Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului [625741]

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]. PETRE ANDREEA – FLORENTINA

Iunie 2020

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

2 UNIVERSITATEA POLITEHNICA BUCUREȘTI
FACULTATEA DE INGINERIA SISTEMELOR BIOTEHNICE
PROGRAMUL DE STUDII INGINERIE SI MANAGEMENT IN PROTECTIA MEDIULUI

Aprobat, Vizat,
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

1. Titlul temei:
IMPACTUL ECOLOGIC AL POLUĂRII CU METALE GRELE A SOLULUI

2. Elemente inițiale pentru proiect:
2.1 Balta Comana: informații si importanță;
2.2 Speciile protejate și beneficiile populației;
2.3 Surse și tipuri de poluare;
2.4 Evaluarea impactului poluării cu nitriți și nitrați, surse de proveniență, campanii
de informare și înștiințare a publicului;
2.5 Măsuri și concluzii.

3. Memoriu de calcul :
3.1 Studiu documentar:
3.1.1. Analiza apei;
3.1.2. Media nitraților din apă.;
3.2 Plan de implementare ;
3.3 Evaluarea impactului asupra mediului.

4. Data elaborării temei: 02.10.2018.
5. Termen de predare a proiectului: 15.06.2020
Coordonator științific : Absolvent: [anonimizat].dr.ing. Rusănescu Carmen Otilia

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

3 Cuprins
Introducere ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. 5
Capitolul I METALE GRELE, DATE INTRODUCTIVE ………………………….. ………………. 6
1.1. Scopul temei de cercetare ………………………….. ………………………….. ………………………….. .. 6
1.2. Obiectivele temei de cercetare ………………………….. ………………………….. …………………….. 6
1.3.Funcțiile solului ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………. 6
1.4. Surse și factori de poluare pentru solurile din malurile emisarilor ………………………… 7
1.4.1 Clasificarea tipurilor de poluare a solului ………………………….. ………………………….. ….. 7
1.5.Metalele grele ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………….. 11
1.6.Poluarea remanent ă a solurilor cu metale grele ………………………….. ………………………. 14
Capitolul II STABILIREA PUNCTELOR DE PRELEVARE A PROBELOR ÎN
CADRUL BAZINULUI HIDROGRAFIC SIRET ………………………….. ………………………… 20
2.1.Stabilirea punctelor de prelevare probe în cadrul bazinului hidrografic Siret ………. 20
2.2.Metode de analiză a poluării solului cu metale grele ………………………….. ……………….. 24
2.2.1 Metode de prelevare sedimente și vegeta ție pentru analizametalelor grele ………. 25
2.2.2. Metode de sitare a probelor de sedimente, pentru analiza metalelor grele …. 27
2.2.3 Metode de uscare a probelor de sedimente și plante, pentru analiza metalelor
grele ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. …… 28
2.2.4 Metode de extracție a metalelor grele din probe de sedimentare sau materii solide
………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………….. 30
2.2.5 Determinarea conținutului de metale grele din probele de sedimente și plante … 33
2.2.5.1 Determinarea conținutului de metale grele prin tehnica de a bsorbție atomică
………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………. 33
2.1.5.2. Determinarea conținutului de metale grele prin tehnica de fluorescență
atomică …………………………………………………………………………………………………………….. 34
2.1.5.3. Determinarea conținutului de metale grele prin tehnica de spectrometrie
de masă cu plasmă cuplată inductiv (ICP -MS) ………………………….. ……………………… 34
2.2.6. Metode de cânt ărire al probelor utilizate în analiza metalelor grele ……………….. 34
2.2.7. Sistemul GPS Magelan Triton 200 ………………………….. ………………………….. ……. 35
2.3.Stabilirea metodicii de cercetare a poluării remanente a solului cu metale grele. ….. 37
2.3.1.Stabilirea condițiilor de lucru ………………………….. ………………………….. …………… 37
2.3.2 Stabilirea m ărimilor variabile referitoare la tipul de sol supus analizei ……….. 37
Capitolul III REZULTATE EXPERIMENTALE OBȚINUTE ………………………….. …….. 40
3.1.Determinarea concentrației de metale grele în sol și plante ………………………….. ……… 40
3.1.1. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale grele
în sol și plante în amonte și aval de orașul Piatra Neamț ………………………….. …………… 41
3.1.1.1. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de arsen în sol
și plante ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 42
3.1.1.2. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cadmiu în
sol și plante ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………. 50

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

4 3.1.1.3. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de nichel în
sol și plante ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………. 52
3.1.1.4. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de crom în
sol și plante ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………. 53
3.1.1.5. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cupru în
sol și pl ante ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………. 55
3.1.1.6 Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de plumb în
sol și plante ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………. 56
3.1.1.7 . Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de zinc în
sol și plante ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………. 59
3.1.1.8. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de mercur în
sol și plante ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………. 60
3.1.2. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale grele
în sol și plante în amonte și aval de orașul Roman ………………………….. …………………….. 61
3.1.2.1. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale
grele în sol și plante în amonte de orașul Roman ………………………….. …………………… 63
3.1.2.2. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de metale
grele în sol și plante în aval de orașul Roman ………………………….. ………………………… 65
CAPITOLUL IV Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de
metale grele în sol și plante în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………. 69
4.1. Determinarea concentrației de metale grele în sol și plante în amonte și aval de
orașul Bacău ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 69
4.2Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de arsen în sol și plante
în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………………………….. ……………………. 71
4.3. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cadmiu în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………………………….. …………. 77
4.4. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de nichel în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………………………….. …………. 79
4.5. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de crom în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………………………….. …………. 81
4.6. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cupru în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………………………….. …………. 83
4.7. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de plumb în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………………………….. …………. 85
4.8. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de zinc în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………………………….. …………. 87
4.9. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de mercur în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău ………………………….. ………………………….. …………. 90
CONCLUZII CAPITOLUL I ………………………….. ………………………….. ………………………….. 92
CONCUZII CAPITOLUL II ………………………….. ………………………….. ………………………….. . 92
CONCLUZII CA PITOLUL III ………………………….. ………………………….. ……………………….. 94
CONCLUZII CAPITOLUL IV ………………………….. ………………………….. ……………………….. 94
BIBLIOGRAFIE ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………….. 96

