamț [30]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de nichel în sol și plante

În fig. 3.11. este reprezentat grafic concentrația de nichel în sol pentru două puncte de prelevare: Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț.

Fig. 3.11. Concentrația de nichel în sol pentru două puncte de prelevare în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Capacitatea de absorbție a nichelului din sol pentru nivelul maxim interfața apă-sol , în specia de plantă Phragmites Australis a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 52,11 % mai mică decât în sol.

Capacitatea de absorbție a nichelului din sol pentru nivelul minim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), în specia de plantă Typha Latifolia a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 6,62 % mai mică decât în sol.

Fig. 3.12. Concentrația de nichel în specia de plantă Phragmites Australis respectiv Typa Latifolia în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

În figura 3.13. este reprezentat grafic concentrația de nichel în sol pentru patru puncte de prelevare: Dumbrava Roșie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Cracău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț.

Fig. 3.13. Concentrația de nichel în sol pentru patru puncte de prelevare, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț [30]

Limita maximă admisibilă pentru nichel în sol este depășită în cele patru puncte de prelevare Dumbrava Roșie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Cracău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț.

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de crom în sol și plante

În fig. 3.14. este reprezentat grafic concentrația de crom în sol pentru două puncte de prelevare: Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț.

Fig.3.14. Concentrația de crom în sol pentru două puncte de prelevare [30]

Capacitatea de absorbție a cromului din sol pentru toate cele trei nivele interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Pângărați), în specia de plantă Phragmites Australis a avut aproximativ aceeași valoare, valorile înregistrate fiind cu 95,35% / 96,41 % / 96,42 % mai mici decât în sol [31].

Fig. 3.15. Concentrația de crom în specia de plantă Phragmites Australis respectiv Typa Latifolia în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Pentru punctul de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei valorile înregistrate au avut aproximativ aceeași valoare pentru toate cele trei nivele, capacitatea de absorbție a cromului din sol în specia de plantă Phragmites Australis fiind de:

pentru nivelul minim interfața apă-sol cu 94,86 % mai mică decât în sol;

pentru nivelul mediu interfața apă-sol cu 94,56 % mai mică decât în sol;

pentru nivelul maxim interfața apă-sol cu 94,25 % mai mică decât în sol [32].

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a cromului din sol în specia de plantă Typha Latifolia a fost pentru nivelul minim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), valoarea determinată fiind cu 19,07 % mai mică decât în sol.

Limita maximă admisibilă pentru crom în sol nu este depășită în niciunul din cele patru puncte de prelevare (Dumbrava Roșie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Cracău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț), valorile înregistrate fiind cuprinse între 39,78 mg/kg s.u. și 95,08 mg/kg s.u [32].

Fig. 3.16. Concentrația de crom în sol pentru patru puncte de prelevare în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț [30]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cupru în sol și plante

În fig. 3.17. este reprezentat grafic concentrația de cupru în sol pentru două puncte de prelevare: Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț.

Fig. 3.17. Concentrației de cupru în sol pentru două puncte de prelevare în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Capacitatea de absorbție a cuprului din sol pentru toate cele trei nivele interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Pângărați), în specia de plantă Phragmites Australis a avut aproximativ aceeași valoare, valorile înregistrate fiind cu 50,07 % (nivel minim interfața apă-sol), 49,36 % (nivel mediu interfața apă-sol), respectiv 49,97 % (nivel maxim interfața apă-sol) mai mici decât în sol.

Fig. 3.18. Concentrația de cupru în specia de plantă Phragmites Australis respectiv Typa Latifolia în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a cuprului din sol în specia de plantă Typha Latifolia a fost pentru nivelul minim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), valoarea determinată fiind cu 15,25 % mai mare decât în sol.

Limita maximă admisibilă pentru cupru în sol nu este depășită pentru punctele de prelevare Roznov (platforma Fibrex Săvinești) și Râu Cracău, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț), valorile înregistrate fiind cuprinse între 21,83 mg/kg s.u. și 35,1mg/kgs.u [31].

Fig. 3.19. Concentrația de cupru în sol pentru patru puncte de prelevare în zona industrială a orașului Piatra Neamț [30]

Limita maximă admisibilă pentru cupru în sol este depășită în celelalte puncte de prelevare, respectiv Dumbrava Roșie și Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț astfel:

pentru punctul de prelevare Dumbrava Roșie:

nivel minim interfața apă-sol cu 51,62 % mai mare decât limita maximă admisibilă;

nivel mediu interfața apă-sol cu 42,87 % mai mare decât limita maximă admisibilă;

nivel maxim interfața apă-sol cu 17,95 % mai mare decât limita maximă admisibilă;

pentru punctul de prelevare Pod Frunzeni:

nivelul minim interfața apă-sol nu este depășită limita maximă admisibilă, acesta având o valoare de 33,7 mg/kg s.u.;

nivel mediu interfața apă-sol cu 4,12 % mai mare decât limita maximă admisibilă;

nivel maxim interfața apă-sol cu 9,82 % mai mare decât limita maximă admisibilă.

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de plumb în sol și plante

În fig. 3.20. este reprezentat grafic concentrația de plumb în sol pentru două puncte de prelevare: Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț.

Limita maximă admisibilă pentru plumb în sol (85 mg/kg s.u.) nu este depășită în niciunul din cele două puncte de prelevare valorile înregistrate fiind cuprinse între 21,5 mg/kg s.u. și 43,68 mg/kg s.u [32].

Fig. 3.20. Concentrația de plumb în sol pentru două puncte de prelevare în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

S-a înregistrat o capacitate mai scăzută de absorbție a plumbului din sol pentru toate cele trei nivele interfața apă-sol, pentru secțiunile de prelevare Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei în amonte de orașul Piatra Neamț, în specia de plantă Phragmites Australis.

Capacitatea de absorbție a plumbului din sol pentru nivelul maxim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Pângărați), în specia de plantă Phragmites Australis a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 71,26 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a plumbului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul minim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Pângărați), valoarea determinată fiind cu 73,87 % mai mică decât în sol.

Capacitatea de absorbție a plumbului din sol pentru nivelul mediu interfața apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), în specia de plantă Phragmites Australis a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 85,12 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a plumbului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul maxim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), valoarea determinată fiind cu 86,74 % mai mică decât în sol [33].