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

5
Introducere

Solul se comportă ca un depozit al metalelor grele emise în mediu, fiind favorizat și de
capacitatea acestora de a se acumula în timp. Alți factori pot acționa asupra acestor depozite
mobilizându -le, fiind preluate sub formă de particule în aer și apă, sau fiind absorbite de către
plant e.
Metalele grele au un efect potențial toxic asupra organismelor vii,nfiind periculoase în
afara unui anumit domeniu de valori. Astfel, plantele acumulează metalele grele direct din sol.
Iar animalele, în special erbivorele, le preiau din plantele cu care se hrănesc sau direct din
pământul pe care îl ingerează când pasc. Oamenii sunt expuși acțiunii metalelor grele atât prin
alimentație, cât și ocupațional. Capacitatea de acumulare se manifestă și în cazul absorbției de
către organismele vii, unde, metalel e grele se vor acumula în diferite părți ale corpului,
disturbând buna funcționare a acestuia la nivel enzimatic și celular și îmbolnăvindu
Datorită acestor factori, dar și datorită multitudinii de surse antropice de poluare a
mediului, și în special a sol ului , cu metale grele, monitorizarea concentrației acestora în zonele
urbane și agricole are 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 – reprezintă reziduuri din industria chimică specifică, fertilizatori
și detergenți industriali;
o Cr, Pb, Cu – în componența materialelor de construcții: cărămizi, țigle, betoane;
o As, Cd, Pb, Ni, Cu, Zn, Hg – reprezintate de baterii, aliaje și echipamente electronice;
o Mn, Hg – reprezentând dezinfectanți utilizați în industria alimentară;
o As, Pb – în procesul de prelucrare a sticlei;
o Cd, Mn, Cr, Zn, Hg – pigm enți utilizați în colorarea sticlei, ceramicii și 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 polu area 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 gr ele 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 municipiulu i Bacău este de o
deosebită importanță pentru asigurarea unui mediu sănătos de viață pentru locuitorii acestuia.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

6
Capitolul I
METALE GRELE, DATE INTRODUCTIVE

1.1. 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.
Cercet ările teoretice și experimentale cu privire la impactul ecologic al polu ării
remanente cu metale grele a solului prezentate în aceast ă lucrare, constituie o încercare de a
oferi printr -o analiz ă detaliat ă, rela țiile de dependen ță dintre sursele de poluare și poluarea
remanent ă a solurilor cu metale grele.

1.2. 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 func țiilor 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.

1.3. Funcțiile solului

Din punct de vedre ecologic solul este unul din cele mai complexe ecosisteme.
Complexitatea acestuia se manifest ă prin: compozi ția sa foarte divers ă de natur ă organic ă și
anorganic ă, interac țiunea dintre diferitele substan țe și organisme care îl compun,
vulnerabilitatea sa fa ță de diver și poluan ți, evolu ția sa sub ac țiunea factorilor naturali și
antropici [9].
Solul ca ecosistem îndepline ște o serie de func ții deosebit de importante și anume [9]:
– funcția ecologic ă:
• contribuie la reglarea compozi ției atmosferei și hidrosferei prin participarea solului la circuitul
elementelor chimice și respectiv a apei în natur ă;
• contribuie la men ținerea stabilit ății reliefului și protec ția straturilor adânci ale scoar ței;
• contribuie la atenuarea varia țiilor bru ște ale unor caracteristici ale solului, cu efecte favorabile
pentru plante;
• contribuie la re ținerea (filtrarea) diferitelor substan țe poluante și protejarea apelor freatice
împotriva contamin ării acestora;
• contribuie la epurarea mediului datorit ă procesului de autoepurare și la neutralizarea
substan țelor organice poluante și a microorganismelor patogene ajunse în sol;

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

7 • contribuie la protejarea genetic ă a unor specii de microorganisme, deoarece solurile sunt
habitatele acestora;
– funcția economic ă:
• constituie principalul mijloc de produc ție în agricultur ă, rezultând produse alimentare și unele
materii prime agroindustriale;
• constituie principalul mijloc de produc ție în silvicultur ă;
• este surs ă de elemente nutritive pentru plante, dintre care 16 sunt esen țiale: carbon, hidrogen,
oxigen, azot, fosfor, potasiu, sulf, calciu, magneziu, mangan, fier, cupru, zinc, bor, clor, sodiu;
– funcția energetic ă:
• contribuie la acumularea energiei chimice rezultat ă în urma procesului de fotosintez ă, care se
regăsește par țial în humus;
• contribuie la eliberarea treptat ă a energiei rezultat ă în urma procesului de mineralizare a
humusului, cu efecte benefice pentru activitatea din sol;
– funcția tehnico -industrial ă:
• joacă rolul de infrastructur ă pentru diferite construc ții, drumuri, autostr ăzi, aerodromuri etc.;
• mediu de instalare a cablurilor și conductelor subterane;
• este materie prim ă în industrie (argil ă, nisip, lut etc.).

Fig.1.1. Func țiile solului [9]

Solul are un rol esen țial în funcționarea normal ă a ecosistemelor terestre și acvatice [10].
Acesta este permanent produc ătoare de fitomas ă, care constituie baza alimentar ă a organismelor
heterotrofe, inclusiv a omului. Prin func țiile pe care le îndepline ște, solul reprezint ă una dintre
cele mai valoroase resurse naturale, folosit ă de om pentru a ob ține produsele vegetale de care
are nevoie [12].
Utilizarea continu ă a solului pentru producerea de fitomas ă se bazeaz ă pe capacitatea acestuia
de a se regenera continuu. Îns ă regen erarea solului se realizeaz ă numai în condi țiile în care
utilizarea este adecvat ă, în caz contrar se poate instala fenomenul de deteriorare, care poate
duce în final la distrugerea/poluarea solului [12].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

8 1.4. Surse și factori de poluare pentru solurile di n malurile emisarilor

Solul fiind un sistem mult mai complex decât aerul și apa, poluarea îi afecteaz ă
propriet ățile, deci și fertilitatea. În plus, poluan ții pot trece din sol în plante, ap ă sau aer, iar
depoluarea este un proces dificil, uneori chiar ne realizabil [1].

1.4.1 Clasificarea tipurilor de poluare a solului

În func ție de natura ei, poluarea solului poate fi [14]:
– fizică: poluarea termic ă (ape, afluen ți calzi sau reci), poluare cu materiale minerale sau
organice în suspensie;
– chimic ă: poluarea cu substan țe minerale (acizi, baze, metale grele etc.) și poluare cu substan țe
organice naturale și sintetice (to ți compu șii chimici aprox. 100.000 men ționați în literatura de
specialitate);
– biologic ă: poluarea cu germeni patogeni: microorganism e, viru și, bacterii.

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

– punctiform ă sau localizat ă, datorat ă devers ării și depozit ării necontrolate a unor substan țe
poluante, precum și exploat ării defectuoase a instala țiilor;
– liniar ă, care se manifest ă de-a lungul c ăilor terestre de transport, cursurilor de ap ă, canalelor
de evacuare a apelor uzate etc.;
– difuz ă, care rezult ă în urma aplic ării îngr ățămintelor și produselor fitosanitare sau prin
poluarea masiv ă a atmosferei.

În func ție de caracterul ei/durat ă, poluarea solului poate fi [3]:

– permanent ă, între ținută permanent prin devers ări sau desf ățurarea activit ăților poluatoare,
depozitarea necontrolat ă a deșeurilor;
– accidental ă, datorat ă fisurării, spargerii conductelor de transport a
substan țelor/hidrocarburilor, devers ărilor accidentale;
– istoric ă, dac ă dateaz ă de mai mul ți ani,
– actual ă, dac ă este rezultatul unei activit ăți recente.

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

9 În func ție de sectorul economic care genereaz ă poluarea solului pot fi identificate
următoarele tipuri de poluare [15]:
̵ poluare domestic ă, realizat ă prin depozitarea de șeurilor domestice, rezultate din servicii,
depozite necontrolate de de șeuri menajere, neetan șeitatea re țelei de canalizare, infiltra ții
din fosele septice, n ămolurile provenite de la sta țiile de epurare or ășenești, apele
pluviale care spal ă căile de transport, platformele industriale poluate, scurgerea
necontrolat ă în sol a combustibilului din rezervoarele îngropate precum și a uleiurilor
uzate etc.;
̵ poluare industrial ă care poate avea multe cauze, cele mai frecvente fiind legate de
depozitarea de șeurilor industriale, de apele uzate industriale și de min ă, de redepunerile
din atmosfer ă;
̵ poluare agricol ă (form ă de poluare difuz ă), datorat ă în special utiliz ării
necorespunz ătoare a substan țelor chimice de sintez ă în agricultur ă, respectiv
îngrășămintele, produsele fitosanitare;
̵ poluarea prin transport, care se manifest ă de-a lungul c ăilor de transport și comunica ție
terestre, navale și aeriene.
Poluarea solului se produce în special pe cale antropic ă. Odat ă cu dezvoltarea industriei
și a agriculturii poluarea solului se produce astfel [3]:
̵ direct (provocat ă de cauze interne ale activit ății agricole): prin aplicarea de îngășăminte
chimice, pesticide, precum și prin aplicarea unor tehnici și tehnologii neadecvate;
̵ indirect: prin emisii de poluan ți din industrie, transporturi și alte activit ăți, poluan ți care
intră în contact cu solul și cu înveli șul vegetal.

Solurile poluate sunt clasificate în clase, tipuri și grupe (tab. 1 .1).
Tabel 1.1. Clasificarea solurilor poluate[ 3]
Nr.
Crt. Clasificare Simbol Observații

1.
Clase de poluare PF Poluarea fizică
PC Poluarea chimică
PB Poluarea biologică
PR Poluarea radioactivă

2.

Tipuri de poluare Pa Poluarea prin excavarea la zi
Pb Poluarea prin acoperire cu halde, sterile, gunoaie
Pc Poluarea cu deșeuri și reziduuri anorganice
Pd Poluarea cu substanțe purtate de vânt
Pe Poluarea cu materiale radioactive
Pf Poluarea cu deșeuri organice din industriile
alimentare și ușoare
Pg Poluarea cu deșeuri agricole forestiere
Ph Poluarea cu dejecții animale
Pi Poluarea cu dejecții umane
Pj Poluarea prin eroziune și alunecare
Pk Poluare prin sărătuare
Pl Poluarea prin acidifiere
Pm Poluarea prin exces de apă
Pn Poluarea prin exces (carență) de elemente
nuritive

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

10 Po Poluarea prin compactare, cruste
Pp Poluarea prin acoperire cu sedimente
Pq Poluarea cu pesticide
Px Poluarea cu agenți patogeni contaminați

3.

Grade de poluare 0 Practic nepoluat (reducerea produției sub 5%)
1 Slab poluat (reducerea cu 6 -10%)
2 Mediu poluat (reducerea cu 11 -25%)
3 Puternic poluat ( reducerea cu 26 -50%)
4 Foarte puternic poluat (reducerea cu 51 -75%)
5 Excesiv poluat (reducerea peste 75%)
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 suprafa ța 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 urm ătoarele categorii principale [3]:

 Surse de po luare datorate evacu ării anumitor substan țe în mediul geologic:
̵ infiltra ții de substan țe periculoase în subteran din fosele septice;
̵ infiltrarea din pu țurile de injec ție folosite pentru desc ărcarea apelor uzate;
̵ infiltrarea apelor din iriga ții la care s -a folosit ap ă uzată.
 Surse de poluare datorate stoc ării, trat ării, transferului, sort ării sau depozit ării de șeurilor
solide sau lichide:
̵ instala ții de tratare, stocare, transfer, sortare;
̵ depozite de de șeuri municipale/industriale;

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

11 ̵ depozite de materiale rezultate în urma excava ăiilor din construc ții sau din activit ății
miniere;
̵ rezervoare de stocare subterane sau supraterane (deversare, fisurare, deteriorarea
conductelor de leg ătură);
̵ descărcarea în gropile de excava ții a de șeurilor de orice fel.
 Surse de poluare datorate transportului unor substan țe:
̵ conducte deteriorate/fisurate destinate transportului substan țelor chimice sau apelor
uzate;
̵ deteriorarea ambalajelor unor produse chimice și împr ăștierea con ținutului acestora pe
sol în timpul transportului .
 Surse de poluare datorate utiliz ării necontrolate a îngr ășămintelor chimice,
fitohormonilor sintetici, produselor fitosanitare:
̵ îngrășăminte cu azot;
̵ îngrășăminte de potasiu;
̵ îngrășăminte complexe și mixte;
̵ fitohormoni sintetici (acetilen ă, etilen ă, hidrazida meleic ă, izopropil -fenil carbamat);
̵ erbicide;
̵ insecticide;
̵ fungicide, bactericide;
̵ insecticide.
 Surse indirecte:
̵ irigații;
̵ aplicarea produselor fitosanitare/ îngr ășămintelor chimice;
̵ depozite de de șeuri/reziduuri animaliere/avicole;
̵ apele provenite din precipita ții pot polua solul prin sp ălarea șoselelor (sare, pulberi cu
metale grele);
̵ spălarea și dizolvarea poluan ților atmosferici;
̵ poluare urban ă;
̵ drenajul în zonele miniere/apele de min ă.
 Surse de poluare datorate unor lucr ări care favori zează descărcarea poluan ților în
subteran:
̵ lucrări de foraj executate necorespunz ător;
̵ excava țiile la suprafa ța solului sau subterane care pot colecta ape uzate provenite din
zonele urbane sau industriale.
 Surse naturale de poluare a c ăror provenien ță este provocat ă de activit ăți umane:
̵ interac țiunea dintre apele de suprafa ță și cele subterane (când calitatea natural ă a apelor
de suprafa ță este modificat ă de om, necorespunz ător);
̵ scurgeri naturale care transport ă minerale dizolvate;
̵ infiltrarea apelor s ărate în acvifere în vecin ătatea m ărilor, datorat ă unor lucr ări de
pompare efectuate necorespunz ător.
 Surse de poluare datorate unor accidente industriale sau/ și accidente de mediu.