Fig. 3.21. Concentrația de plumb în specia de plantă Phragmites Australis în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Capacitatea foarte scăzută de absorție a plumbului din sol în specia de plantă Phragmites Australis pentru secțiunile de prelevare Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț, se datorează faptului că valorile concentrației de plumb în sol determinate sunt sub limita maximă admisibilă.

Fig. 3.22. Concentrația de plumb în specia de plantă Typa Latifolia în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

În fig. 3.23. este reprezentat grafic concentrația de plumb în sol pentru patru puncte de prelevare: Dumbrava Roșie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Cracău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț.

Limita maximă admisibilă pentru plumb în sol nu este depășită în niciunul din cele patru puncte de prelevare valorile înregistrate fiind cuprinse între 23,57 mg/kg s.u. și 62,49 mg/kg s.u.

Fig. 3. 23 Concentrația de plumb în sol pentru patru puncte de prelevare, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț [30]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de zinc în sol și plante

În fig. 3.24. este reprezentat grafic concentrația de zinc în sol pentru două puncte de prelevare: Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț.

Fig. 3.24. Concentrația de zinc în sol pentru două puncte de prelevare în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Capacitatea de absorbție a zincului din sol pentru nivelul mediu interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Pângărați), în specia de plantă Phragmites Australis a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 73,37 % mai mică decât în sol.

Fig. 3.25. Concentrația de zinc în specia de plantă Phragmites Australis respectiv Typa Latifolia pentru două puncte de prelevare în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

S-a înregistrat o capacitate foarte ridicată de absorbție a zincului din sol pentru toate cele trei nivele interfața apă-sol, pentru secțiunea de prelevare Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț, în specia de plantă Typha Latifolia, astfel:

pentru nivelul minim interfața apă-sol cu 180,9% mai mare decât în sol;

pentru nivelul mediu interfața apă-sol cu 192,51% mai mare decât în sol;

pentru nivelul maxim interfața apă-sol cu 188 % mai mare decât în sol []31.

În fig. 3.26. este reprezentat grafic concentrația de zinc în sol pentru patru puncte de prelevare: Dumbrava Roșie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Cracău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț.

Fig. 3.26. Concentrația de zinc în sol pentru patru puncte de prelevare, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț [30]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de mercur în sol și plante

În fig. 3.27. este reprezentat grafic concentrația de zinc în mercur în sol pentru două puncte de prelevare: Pângărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț.

Fig. 3.27. Concentrația de mercur în sol pentru două ăuncte de prelevare, în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

Limita maximă admisibilă pentru mercur în sol (0,3 mg/kg s.u.) este depășită în punctul de prelevare Pângărați, în amonte de orașul Piatra Neamț.

Concentrația de mercur determinată în specia de plantă Phragmites Australis, pentru toate punctele de prelevare a avut o valoare foarte scăzută (valoarea cea mai mare determinată fiind de 0,0001 mg/kg s.u.), fiind considerată nedetectabilă.

Fig. 3.28. Concentrația de mercur în specia de plantă Typa Latifolia în amonte de orașul Piatra Neamț [30]

S-a înregistrat o capacitate ridicată de absorbție a mercurului din sol pentru toate cele trei nivele interfața apă-sol, pentru secțiunea de prelevare Lac Bâtca Doamnei, în amonte de orașul Piatra Neamț, în specia de plantă Typha Latifolia, astfel:

pentru nivelul minim interfața apă-sol cu 61,76 % mai mare decât în sol;

pentru nivelul mediu interfața apă-sol cu 70,9 % mai mare decât în sol;

pentru nivelul maxim interfața apă-sol cu 74,1 % mai mare decât în sol [31].

În fig. 3.29. este reprezentat grafic concentrația de mercur în sol pentru patru puncte de prelevare: Dumbrava Roșie, Roznov, Râu Cracău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț.

Fig. 3.29. Concentrația de mercur în sol pentru patru puncte de prelevare, în aval de zona industrială a orașului Piatra Neamț [30]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale grele în sol și plante în amonte și aval de orașul Roman

Secțiunile luate în calcul pentru programul de prelevare a probelor de sol și plante sunt prezentate în fig. 3.30. Sedimentele au fost prelevate din patru locații de-a lungul râurilor Moldova și Siret, din bazinul hidrografic Siret.

În tabelul 3.11 sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman.

În tabelul 3.12 sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman [32].

Fig. 3.30. Secțiunile luate în calcul pentru programul de prelevae a problemelor de sol și plante de-a lungul râurilor Moldova și Siret, din bazinul hidrografic Siret [32]

Tabelul 3.11. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman [31].

Tabelul 3.12 Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman [32]

3.1.2.1. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale grele în sol și plante în amonte de orașul Roman

În fig. 3.31. este reprezentat grafic concentrația de metale grele în sol pentru zona de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman.

Limita maximă admisibilă pentru arsen, crom, cupru, plumb, zinc și mercur în sol nu este depășită în punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman.

Limita maximă admisibilă pentru cadmiu și nichel în sol este depășită în punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman astfel:

pentru cadmiu doar pentru nivelul mediu interfața apă-sol cu 27,5 %;

pentru nichel doar pentru nivelul mediu interfața apă-sol cu 49,17 %.

Fig. 3.31. Concentrația de metale grele în sol pentru punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman [33]

Capacitatea de absorbție cea mai scăzută a metalelor grele din sol în specia de plantă Phragmites Australis, în punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman , a fost de:

pentru arsen:

cea mai ridicată pentru nivelul mediu interfața apă-sol, respectiv cu 92,2 % mai mică decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul minim interfața apă-sol;

respectiv cu 92,4 % mai mică decât în sol;

pentru crom:

cea mai ridicată pentru nivelul maxim interfața apă-sol, respectiv cu 94,98 % mai mică decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul mediu interfața apă-sol, respectiv cu 97,15 % mai mică decât în sol;

pentru plumb:

cea mai ridicată pentru nivelul mediu interfața apă-sol, respectiv cu 73,97 % mai mică decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul maxim interfața apă-sol, respectiv cu 75,53 % mai mică decât în sol;

pentru zinc:

cea mai ridicată pentru nivelul maxim interfața apă-sol, respectiv cu 76,74 % mai mică decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul minim interfața apă-sol, respectiv cu 79,38 % mai mică decât în sol [31].