Activit ățile de produc ție au afectat în timp solurile, prin: lucr ări miniere, excavații,
depozite de de șeuri, alunec ări de teren, eroziune, salinizare, acidifiere etc.
În momentul de fa ță la nivel mondial [13]:
̵ 8 % din suprafa ța uscatului este afectat ă de un exces de umiditate, iar în România sunt
afectate 3,6 milioane ha;

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

12 ̵ În România peste 450.000 ha sunt s ărăturate, deci nefertile, procesul de s ărăturare
continuând și în prezent;
̵ Pe glob, aproximativ 20 % din soluri sunt acidifiate, iar în România sunt aproximativ 2
milioane ha.

1.5. Metalele grele

Metalele intr ă în compozi ția unui mare num ăr de minerale cum ar fi roci magmatice,
roci cristaline și metamorfice, roci sedimentare și sedimentate etc. Metalele se pot g ăsi în sol
sub diferite forme asociate cu constituen ți minerali și organici ai fazei solide [2].
Particulele din compozi ția solului au în general densitatea mai mic ă de 2,65 g/cm3, excep ție
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 ac țiune toxic ă
asupra mediului înconjur ător. Gradul lor de toxicitate crește pe măsură ce cresc și concentra țiile
de metale în sol, perioada de reten ție fiind pe termen îndelungat. Astfel metalele grele în
concentra ție de peste 0,1 % în sol devin toxice pentru plante, ducând la schimbarea structurii
comunit ății de plante în tr-un habitat poluat. Sunt plante care se pot adapta la concentra ții mai
ridicate de metale (metalofite), existând un prag critic pentru fiecare plant ă [4].

În tabelul 2 sunt prezentate caracteristicile metalelor cu rol în dezvoltarea florei și faunei
care în concentra ții mari pot d ăuna acestora [5].
Metalele grele sunt elemente chimice ce apar țin în mod natural sistemelor ecologice, îns ă au
devenit poluan ți o dat ă cu exploatarea lor.
Metalele grele reprezint ă o categorie important ă de poluan ți toxici stabili. Spre deosebire de
poluan ții organici, metalele nu sunt biodegradabile, au caracter pu țin mobil în general, și din
aceste cauze persist ă în compartimentele de stocare (sol, sedimente) pentru o perioad ă 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 valen ței)
sau conversia între forme anorganice și organice [11].

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

Nr.
Crt. Denumire Forme de metal
din sol Distribuția
în solurile
de pe Terra Distribuția
în Solurile
din
România Toxicitatea la
plante Toxicitatea
la animale
1. Cobalt Asociere cu
minerale argiloase.
Asocierea cu oxizii
și hidocxizii de Fe
și Mn.
Afinitate mare
pentru materia
organică, formând
complecși cu
diferite tipuri de
liganzi. Conținutul
mediu de
Co total
este
estimat la
8 ppm. Conținutul
mediu de
Co total este
estimat la
6,5 ppm. În cantități
excesive Co
este foarte
toxic pentru
plante.
Clorozarea si
necrozarea
frunzelor,
urmată de
uscarea
întregii plante. În cantități
excesive Co
este moderat
toxic pentru
animale.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

13 2. Cupru Asocierea cu
minerale argiloase
în funcție de
capacitatea de
absorbție a
acestora și de pH –
ul mediului.
În solurile
organice și în
orizontul de
bioacumulare al
solurilor minerale,
Cu legat organic
este preponderent.
Conținutul
mediu de
Cu total
este
estimat la
20 ppm. Conținutul
mediu de
Cu total
variază între
20 și 30
ppm. În concentrații
toxice Cu
poate altera
pemeabilitatea
membranelor
celulare și
provoacă
ruperea
acestora. Otrăvirea
cronică a
animalelor
prin
acumularea
în cantități
toxice în
țesuturi și în
special ficat.
3. Mangan Asocierea cu
partea minrală și
organică a solului. Conținutul
mediu de
Mn total
este
estimat la
850 ppm. Conținutul
mediu de
Mn total
variază între
850 și 1000
ppm. Toxicitatea de
Mn se
manifestă pe
soluri cu
valori ale pH –
ului < 5,5. Cantități
mari de Mn
în hrană
poate reduce
creșterea prin
efectul
inhibator la
Mn asupra
absorbției
intestinale a
Fe ca și în
plantă.
4. Molibden Asocierea cu
compuși care
includ minerale
primare primare și
secundare
(minerale și
argiloase) precum
și combinații cu
materia organică. Conținutul
mediu de
Mo total
este
estimat la
2 ppm. Conținutul
mediu de
Mo total
variază între
0,22 și 4,62
ppm. Plantele pot
acumula
cantități
importante de
Mn fără să fie
afectate. Toxicitatea
de Mo la
animale este
cunoscută
sub
denumirea de
molibdenoză.
5. Zinc Asocierea la forme
solubile în apă,
prezente în soluția
solului.
Asocierea la
formee puternic
rețunute în
structura
almosilicaților de
unde Zn poate fi
eliberat prin
alterare. Conținutul
mediu de
Zn total
este
estimat la
50 ppm. Conținutul
de Zn total
din
orizontul
superior al
principalelor
tipuri de sol
variază între
11-97 ppm. Efecte
negative
asupra
absorbției și
utilizării altor
elemente de
nutiție. Rar întâlnite.

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 gen eratoare de metale grele
în sol și principalele metale grele [8].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

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

Nr.
Crt. Surse industriale As Cd Cr Cu Pb Hg Ni Zn
1. Minerit și procesarea
minereurilor + + – + – + – +
2. Metalurgie + + + + + + + +
3. Industria chimică + + + + + + – +
4. Industria aliajelor – – – – + – – –
5. Industria vopselelor – + + – + – – +
6. Industria sticlei + – – – + + – –
7. Industria celulozei și
hârtiei – – + + + + + –
8. Tăbăcirea pieilor + – + – – + – +
9. Vopsirea și imprimarea
textilelor + + – + + + + +
10. Industria îngășămintelor
chimice + + + + + + + +
11. Industria clor -alcaliilor + + + – + + – +
12. Rafinarea petrolului + + + + + + – +
13. Arderea cărbunilor + + + + + + + –
„+” – sursă generatoare de metale grele;
„-” – sursă care nu este generatoare de metale grele.
La nivelul solului metalele sunt distribuite, potrivit st ării chimice în care se afl ă, prin
intermediul fluxurilor de suprafa ță, a fluxurilor hidrologice d e infiltra ție către stratul acvifer și
a fluxurilor c ătre organismele care preiau pe cale trofic ă substan țe din sol (fig. 1 .4) [7].

Fig. 1.4 . Transportul metalelor grele de la sursa de poluare c ătre aer, suprafa ța solului,
sol și în stratul acvifer [2].
Transferul metalelor din sol c ătre plante este influen țat de o varietate de parametri ai
solului. Principalii parametrii ai solului care influen țează procesele de absorb ție și desorb ție
sunt [2]:
̵ valorile pH -ului;
̵ fracția fin ă granulometric ă (<0,02 mm);
̵ materia organic ă;

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

15 ̵ oxizii și hidroxizii, în special de Fe, Mn, Al;
̵ microorganismele.

1.6. Poluarea remanent ă a solurilor cu metale grele

Poluarea solului poate avea ca efect degradarea fizic ă, chimic ă, biologic ă și radioactiv ă
a acestuia. De asemenea, poluarea poate fi produs ă de o serie de substan țe care afecteaz ă solul
pe o durat ă mai scurt ă sau mai lung ă de timp [2].
Poluarea cu efecte pe durate mari de timp este cunoscut ă sub numele de poluare remanent ă și
se refer ă la dura ta cât substan țele nocive r ămân (persist ă) în mediu, în special în sol și în
sedimente, degradându -le pân ă la imposibilitatea de recuperare și refacere. Reziduurile acestor
substan țe se acumuleaz ă în soluri, ape și produse vegetale, ele reg ăsindu -se și dup ă 10 ani și
chiar mai mult (este cazul pesticidelor și metalelor grele) [2].
Analiza solurilor și sedimentelor din țara noastr ă a pus în eviden ță prezen ța unor
concentra ții maxime de 9,543 ppm de substan țe cu remanen ță mare în sol (metalele grele),
limita admis ă stabilit ă de comisiile interna ționale de mediu fiind de 0,100 ppm.
Dimensionarea duratei de remanen ță în sol sau în sedimente depinde de natura chimic ă
a substan țelor și de capacitatea acestora de a se metaboliza. Altfel spus, cuantificarea
remanen ței în sol sau în sedimente a metalelor grele depinde de rezisten ța moleculei chimice la
metabolizare și de capacitatea și gradul de biodegradare [2].

Substan țele care r ămân pe o durat ă mare de timp în sol și în sedimente provin din
activit ățile umane și anume [2]:
̵ agricultur ă – tratarea culturilor agricole cu substan țe chimice (pesticide, insecticide,
erbicide etc.), irigarea culturilor cu ape provenite din râuri contaminate;
̵ minerit – activitate care contamineaz ă solurile și pânza freatic ă în zonele de depozitare
a reziduurilor;
̵ in dustrie – activit ăți care contamineaz ă solul și sedimentele cu substan țe de natur ă
organic ă și anorganic ă de tipul hidrocarburilor rezultate de la industria extractiv ă și de
prelucrare a țițeiului, detergen ților, sărurilor, azota ților etc.

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

Tabelul. 1.4.Surse de poluare a solului cu metale grele [4].
Nr.
Crt. Sursa de poluare As Cd Cr Cu Pb Hg Ni Zn
1. Minerit și procesarea
minereurilor da nu nu da nu da nu da
2. Metalurgie da nu da da da da da da
3. Industria chimică da nu da da da da nu da
4. Industria aliajelor nu nu nu nu da nu nu da
5. Industria vopselelor nu nu da nu da nu nu da
6. Industria sticlei da nu nu nu da da nu nu
7. Industria celulozei și hârtiei nu nu da da da da da nu
8. Tăbăcirea pieilor da nu da nu nu da nu nu
9. Vopsirea și imprimarea
textilelor da da nu da da da da da
10. Industria îngrășămintelor
chimice da da da da da da da da

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

16 11. Inductria clor -alcalinilor da da da nu da da nu nu
12. Rafinarea petrolului da da da da da da nu da
13. Arderea cărbunilor da da da da da da da nu

Fenomenul de poluare remanent ă este prezentat în figura 1.5.:

Fig. 1.5. Reprezentarea schematic ă a fenomenului de poluare remanent ă
[4].
La interac țiunea dintre poluant și mediu (sol, ap ă, aer) se manifest ă următoarele faze [4]:
̵ Faza de pre -impact – apari ția poluantului și evolu ția mediului, durata acestei faze fiind
variabil ă;
̵ Faza de impact – interacțiunea propriu -zisă dintre poluant și mediu, proces în urma
căruia se genereaz ă stresul și riscul în func ție de natura și intensitatea poluantului. Pe
de o parte, substan țele cu risc de poluare manifest ă acțiune specific ă (de exemplu cromul
hexavalent e ste deosebit de toxic, în timp ce cromul trivalent are o toxicitate mult mai
redus ă). Pe de alt ă parte poluan ții chimici, biologici și fizici manifest ă acțiune sinergic ă
cu poluan ții naturali, conducând la instalarea unor procese de degradare a mediului.
Durata acestei faze este, de asemenea, variabil ă;

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

17 ̵ Faza post – impact – continuarea și finalizarea interac țiunii dintre poluant ți mediu, faz ă
cu durat ă variabil ă.

Prezen ța în sol și sedimente a substan țelor cu remanen ță mare duce la instalarea fenomenului
de poluare remanent ă, poluare care poate fi clasificat ă astfel (tab. 1.5.):
̵ poluare remanent ă fizică;
̵ poluare remanent ă chimic ă.

Tabelul. 1.5. Tipuri de poluare remanent ă și caracteristicile acestora [4].
Nr.
Crt. Tip de
poluare
remanentă Cauze Efecte Remanența în sol și
sedimente
1. Poluare
remanentă
chimică Prezența în sol și
sedimente a substanțelor
chimice cu grad redus
de metabolizare:
pesticide, reziduuri
solide provenite de la
exploatările miniere,
care conțin metale grele
în concentrație mare,
petrol. Secătuirea solului
și sedimentelor de
humus și elemntele
nutritive. Peste 18 luni – pesticide
organo -clorurate, pesticide
care conțin în compoziția
lor metale grele.
Până la 18 luni – compuși
ureici, triazine.
Până la 12 luni – derivați
amidici, derivații acidului
benzoic.
Până la 6 luni – erbicide
Până la 3 luni – erbicide
carbamidice.
2. Poluare
remanentă
fizică Practicarea agriculturii
agresive. Pierderea stratului
de sol fertil. Explozia de la Cernobil a
determinat contaminarea
pânzei freatice cu o
cantitate imensă de deșeuri
radioactive, astfel încât
solul din împrejurime este
impracticabil pentru
agricultură și dupa 25 de
ani de la accident. Ocuparea de suprafețe
mari de teren cu hale de
steril, iazuri de
decantare, cariere și alte
amenajări aferente
activităților miniere. Distrugerea
structurii solului
fatorită utilizării
necorespunzătoare
a acestuia.
Depozitarea
necorespunzătoare a
deșeurilor radioactive
rezultate în urma
prelucrării minereurilor
de uraniu.
Depozitarea
necorespunzătoare a
combustibililui nuclear
uzat și a deșeurilor
rezultate în urma
dezafectării reactoarelor
nucleare. Compactările și
alunecările de teren.
Accidente nucleare (de
exemplu, explozia de la
Cernobil)