Fig. 3.32. Concentrația de metale grele în specia de plantă Phragmites Australis pentru punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman [33]

Capacitatea de absorbție cea mai ridicată a metalelor grele din sol în specia de plantă Phragmites Australis, în punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de orașul Roman, a fost de:

pentru cadmiu:

cea mai ridicată pentru nivelul mediu interfața apă-sol, respectiv cu 196,66 % mai mare decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul maxim interfața apă-sol, respectiv cu 189,41 % mai mare decât în sol;

pentru nichel:

cea mai ridicată pentru nivelul mediu interfața apă-sol, respectiv cu 50,98 % mai mică decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul minim interfața apă-sol, respectiv cu 56,03 % mai mică decât în sol;

pentru cupru:

cea mai ridicată pentru nivelul minim interfața apă-sol, respectiv cu 46,15 % mai mică decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul mediu interfața apă-sol, respectiv cu 49,64 % mai mică decât în sol [31].

3.1.2.2. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale grele în sol și plante în aval de orașul Roman

În tabelele 3.13.,3.14.,3.15. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din sol, respectiv pentru zonele de prelevare Râu Moldova, Râu Siret (aval confluență Moldova/Siret) și Râu Siret-Drăgești în aval de orașul Roman.

Tabelul 3.13. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Moldova, în aval de orașul Roman [33]

Tabelul 3.14. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret (aval confluență Moldova/Siret), în aval de orașul Roman [33]

Tabelul 3.15. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret – Drăgești, în aval de orașul Roman [33]

În fig. 3.33. este reprezentat grafic concentrația metale grele în sol pentru punctul de prelevare Râu Moldova în aval de orașul Roman.

Fig. 3.33. Concentrația de metale grele în sol în aval de orașul Roman [32]

Limita maximă admisibilă pentru arsen, nichel, crom, cupru, plumb, zinc și mercur în sol nu este depășită în punctul de prelevare Râu Moldova, în aval de orașul Roman.

În fig. 1.33. este reprezentat grafic concentrația metale grele în sol pentru punctul de prelevare Râu Siret (aval confluență Moldova/Siret) în aval de orașul Roman.

Limita maximă admisibilă pentru arsen, nichel, crom și mercur în sol nu este depățită în punctul de prelevare Râu Siret (aval confluență Moldova/Siret), în aval de orașul Roman.

Fig. 3.34. Concentrația de metale grele în sol pentru punctul de prelevare, în aval de orașul Roman [32]

Capacitatea de absorbție cea mai ridicată a metalelor grele din sol în specia de plantă Phragmites Australis, în punctul de prelevare Râu Moldova, în aval de orașul Roman, a fost de:

pentru cadmiu:

cea mai ridicată pentru nivelul maxim interfața apă-sol, respectiv cu 200,78 % mai mare decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul minim interfața apă-sol, respectiv cu 196,02 % mai mare decât în sol;

pentru nichel:

cea mai ridicată pentru nivelul maxim interfața apă-sol, respectiv cu 58,51 % mai mică decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul mediu interfața apă-sol, respectiv cu 60,64 % mai mică decât în sol;

pentru cupru:

cea mai ridicată pentru nivelul minim interfața apă-sol, respectiv cu 46,96 % mai mică decât în sol;

cea mai scăzută pentru nivelul mediu interfața apă-sol, respectiv cu 49,14 % mai mică decât în sol [31].

În fig. 3.35. este reprezentat grafic concentrația metale grele în solpentru punctul de prelevare Râu Siret – Drăgești, în aval de orașul Roman.

Fig. 3.35. Concentrația de metale grele în specia de plantă Phragmites Australis, în aval de orașul Roman [33]

CAPITOLUL IV

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale grele în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

Determinarea concentrației de metale grele în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

Secțiunile luate în calcul pentru programul de prelevare a probelor de sol și plante. Sedimentele au fost prelevate din șapte locații de-a lungul râurilor Bistrița și Siret, din bazinul hidrografic Siret.

Fig. 4.1. Secțiunile luate în calcul pentru programul de prelevare a probelor de sol și plante dea lungul râurilor Bistrița și Siret, di bazinul hidrografic Siret [31]

În tabelele 4.1, 4.2. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din sol, respectiv pentru zonele de prelevare Râu Bistrița – Pod Lespezi și Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău.

În tabelele 4.3., 4.4. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din speciile de plantă Phragmites Australis și Typha Latifolia, respectiv pentru zonele de prelevare Râu Bistrița – Pod Lespezi și Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău.

Tabel 4.1. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Bistrța – Pod Lespezi în amonte de orașul Bacău [37]

Tabel 4.2. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Bistrița – Bogdan Vodă, în amonte de orașul Bacău [37]

Tabel 4.3. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare Râu Bistrița – Pod Lespezi, în amonte de orațul Bacău[37]

Tablel 4.4. Valorile determinare experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare Râu Bistrița – Pod Lespezi în amonte de orașul Bacău [37]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de arsen în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

În figura 4.2. este reprezentat grafic concentrația de arsen în sol pentru două puncte de prelevare: Râu Bistrița – Pod Lespezi și Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău.

Limita maximă admisibilă pentru arsen în sol nu este depășită în niciunul din cele două puncte de prelevare valorile înregistrate fiind cuprinse între 11,99 mg/kg s.u. și 16,65 mg/kg s.u.

Fig. 4.2. Concentratia de arsen in specia de planta Phragmites Australis pentru doua puncte de prelevare, Râu Bistrița – Pod Lespezi și Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău [36]

Capacitatea foarte scăzută de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Phragmites Australis pentru secțiunile de prelevare Râu Bistrița – Pod Lespezi și Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău, se datorează faptului că valorile concentrației de arsen în sol determinate sunt sub limita maximă admisibilă.

Capacitatea de absorbție a arsenului din sol pentru nivelul maxim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – Bogdan-Vodă), în specia de plantă Typha Latifolia a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 72,29 % mai mică decât în sol [24].