Metalele grele, o dat ă ajunse în mediu sufer ă un proces de absorb ție între diferitele medii
de via ță (sol, ap ă, aer), dar și între organismele din ecosistemele respective. Astfel metalele
grele din aer pot fi inhalate direct, sau pot ajunge pe suprafa ța solului prin precipita ții. Din solul
contaminat, plantele asimileaz ă metalele dizolvate. Plantele contaminate cu metale grele
reprezint ă hrană pentru animale și om. Pe de alt ă parte poluarea se poate produce prin infiltra ție

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

18 a apelor su bterane, din care ulterior are loc transferul poluan ților spre apele de suprafa ță și spre
cele potabile [8].
Substan țele cu cel mai mare risc pentru flor ă, faun ă și popula ția uman ă sunt metalele
grele. Utilizarea acestor substan țe chimice pe scar ă largă și în doze mari și repetate are efecte
negative de ordin ecologic, determinând modific ări majore ale ecosistemelor [16].
Metalele grele sunt caracterizate prin urm ătorii parametrii fizici: masa atomic ă, punct de topire,
punct de fierbere, raz ă metalic ă [2].
Propriet ățile metalelor grele ca: adsorb ția, complexarea și precipitarea sunt foarte
importante a fi cunoscute, având în vedere necesitatea aplic ării măsurilor de punere în
siguran ță/izolare a unui sit contaminat. Prin aceste procese poluan ții anorganici s e pot
transforma în compu și netoxici sau în compu și foarte toxici [17].

Procesul de adsorb ție este definit ca fenomenul prin care poluan ții ajun și în sol sunt
fixați la suprafa ța particulelor solide care intr ă în compozi ția solului, iar afinitatea reprezint ă
adsorb ția selectiv ă a metalelor de c ătre sol, în func ție de propriet ățile acestuia și de cele ale
metalelor [21 ].
Complexarea se manifest ă atunci când un cation metalic interac ționeaz ă prin leg ături
covalente cu un anion anorganic sau cu un grup organic, sau anorganic. Stabilitatea compu șilor
astfel forma ți este direct propor țional ă cu valoarea pH -ului solului [21 ].
Precipitarea este fenomenul prin care metalele din solu ție se depun la interfa ța
particulelor solide ale solului, acumulându -se astf el o nou ă substan ță solid ă. Precipitarea
metalelor / re ținerea metalelor grele în sol depinde de pHul solului, al apei intersti țiale și de
concentra ția solu ției în metale [18].
O importan ță major ă în solubilizarea metalelor grele din sol o are reac ția și potențialul
Redox. Transportul metalelor grele în sol se realizeaz ă prin intermediul fazei lichide. În plus,
se mai poate realiza, la intensit ăți mai reduse, și prin intermediul r ădăcinilor plantelor și a
organismelor vii din sol.
Lucr ările mecanice ale solului pot constitui surse de vehiculare a metalelor grele de la
suprafa ța solului c ătre orizonturile mai profunde [16].
Din sol o anumit ă cantitate din fiecare metal greu este absorbit ă de către plant ă, în
condi ții normale, ca element de nutri ție (Fe, Cu , Zn) sau ca element pasiv (Pb, Cd).
Concentra țiile ridicate din sol, realizate ca efect al polu ării, determin ă, în func ție de însu șirile
chimice ale solurilor, absorb ția unor con ținuturi ridicate în plante uneori la niveluri toxice, cu
efecte negative pen tru cre șterea plantelor, pentru formarea recoltei și ca implica ții nedorite
asupra celorlal ți factori de mediu [11].
Efectele circuitelor pedogeochimice și biogeochimice ale metalelor grele în natur ă 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 a șezările
urbane. Poluarea solurilor cu metale grele poate proveni și din tratarea acestora cu îngr ășăminte.
Aceste substan țe con țin: 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 u șor valen ța, formeaz ă hidroxizi greu solubili, au afinitate
pentru a forma sulfuri și combina ții complexe, ceea ce face ca acestea s ă fie ușor reținute în sol
[6].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

19 Transportul metalelor grele în sol are loc sub form ă lichid ă sau în suspensie fie prin
intermediul r ădăcinilor plantelor fie în asocia ție cu microorganismele prezente în sol [16].
Solurile grosiere, cele nisipoase și cele acide au capacitate redus ă de a re ține metalele
grele, astfel c ă acestea sunt absorbite cu u șurință de către plante [16].
Solurile argiloase re țin cantit ăți mari de poluan ți. Acumularea metalelor grele se poate
manifesta prin precipitarea unor anumi ți compu și chimici, prin asocierea cu molecule organice,
coprecipitarea împreun ă cu oxizii de fier sau de mangan sub form ă de carbona ți precum și
înglobarea în minerale cristaline sa u printr -o serie de interac țiuni complexe chimice și biologice
care includ: oxido -reducerea, precipitarea și solubilizarea, volatilizarea, complexarea la
suprafață și în solu ție, bioacumularea, biopercolarea etc. [16].

Efectele negative ale metalelor grel e în sol [11]:
̵ prezint ă toxicitate ridicat ă atât asupra florei cât și asupra faunei;
̵ au grad de selectivitate destul de redus;
̵ persist ă în sol un timp îndelungat (de la câteva luni pân ă la câ țiva ani), deoarece au un
grad de biodegradabilitate foarte redu s; se disperseaz ă la distan țe mari și sunt
încorporate în biomas ă.

În tabelul 1.6. sunt prezentate concentra țiile maxim admise ale metalelor grele din aluviuni
pentru unele țări din Europa [11].
Tabelul. 1.6. Elemente și standarde de calitate chimic ă pentru aluviuni, [mg/kg substan ță
uscat ă] [11].

Nr.
Crt. Metal Directiva
86/278/EEC Țara
Austria Gemania Franța Grecia Italia Olanda Spania
1. Cadmiu 1-3 1-2 1,5 2 1-3 1,5 0,8 1-3
2. Cupru 50-140 60-100 60 100 50-140 100 36 50-210
3. Plumb 50-300 100 100 100 50-300 100 85 50-300
4. Zinc 150-300 200-
300 200 300 150-
300 300 140 150-
450

În tabelul 1.7. sunt prezentate concentra țiile maxime admise pentru metalele grele în
sol, conform Ordinul nr. 161 din 16 februarie 2006, Elemente și standarde de calitate chimic ă
pentru aluviuni.
Tabelul. 1.7. Elemente și standarde de calitate chimic ă pentru aluviuni [23 ].
Nr.
Crt. Indicator de calitate Unitate de măsură Standard de caliate
1. Cadmiu mg/kg 0,8
2. Nichel mg/kg 35
3. Crom mg/kg 100
4. Cupru mg/kg 40
5. Plumb mg/kg 85
6. Arsen mg/kg 29
7. Zinc mg/kg 150
8. Mercur mg/kg 0,3

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

20 Capitolul II
STABILIREA PUNCTELOR DE PRELEVARE A PROBELOR
ÎN CADRUL BAZINULUI HIDROGRAFIC SIRET

2.1. Stabilirea punctelor de prelevare probe în cadrul bazinului hidrografic Siret

Obiective

1. Stabilirea punctelor de prelevare a probelor în cadrul bazinului hidrografic Siret.
2. Se vor stabilii metodele de prelevare și extracție a probelor, pentru analiza metalelor
grele.
3. Stabilirea metodicii de cercetare a poluării s olului cu metale grele.