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Typha Latifolia a fost pentru nivelul minim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – Bogdan-Vodă), valoarea determinată fiind cu 74,18 % mai mică decât în sol.

Fig. 4.3. Concentratia de arsen în specia de plantă Typa Latifolia pentru punctul de prelevare aval Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău [36]

În tabelele 4.5, 4.6. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din sol, respectiv pentru zonele de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Bistrița – aval Bacău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluent Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău.

Tabel 4.5. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevae Râu Bistrița – aval Lac Agrement, în aval de orașul Bacău [37]

Tabel 4.6. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret – Pod Holt, în aval de orașul Bacău [37]

Tabel 4.7. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelavare Râu Siret – vărsare canal UHE, în aval de orașul Bacău [37]

Tabel 4.8. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău [37]

În figura 4.4. este reprezentat grafic concentrația de arsen în sol pentru cinci puncte de prelevare: Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Bistrița – aval Bacău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău [25].

Fig. 4.4. Concentrația de arsen în sol pentru cinci puncte de prelevare, Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Bistrța – aval Bacău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău [36]

Limita maximă admisibilă pentru arsen în sol nu este depășită în niciunul din cele cinci puncte de prelevare valorile înregistrate fiind cuprinse între 7,968 mg/kg s.u. și 19,57 mg/kg s.u.

În tabelele 4.9., 4.10. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele din speciile de plantă Phragmites Australis și Typha Latifolia, respectiv pentru zonele de prelevare din aval de orașul Bacău, și anume: Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Bistrița – aval Bacău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret.

Tabel 4.9. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Typa Latifolia, respectiv pentru zona de prelevare aval de orașul Bacău respectiv, Râu Bistrița – aval Bacău [37]

Tabel 4.10. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare aval de orașul Bacău respectiv, Râu Bistrița – aval Lac Agrement [37]

Tabel 4.11. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare aval de orașul Bacău respectiv, Râu Bistrița – aval Bacău [37]

Tabelul 4.12. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare aval de orașul Bacău respectiv, Râu Siret – vărsare canal UHE [37]

Tabelul 4.13. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia de plantă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare aval de orașul Bacău respectiv, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret [37]

Capacitatea de absorbție a arsenului din sol pentru nivelul maxim interfața apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău), în specia de plantă Typha Latifolia a fost cea mai ridicată, valoarea determinată în plantă fiind cu 74,13 % mai mică decât în sol [29].

Fig. 4.5. Concentrația de arsen în special de plantă Typa Latifolia pentru punctului de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău, în aval de orașul Bacău [36]

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Typha Latifolia a fost pentru nivelul mediu interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău), valoarea determinată fiind cu 75,28 % mai mică decât în sol.

S-a înregistrat o capacitate mai scăzută de absorbție a arsenului din sol pentru toate cele trei nivele interfață apă-sol, pentru secțiunile de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Bistrița – aval Bacău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău, în specia de plantă Phragmites Australis [29].

Fig. 4.6. Concentrația de arsen în specia de plantă Phragmites Australis pentru cinci puncte de prelevare [36]

Capacitatea de absorbție a arsenului din sol pentru nivelul minim interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement), în specia de plantă Phragmites Australis a fost cea mai ridicată față de celelalte nivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 92,08 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul maxim interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement), valoarea determinată fiind cu 94 % mai mică decât în sol.

Capacitatea de absorbție a arsenului din sol în specia de plantă Phragmites Australis pentru secțiunea de prelevare Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret a fost:

– pentru nivelul minim interfață apă-sol cu 92,28 % mai mică decât în sol;

– pentru nivelul mediu interfața apă-sol cu 93,62 % mai mică decât în sol;

– pentru nivelul maxim interfața apă-sol cu 93,48% mai mică decât în sol [30].

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cadmiu în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

În figura 4.7. este reprezentat grafic concentrația de cadmiu în sol pentru două puncte de prelevare: Râu Bistrița – Pod Lespezi și Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău.

Limita maximă admisibilă pentru cadmiu în sol nu este depășită în punctul de prelevare Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău valorile înregistrate fiind cuprinse între 0,031 mg/kg s.u. și 0,249 mg/kg s.u.

Fig. 4.7. Concentrația de cadniu în sol pentru două puncte de prelevare [36]

Concentrația de cadmiu în sol pentru punctul de prelevare Râu Bistrița – Pod Lespezi, în aval de orașul Bacău, este depășită cu 16,75 %, pentru nivelul 0 cm interfață apă-sol, iar pentru nivelul 50 cm interfață apă-sol s-a înregistrat o depășire a limitei maxime admisibile pentru cadmiu în sol de 14,75 %.

S-a înregistrat o capacitate foarte ridicată de absorbție a cadmiului din sol pentru toate cele trei nivele interfață apă-sol, pentru secțiunile de prelevare Râu Bistrița – Pod Lespezi și Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău, în specia de plantă Phragmites Australis.

Fig. 4.8. Concentratia de cadmiu în sol pentru cinci puncte de prelevare [36]

În cazul punctelor de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău, limita maximă admisibilă pentru cadmiu în sol nu este depășită, valorile înregistrate fiind cuprinse între 0,279 mg/kg s.u. și 0,745 mg/kg s.u.

Capacitatea de absorbție a cadmiului din sol pentru nivelele minim/mediu/maxim interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău), în specia de plantă Typha Latifolia a fost foarte ridicată, valoarea determinată în plantă fiind cu 795,02 % / 818,44 % / 814,94 % mai mare decât în sol [29].

Fig. 4.9. Concentrația de cadmiu în specia de plantă Typa Latifolia [37]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de nichel în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

Fig. 4.10. Concentrația de nichel în sol pentru cinci puncte de prelevare [37]

Capacitatea de absorbție a nichelului din sol pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău, în specia de plantă Typha Latifolia a fost:

– cu 8,84 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă- sol;

– cu 10,89 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă- sol;

– cu 13 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol.

Fig. 4.11. Concentrația de nichel în specia de plantă Phragmites Australis pentru 5 puncte de prelevare [37]

Pentru punctul de prelevare Râu Siret – vărsare canal UHE, cea mai ridicată capacitate de absorbție a nichelului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul minim interfață apă-sol, valoarea determinată fiind cu 53,78 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a nichelului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul mediu interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Siret – vărsare canal UHE), valoarea determinată fiind cu 55,92 % mai mică decât în sol [30].

Fig. 4.12. Concentrația de nichel în specia de plantă Typa Latifolia [7]

Capacitatea de absorbție a nichelului din sol pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău, în specia de plantă Typha Latifolia a fost:

– cu 8,84 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă- sol;

– cu 10,89 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă- sol;

– cu 13 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol [30].

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de crom în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

Limita maximă admisibilă pentru crom în sol nu este depășită în niciunul punctele de prelevare (Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Siret – Pod Holt, în aval de orașul Bacău), valorile înregistrate fiind cuprinse între 37,25 mg/kg s.u. și 57,11 mg/kg s.u.

Fig. 4.13. Concentrația de crom în sol pentru cinci puncte de prelevare [36]

Capacitatea de absorbție a cromului din sol pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău, în specia de plantă Typha Latifolia a fost:

– cu 18,1 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfața apă- sol;

– cu 19,44 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfața apă- sol;

– cu 21,11 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă- sol [29].

Fig. 4.14. Concentratia de crom în specia de plantă Typa Latifolia [37]

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a cromului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul maxim interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement), valoarea determinată fiind cu 96,38 % mai mică decât în sol.

Fig. 4.15. Concentrația de crom în specia de plantă Phragmites Australis pentru 5 puncte de prelevare [36]

Capacitatea de absorbție a cromului din sol pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău în specia de plantă Phragmites Australis a avut valoarea cea mai ridicată pentru nivelul minim interfață apă-sol, valoarea determinată fiind cu 96,39 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a cromului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul maxim interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău), valoarea determinată fiind cu 97,04 % mai mică decât în sol.

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cupru în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

Limita maximă admisibilă pentru cupru în sol nu este depățită pentru punctele de prelevare Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău, valorile înregistrate fiind cuprinse între 24,52 mg/kg s.u. și 38,52 mg/kg s.u..

Fig. 4.16. Concentrația de cupru în sol pentru cinci puncte de prelevare [37]

Capacitatea de absorbție a cuprului din sol pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău, în specia de plantă Typha Latifolia a fost:

– cu 17,05 % mai mare decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă- sol;

– cu 13,73 % mai mare decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă- sol;

– cu 17,79 % mai mare decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă- sol.

Fig. 4.17. Concentrația de cupru în specia de plantă Typa Latifolia [36]

Capacitatea de absorbție a cuprului din sol pentru nivelul mediu interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement), înmspecia de plantă Phragmites Australis a fost cea mai ridicată față de celelaltemnivele, valoarea determinată în plantă fiind cu 45,57 % mai mică decât în sol.

Cea mai scăzută capacitate de absorbție a cuprului din sol în specia de plantă Phragmites Australis a fost pentru nivelul minim interfață apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement), valoarea determinată fiind cu 50,5 % mai mică decât în sol.

Fig. 4.18. Concentrația de cupru în specia de plantă Phragmites Australis pentru cinci puncte de prelevare [36]

Capacitatea de absorbție a cuprului din sol pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău în specia de plantă Phragmites Australis a avut valoarea cea mai ridicată pentru nivelul minim interfață apă-sol, valoarea determinată fiind cu 47,44 % mai mică decât în sol.

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de plumb în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

S-a înregistrat o capacitate foarte ridicată de absorbție a plumbului din sol pentru toate cele trei nivele interfață apă-sol, pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău, în specia de plantă Typha Latifolia, astfel:

– pentru nivelul minim interfața apă-sol cu 91,83 % mai mare decât în sol;

– pentru nivelul mediu interfața apă-sol cu 92,31 % mai mare decât în sol;

– pentru nivelul maxim interfață apă-sol cu 91,74 % mai mare decât în sol.

Fig. 4.19. Concentrația de plumb în specia de plantă Typa Latifolia [36]

Limita maximă admisibilă pentru plumb în sol nu este depășită în punctele de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău valorile înregistrate fiind cuprinse între 15,28 mg/kg s.u. și 38,1 mg/kg s.u.

Capacitatea de absorbție a plumbului din sol în specia de plantă Phragmites Australis, pentru cele cinci puncte de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Bistrița – aval Bacău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău a fost:

– pentru punctul de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement:

• cu 75,95 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 72,05 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 72,82 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol;

– pentru punctul de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău:

• cu 74,96 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 72,69 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 80,35 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol;

– pentru punctul de prelevare Râu Siret – Pod Holt:

• cu 73,48 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 75,62 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 81,09 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol;

– pentru punctul de prelevare Râu Siret – vărsare canal UHE:

• cu 79,34 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 78,79 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 73,72 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol;

– pentru punctul de prelevare Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret:

• cu 74,53 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 73,98 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 74,55 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol [31].

Fig. 4.20. Concentrația de plumb în specia de plantă Phragmites Australis pentru cinci puncte de prelevare [36]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de zinc în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

S-a înregistrat o capacitate foarte ridicată de absorbție a zincului din sol pentru toate cele trei nivele interfață apă-sol, pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – Bogdan-Vodă în amonte de orașul Bacău, în specia de plantă Typha Latifolia , astfel:

– pentru nivelul minim interfață apă-sol cu 187,05% mai mare decât în sol;

– pentru nivelul mediu interfață apă-sol cu 184,78% mai mare decât în sol;

– pentru nivelul maxim interfață apă-sol cu 180,27 % mai mare decât în sol.

Fig. 4.21. Concentrația de zinc în specia de plantă Typa Latifolia [36]

Limita maximă admisibilă pentru zinc în sol nu este depășită în punctele de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău valorile înregistrate fiind cuprinse între 25,32 mg/kg s.u. și 120,5 mg/kg s.u.