Primul pas în alegerea unui plan de prelevare const ă în stabilirea obiectivelor și definirea
lor. Obiectivele unei strategii de prelevare pot fi clasificate în scopuri de monitorizare și scopuri
de evaluare. În scopul evalu ării, aceasta trebuie s ă furnizeze informa ții despre loca țiile de
prelevare cât și despre mat erialul care trebuie analizat [17 ].
Planul de prelevare trebuie s ă cuprind ă:
 locațiile de prelevare;
 echipamentul de prelevare;
 toate informa țiile necesare cum ar fi: tipul, num ărul, dimensiunile containerelor,
înregistr ări la fa ța locului, etichete, tipurile de dispozitive de prelevare, duplicatele
probelor, num ărul și tipul de probe martor, cantitatea unei probe, modalit ăți de
conservare, m ăsurutori pe teren (pH), pla nuri de transport, condi țiile de mediu în timpul
prelev ării probelor.
Pentru atingerea obiectivelor propuse este necesar ă realizarea unei scheme care s ă reduc ă
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 rela țiile
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 luat ă în lucru ca obiectiv de analiz ă, din bazinul
hidrografic Siret. Sursele de poluare cunoscute, de exemplu cele care provin de la instala țiile
industriale sau de la sta țiile de epurare or ășenești, necesit ă o aten ție special ă, pentru c ă pot
influen ța evaluarea global ă a unui corp de ap ă dat.
Pentru orice sec țiune de prelevare, probele trebuie s ă fie prelevate din locuri reprezentative,
astfel încât s ă se cunoasc ă bine sursele de poluare cât și caracteristicile hidrolog ice și
geomorfologice ale zonei. Aceste informa ții potnfi cunoscute din studii anterioare, precum și
din pro grame curente de monitorizare [18 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

21
Fig. 2 .1. Rela țiile dintre scopul și obiectivele programului, protocol și
metoda științifică [18]
Ca loca ții de prelevare pentru sedimente, trebuie g ăsite acele zone ale emisarilor unde
stratul de sediment este în cantitate mare și de granula ție mai mic ă de 63 µm, constând în argilă
și mâl. Nu sunt recomandate pentru prelevarea probelor, zonele unde sedimentele au în
compozi ția lor turb ă, prundi ș sau pietre, nisip macrogranular, sau sedimente compactate, din
acest considerent nefiind necesar ă distribu ția uniforma a loca țiilor de prelevare. De asemenea,
secțiunea de prelevare trebuie s ă fie suficient de mare pentru a putea furni za multiple probe de
sediment [18 ].
Conform obiectivelor tezei cu privire la remanen ța metalelor grele, odat ă cu prelevarea
sedimentelor se face și prelevarea de vegeta ție (stuf și papura), din malurile emisarilor lua ți în
lucru.
Echipamentele pentru prelevare trebuie s ă permit ă obținerea unor probe de sediment și
de vegeta ție fără ca starea lor chimic ă să fie modificat ă. Recipientele de prelevare nu trebuie s ă
conțină metale și să nu determine pierderi de metale prin adsorb ție sau difuzie.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

22 În alegerea siturilor de prelevare este important s ă alegem zonele care ne vor oferi
informa țiile cele mai potrivite. Atunci când se evalueaz ă impactul ecologic – cum este și
subiectul tezei – este indicat a se alege acele zone care sunt afectate de un anu mit 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 ale gere 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 loca ții
de-a lungul râurilor Bistri ța și Siret, din bazinul hidrografic Siret.

Tabel 2 .1. Amplasarea punctelor de pre levare pe malurile emisarilor [25 ]

Nr.
Crt. Cod
Probă Locația de prelevare Emisar Denumire cod
probă GPS Coordonate GPS
1. 1. Pângăriți – amonte
Piatra Neamț Bistrița WP 0008 Lat. 46,92638oN / Long.
26,21811oE
+ 0 m
2. 2. Piatra Neamț – aval
Baraj Bâtca Doamnei Bistrița WP 0024 Lat. 46,92876oN / Long.
26,34939oE
+ 294 m

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

23 3. 3. Dmbrava Roșie – aval
Piatra Neamț Bistrița WP 0009 Lat. 46,87030oN / Long.
26,40798oE
+ 0 m
4. 4. Roznov – aval
Piatra Neamț Bistrița WP 0012 Lat. 46,82678oN / Long.
26,50669oE
+ 0 m
5. 5. Râul Cracău – aval
Roznov Bistrița WP 0013 Lat. 46,82092oN / Long.
26,52427oE
+ 0 m
6. 6. Pod Frunzei Bistrița WP 0014 Lat. 46,74590oN / Long.
26,61913oE
+ 0 m
7. 7. Pod Lespezi Bistrița WP 0015 Lat. 46,67691oN / Long.
26,74762oE
+ 0 m
8. 8. Bogdan Vodă – amonte
Bacău Bistrița WP 0016 Lat. 46,60533oN / Long.
26,91146oE
+ 0 m
9. 9. Aval Lac Agement Bistrița WP 0017 Lat. 46,60533oN / Long.
26,91146oE
+ 0 m
10. 10. Aval Bacău Bistrița WP 0018 Lat. 46,50473oN / Long.
26,95540oE
+ 0 m
11. 11. Râu Molvoda – aval
Roman Moldova WP 0022 Lat. 46,91310oN / Long.
26,95223oE
+ 0 m
12. 12. Râu Siret – amonte
Pod Roman Siret WP 0023 Lat. 46,92449oN / Long.
26,98460oE
+ 0 m
13. 13. Râu Siret – aval conf.
Roman pod Siret WP 0021 Lat. 46,88034oN / Long.
26,96545oE
+ 0 m
14. 14. Râu Siret Drăgănești Siret WP 0020 Lat. 46,73621oN / Long.
26,94620oE
+173 m
15. 15. Râu Siret – Pod Holt Siret WP 0019 Lat. 46,59010oN / Long.
26,97448oE
+ 0 m
16. 16. Canal UHE la vărsare
în Siret Siret WP 0025 Lat. 46,50682oN / Long.
26,97929oE
+ 176 m
17. 17. Aval de conf. Siret –
Bistrița Siret WP 0026 Lat. 46,46347oN / Long.
26,96729oE + 157