Fig. 4.22. Concentrația de zinc în sol pentru cinci puncte de prelevare [36]

Capacitatea de absorbție a zincului din sol pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău, în specia de plantă Typha Latifolia a fost foarte ridicată, și anume:

– cu 184,32 % mai mare decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

– cu 179,84 % mai mare decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă- sol;

– cu 182,01 % mai mare decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol [30].

Fig. 4.23. Concentrația de zinc în specia de plantă Typa Latifolia [36]

Capacitatea de absorbție a zincului din sol în specia de plantă Phragmites Australis (fig. 140), pentru cele cinci puncte de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Bistrița – aval Bacău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău a fost:

– pentru punctul de prelevare Râu Bistrița – aval Lac Agrement:

• cu 76,69 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 80,015 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 78,24 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol;

– pentru punctul de prelevare Râu Bistrița – aval Bacău:

• cu 77,13 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 76,49 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 76,73 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol;

– pentru punctul de prelevare Râu Siret – Pod Holt:

• cu 79,04 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 76,25 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 75,52 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol;

– pentru punctul de prelevare Râu Siret – vărsare canal UHE:

• cu 75,39 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 76,3 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 74,32 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol;

– pentru punctul de prelevare Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret:

• cu 74,65 % mai mică decât în sol, pentru nivelul minim interfață apă-sol;

• cu 79,07 % mai mică decât în sol, pentru nivelul mediu interfață apă-sol;

• cu 76,34 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfață apă-sol [29].

Fig. 4.24. Concentrația de zinc în specia de plantă Phragmites Australis pentru cinci puncte de prelevare [36]

Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de mercur în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău

S-a înregistrat o capacitate ridicată de absorbție a mercurului din sol pentru toate cele trei nivele interfață apă-sol, pentru secțiunea de prelevare Râu Bistrița – Bogdan-Vodă, în amonte de orașul Bacău, în specia de plantă Typha Latifolia, astfel:

– pentru nivelul minim interfață apă-sol cu 61,46 % mai mare decât în sol;

– pentru nivelul mediu interfață apă-sol cu 68,1 % mai mare decât în sol;

– pentru nivelul maxim interfață apă-sol cu 64,65 % mai mare decât în sol [29].

Fig. 4.25. Concentrația de mercur în specia Typa Latifolia [36]

Limita maximă admisibilă pentru mercur în sol nu este depățită în cele cinci puncte de prelevare, respectiv Râu Bistrița – aval Lac Agrement, Râu Bistrița – aval Bacău (nivel minim și mediu), Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret:

– vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluență Bistrița/Siret, în aval de orașul Bacău.

Fig. 4.26. Concentrația de mercur în sol pentru cinci puncte de prelevare [36]

CONCLUZII CAPITOLUL I

În urma studierii materialelor documentare privind procesul de poluare a solului s-au desprins următoarele concluzii:

Solul ca ecosistem îndeplinește o serie de funcții:

• funcția ecologică;

• funcția economică;

• funcția energetică;

• funcția tehnico-industrială;

– Solurile au proprietăți variabile în timp și spațiu;

2. Solul fiind un sistem mult mai complex decât aerul și apa, poluarea îi afectează proprietățile, deci și fertilitatea. În plus, poluanții pot trece din sol în plante, apă sau aer, iar depoluarea este un proces dificil, uneori chiar nerealizabil.

3. Metalele se pot găsi în sol sub diferite forme asociate cu constituenți minerali și organici ai fazei solide.

4.Metalele grele în concentrație de peste 0,1 % în sol devin toxice pentru plante, ducând la schimbarea structurii comunității de plante într-un habitat poluat.

5. Există specii de plante care se pot adapta la concentrații mai ridicate de metale (metalofite), existând un prag critic pentru fiecare plantă.

6. La nivelul solului metalele sunt distribuite, potrivit st􀄃rii chimice încare se află, prin intermediul fluxurilor de suprafață, a fluxurilor hidrologice de infiltrație către stratul acvifer și a fluxurilor către organismele care preiau pe cale trofică substanțe din sol.

7. Prezența în sol și sedimente a substanțelor cu remanență mare duce la instalarea fenomenului de poluare remanentă, poluare care poate fi poluare remanentă fizică sau poluare remanentă chimică.

CONCUZII CAPITOLUL II

1. Metalele se pot găsi în sol sub diferite forme asociate cu constituenți minerali și organici ai fazei solide.

2. Metalele grele în concentrație de peste 0,1 % în sol devin toxice pentru plante, ducând la schimbarea structurii comunității de plante într-un habitat poluat .

3. Există specii de plante care se pot adapta la concentrații mai ridicate de metale (metalofite), existând un prag critic pentru fiecare plantă.

4. Metalele grele reprezintă o categorie importantă de poluanți toxici stabili. Spre deosebire de poluanții organici, metalele nu sunt biodegradabile, au caracter puțin mobil în general, și din aceste cauze persistă în compartimentele de stocare (sol, sedimente) pentru o perioadă lungă de timp.

5. La nivelul solului metalele sunt distribuite, potrivit stării chimice în care se află, prin intermediul fluxurilor de suprafață, a fluxurilor hidrologice de infiltrație către stratul acvifer și a fluxurilor către organismele care preiau pe cale trofică substanțe din sol.

6. Prezența în sol și sedimente a substanțelor cu remanență mare duce la instalarea fenomenului de poluare remanentă, poluare care poate fi poluare remanentă fizică sau poluare remanentă chimică.

7. Transportul metalelor grele în sol are loc sub formă lichidă sau în suspensie fie prin intermediul rădăcinilor plantelor fie în asociație cu microorganismele prezente în sol.

8. Solurile grosiere, cele nisipoase și cele acide au capacitate redusă de

a reține metalele grele, astfel că acestea sunt absorbite cu ușurință de către

plante.

9. Pentru studiul impactului ecologic al poluării remanente cu metale grele a solului s-a determinat concentrația de metale grele din sol și plante, stabilindu-se relațiile matematice și factorii care influențează acest proces.

10. În funcție de zonele în care sunt localizate principalele surse de poluare, s-au definit și particularizat următoarele:

punctele de prelevare;

aria luată în lucru ca obiectiv de analiză;

concentrația de metale grele din sol;

concentrația de metale grele din specia de plantă Typha Latifolia;

concentrația de metale grele din specia de plană Phragmites Australis;

capacitatea de absorție a metalelor grele din sol în specia de plantă Typha Latifolia;

capacitatea de absorție a metalelor grele din sol în specia de plantă Phragmites Australis;

11. Analiza teoretică și experimentală realizată oferă posibilitatea determinării:

capacitatea de absorție a metalelor grele din sol în specia de plantă Typha Latifolia;

capacitatea de absorție a metalelor grele din sol în specia de plantă Phragmites Australis;

ecuației capacității de absorție a metalelor grele din sol în specia de plantă Typha Latifolia;

ecuației capacității de absorție a metalelor grele din sol în specia de plantă Phragmites Australis.

12. Pentru studierea impactului ecologic al poluării remanente cu metale grele a solului s-au identificat:

punctele de prelevare:

sedimentele au fost prelevate din 17 locații;

aria luată în lucru ca obiectiv de analiză:

bazinul hidrografic Siret respectiv, râurile Bistrița și Siret;

13. Particularitățile fiecărei metode de experimentare abordate fac să existe diferențe considerabile obținute în calculul concentrației de metale grele din sol și speciile de plantă Typha Latifolia, Phragmites Australis, diferențe care se datorează influenței diferiților factori:

tipul de sol analizat: argilă și mâl;

stratul de sediment a fost în cantitate mare și de granulație mai mică de 63 µm;

specia de plantă identificată (Typha Latifolia, Phragmites Australis) în arealul analizat;

nivelele la care sau prelevat probele de sol:

nivel minim: 0 cm la interfața apă-sol;

nivel mediu: 50 cm pe mal față de interfața apă-sol;

nivel maxim: 100 cm pe mal față de interfața apă-sol;

sursele de poluare din arealul analizat.

14. În conformitate cu programul de experimentare și cu metoda de lucru stabilite, s-a urmărit, impactul ecologic al poluării remanente cu metale grele a solului.

CONCLUZII CAPITOLUL III

Studiile au fost realizate în trei zone cu risc de poluare a cursurilor de ap􀄃 cu metale grele, care pot afecta atât calitatea apelor curgătoare cât și a solurile din malurile aferente acestora. Cele trei zone studiate au fost:

Râu Siret – amonte și aval confluență cu râul Moldova, aval aglomerare urbană Roman;

Râu Bistrița – amonte și aval aglomerare urbană Piatra Neamț.

Particularitățile fiecărei metode de experimentare abordate fac să existe diferențe considerabile obținute în calculul concentrației de metale grele din sol și speciile de plantă Typha Latifolia, Phragmites Australis, diferențe care se datorează influenței diferiților factori:

tipul de sol analizat: argilă și mâl;

stratul de sediment a fost în cantitate mare și de granulație mai mică de 63 µm;

specia de plantă identificată (Typha Latifolia, Phragmites Australis) în arealul analizat;

nivelele la care sau prelevat probele de sol:

nivel minim: 0 cm la interfața apă-sol;

nivel mediu: 50 cm pe mal față de interfața apă-sol;

nivel maxim: 100 cm pe mal față de interfața ap-sol;

sursele de poluare din arealul analizat.

În conformitate cu programul de experimentare și cu metoda de lucru stabilite, s-a urmărit, impactul ecologic al poluării remanente cu metale grele a solului.

Cele două zone au fost studiate în secțiuni caracteristice care să permită evaluarea impactului ecologic produs de poluările remanente cu metale grele a solului din malurile celor două cursuri de apă, atât de către apele uzate de pe platformele industriale cât și a celor menajere provenite din aglomerările Roman, Piatra Neamț.

Râul Siret, în secțiunea amonte de confluența cu râul Moldova are o încărcare redusă cu metale grele având în vedere faptul că în amonte nu sunt surse de poluare semnificative. Apele râului Siret în secțiunea aval confluență cu râul Moldova înregistrează ușoare încărcări la indicatorii cadmiu, nichel, cupru, plumb și zinc, cu impact asupra malurilor aferente, încărcări care se datorează metalelor grele deversate istoric de la platforma industrială a municipiului Roman.

CONCLUZII CAPITOLUL IV

Pentru zona de aglomerare Bacău, au fost analizate secțiunile de pe râul Bistrița: Pod Lespezi și Bogdan Vodă, situate în amonte de aglomerarea urbană Bacău. De asemenea pentru întocmirea bilanțului pe râul Siret s-au analizat solul malului în secțiunea Pod Holt, confluența canal UHE și aval confluența râu Bistrița cu râul Siret. Din studiile efectuate rezultă că în amonte de municipiul Bacău există o prezență nesemnificativă a metalelor, precum și în secțiunea aval Lac Agrement și încărcări semnificative pe râul Bistrița în secțiunea aval Bacău.

Ca o concluzie generală s-a constatat că metalele grele evacuate de către diverse surse de poluare produc impact ecologic atât asupra solurilor din malurile aferente emisarilor cât și asupra vegetației existente în aceste zone.

Atât specia de plantă Phragmites Australis cât și specia de plantă Typa Latifolia s-au dovedit a fi foarte bune acumulatoare de metale grele în rădăcina plantei, fapt ce poate duce la utilizarea acestor specii de plante în procesul de fitoremediere a solurilor poluate cu metale grele, mai exact spus în procesul de fito-extracție/fito-stabilizare a metalelelor grele din sol.

Comparând capacitatea de absorbție a metalelor grele din sol în cele două specii de plantă (Phragmites Australis și Typa Latifolia ) se poate afirma că specia de plantă Typa Latifolia este cea mai recomandată a fi utilizată în procesul de fitoremediere (fito-extracție/fito-stabilizare) a solurilor poluate cu metale grele (cadmiu, cupru, plumb, zinc și mercur).

BIBLIOGRAFIE

[1]. Abderrahim Gheris, (2009), Mechanism of Transfer of a Pollutant inthe Unsaturated Zone of an Industrial Site, European Journal of ScientificResearch, Vol.32, No.1, pg. 58-65.

[2]. Agarwal S.K., (2009), Heavy metal Pollution, APH PublishingCorporation, p. 3-7.

[3]. Akbar Javadi, Mohammed AL-Najjar, Brian Evans, (2007), Flowand Contaminant Transport Model for Unsaturated Soil, Springer Proceedings in Physics, Volume 113.

[4]. Al-Momani IF, (2009), Assessment of trace metal distribution and contamination in surface soils of Amman, Jordan. Jordan J. Chem., 4(1); 77–87.

[5]. Alonso E. , González-Núñz M., Carbonell G., Fernández C., Tarazona J.V., (2009), Bioaccumulation assessment via an adapted multispecies soil system (MS 3) and its application using cadmium, Ecotoxicology and Environmental Safety 72: 1038–1044.

[6]. Appenroth, K.J., (2010), Definition of “Heavy Metals”and Their Role in Biological Systems, in Sherameti, I., Varma, A., (Eds.) – Soil heavy metals, p. 21.

[7]. Bahattin Gümgüm, Erhan ünlü, Zeki Tez and Zülküf Gülsün, (2003), Heavy metal pollution in water, sediment and fish from the Tigris River in Turkey.

[8]. Baltrenaite E, Butkus, D, (2007), Modelling of Cu, Ni, Zn, Mn and Pb transport from soil to seedling of coniferous and leafy trees, J. Environ. Engineering and Landscape Management, 15: 200-207.

[9]. Belciu Mihai-Cosmin, Valentin Nedeff, Chițimuș Alexandra-Dana, Emilian, Moșneguțu Bârsan Narcis, (2013) The current stage of ex situ technologies for soil depollution by means of physical and thermal procedures, Proceedings of the Union of Scientist, Fifth Conferince, Energy efficiency and agricultural engineering, 17-18 May 2013, Ruse Bulgaria, p. 9-21, ISSN 1311-9974.

[10]. Blaga Gh., Rusu I., Udrescu S., Vasile D., (1996), Pedologie, Editura didactică și Pedagogică, R.A., București.

[11]. Bradl H.B., (2005), Heavy Metals in the Environment: Origin, Interaction and Remediation, Elsevier Academic Press, p. 1-2.

[12]. Canarache Andrei, (1990), Fizica solurilor agricole, Editura Ceres, București.

[13]. Chițimuș Alexandra-Dana, Nedeff Valentin, Lazăr Gabriel, (2011), Studies and researches on the influence of soil apparent density in the process of cleaning and auto-cleaning, Proceedings of the 12th International Conference on Enviromental Science and technology, Volume of Abstracts, Rhodes, Greece, 8-10 september, pg. 42.

[14]. Chițimuș Alexandra–Dana, Nedeff Valentin, Lazăr Gabriel, (2011), Actual stage in the soil remediation, Journal of Engineering Studies and Research, vol. 17, no. 4, p. 24-31, ISSN 2068-7559.

[15]. Chițimuș Alexandra-Dana, (2011), Studii și cercetări cu privire la influența proprietăților fizice și mecanice ale solului în procesul de autoepurare și epurare, Teză de doctorat, Universitatea „Vasile Alecsandri” din Bacău.

[16]. Dragovic S, Mihailovic N, Gajic B, (2008), Heavy metals in soils: distribution, relationship with soil characteristics and radionuclides and multivariate assessment of contamination sources. Chemosphere 74: 491–495.

[17]. Florea N., (2003), Degradarea, protecția și ameliorarea solurilor și terenurilor, București.

[18]. Hülya Karadede, Erhan Ünlü (2000), Concentrations of some heavy metals in water, sediment and fish species from the Atatürk Dam Lake (Euphrates), Turkey.

[19]. Negulescu M., L. Vaicum, C. P􀄃tru, S. Ianculescu, G. Bonciu, O. Pătru (1995), Protecția Mediului înconjurător, Manual General, Ed. Tehnică, București.

[20].Palamaru N.M., (1997), A.R. Iordan, A. Cecal, Chimia, biochimia și metalele vieții, Ed. BIT, Iași, p. 394.

[21]. Radu Cristian, Nedeff Valentin, Chițimuș Alexandra-Dana, (2013), Theoretical studies concerning residual soil pollution by heavy metals, Journal of Engineering Studies and Research, vol. 19, no. 2, p. 89-98.

[22]. Trîmbițașu E., (2002), Fizico chimia mediului. Factorii de mediu și poluanții lor, Ed. Universității din Ploiești.

[23]. Varian Inc., Varian AA 240FS Analysis Manual. 2007.

[24]. *** Anuarul de gospodărirea apelor, Administrația Națională „Apele Române” (2007).

[25]. *** Cele mai importante probleme de gospodărirea apelor, Administrația Națională „Apele Române”, București (2007).

[26]. *** Curs – Introducere în seria ICP-MS Agilent, seria 7500ce, Agilrom Scientific, decembrie 2007.

[27]. *** Curs – Standarde și metodologii pentru prelevarea și pregătirea probelor de suspensii și sedimente în vederea efectuării monitoringului chimic. Iunie 2011.

[28]. *** Ghid de utilizare Magelan Rtiton 2000.

[29]. 10. *** ICPA – Monitoringul stării de calitate a solurilor din România. Editura Polistar S.R.L., (1998).

[30]. 11. *** ICP-MS Workshop, Specifications, Agilent 7500 Series ICPMS – Power, Flexibility, Sensitivity. The Ultimate in Metals Analysis, București – 3 Mai 2006.

[31].*** Planul de management al spațiului hidrografic Siret, Administrația Națională „Apele Române”.

[32]. ***Planurile de Management ale Bazinelor Hidrografice, Administrația Națională „Apele Române”.

[33].*** Raport privind starea mediului în județul Suceava, Administrația Națională „Apele Române”.

[34]. *** Sartorius Seria Master, Balanțe electronice, analitice și de precizie. Instrucțiuni de utilizare.

[35]. *** SR EN 13506, Calitatea apei. Determinarea conținutului de mercur prin spectrometrie de fluorescența atomică, Noiembrie 2002.

[36]. *** SR EN ISO 5667-3, Calitatea apei. Prelevare, partea 3: Ghid pentru conservarea și manipularea probelor de apă.

[37]. *** SR ISO 11885 – Calitatea apei. Determinarea elementelor selectate prin spectroscopie de emisie optică cu plasmă cuplată inductiv (ICPOES).