Zona de prelevare se întinde pe o lungime de 67,42 km pentru râul Bistri ța, și 41,46 km pentru
râul Siret, ca punct de reper fiind municipiul Bac ău (fig. 2 .3):

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

24 Lacul Bistrița Lacul Moldova Lacul Siret

Fig. 2 .3. Amplasarea punctelor de prelevare în func ție de distan ță [25 ]

2.2. Metode de analiză a poluării solului cu metale grele

Scopul analizelor de laborator este acela de a obine date corecte și exacte asupra parametrilor
realiza ți. Alegerea metodelor analitice pentru sol, sedimente și plante va depinde în mare
măsură de informa ția pe care trebuie să o produc ă programul precum și de anali ții ce trebuie
analiza ți [20].
În figura 2 .4 sunt prezentate etapele pentru analiza unei probe de sediment sau vegeta ție.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

25

Fig. 2 .4. Etapele pentru analiza unei probe de sediment sau vegeta ție [20]

2.2.1. Metode de prelevare sedimente și vegeta ție pentru analizametalelor
grele

Prelevarea probelor implic ă cerin țe extrem de severe referitoare la puritate pentru
analiza metalelor la nivel de urme (μg/kg), orice impuritate fiind evitat ă. Concentra țiile masice
ale elementelor se pot modifica rapid dup ă prelevare datorit ă efectelor de adsorb ție și desorb ție.
Este necesar ă aceast ă precau ție pentru a preveni contaminarea și eventualele interac țiuni ale
materialului din care este confec ționat recipientul cu c omponen ții din proba
de analizat, ceea ce ar determina ob ținerea unor rezultate eronate. Recipientul trebuie s ă fie
prevăzut cu închidere etan șă cu dop, confec ționat de preferat tot din plastic. Dispozitivul de
prelevare poate fi prev ăzut cu medii de adsor bție sau filtrare care s ă permit ă concentrarea in
situ a substan ței de analizat. Pentru analiz ă este necesar ă prelevarea unei cantit ăți reprezentative
de sediment, de regul ă între 0,5 – 100 grame. De asemenea, este necesar ă prelevarea probelor
de la diferi te nivele, astfel încât analizele efectuate s ă furniz eze rezultate cât mai exacte [27 ].
Un factor important pentru alegerea metodei de prelevare este utilitatea dispozitivelor
la condi țiile tipului de sediment. Aceste dispozitive sunt de mai multe tipuri și forme, adaptate
pentru a se potrivi unor condi ții specifice. În general, utilizarea lor depinde de mai mul ți factori
cum ar fi:
̵ adâncimea apei;
̵ volumul probei;
̵ tipul de sediment;
̵ materialul de construc ție;
̵ ușurința de manevrare;
̵ tipul probei: prob ă de suprafa ță la un profil vertical.
Alegerea dispozitivului de prelevare se realizeaz ă și în func ție de tipul de sedimente (tab.
2.2) [27 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

26 Tabelul 2 .2. Dispozitive de prelevare func ție de tipul de sediment [27 ]

Nr.
Crt. Tip de sedimentare Prelevator
1. Nisip Se pot folosi ambele sisteme: drag ă și
carotier.
2. Argilă Poate fi necesar ă utilizarea unui carotier
pentru c ă sistemele drag ă nu pot penetra u șor
argila.
3. Turbă Un mediu dificil de prelevare dar uneori este
posibil ă utilizarea unui carotier manual sau a
unui perforator de turb ă special.
4. Sedimente de fund consolidate Se pot folosi ambele sisteme: drag ă și
carotier. Când se utilizeaz ă dragă, nu este
posibil s ă se determine adâncimea de
penetrare a probei.
5. Sedimene de fund neconsolidate Se poate utiliza: sistemul carotier. Sistemele
dragă nu sunt adecvate deoarece sunt
predispuse la scufundare prin stratul u șor.

Pentru recoltarea stratului superior de sedimente sau de sol se poate utiliza un sistem tip
dragă pentru prelevarea unor cantit ăți mari de prob ă, sau un sistem tip carotier, iar în cazul
râurilor mai pu țin adânci se poate folosi lopata [27 ].
Analizele profilurilor de adâncime pot fi utilizate pentru a ob ține informa ții
suplimentare despre istoricu l contamin ării și pentru a reconstrui tendin ța din trecut. Aceast ă
metod ă este cel mai bine aplicat ă în sedimentele unde viteza de acumulare a sedimentelor
este mare, iar viteza de perturbare a emisarului este suficient de mic ă pentru a nu cauza
decât o perturbare neglijabil ă contaminaților. Probele de sedimente de profil sunt colectate
exclusi v cu sistemul de tip carotier [27 ].
Prelevatoarele tip carotier, sunt utilizate când informa țiile privind profilul vertical al
sedimente lor este de interes sau când prelevatoarele tip drag ă nu pot fi folosite (de exemplu:
datorit ă tipului de sedimente).
Tuburile sondei sunt confec ționate de obicei din PVC sau Perspex, ultimul material
făcând posibil ă vizualizarea imediat ă a probei colectate. Se poate utiliza un înveli ș interior
din polietilen ă pentru a proteja probele de contaminare de peretele sondei. Sondele ac ționate
manual pot fi avantajoase pentru colectarea sedimentelor de suprafa ță: sonda poate fi un
tub/țeavă cu un diametru de 8 -10 cm care este introdus manual în sedimentele neperturbate
de aproape 30 cm. Dac ă este necesar, aerul de deasupra este înlocuit cu ap ă de la punctul
de prelevare, se introduce un dop de cauciuc și se scoate proba. Se pune imediat un capac
la cap ătul inferior. Apoi se evacueaz ă apa și se colecteaz ă stratul superior de 5 cm de
sedimente; folosirea unui piston poate fi util ă pentru scoaterea sedimentelor. Se mai poate
utiliza o sond ă acționat ă manual cu un prelungitor de țeavă sau tij ă, la adân cimi mai mari.
Sondele manuale au o utilizare limitat ă pentru colectarea profilurilor [27 ].
Sedimentele și solul sunt componente foarte neomogene din punct de vedere al structurii
pe orizontal ă (spațial) și vertical ă (granula ția, varia ții ale texturii, a compozi ției chimice,
biologice, a con ținutului de ap ă, a distribu ției diferi ților poluan ți etc.). De aceea, pentru a
caracteriza o suprafa șă relativ mic ă, pentru fiecare sec țiune de prelevare este necesar ă
recoltarea de probe multiple, pentru a estima para metrii care contribuie la varia ția global ă a
datelor analitice. Este recomandat ca în fiecare punct de prelevare s ă fie recoltate un num ăr
de 3-5 probe (replicate independente) [27 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

27 Probele pot fi analizate individual (ceea ce este de preferat) sau pot fi amestecate înainte
de analiz ă, rezultând astfel probele compuse. Atunci când sunt analizate probe dintr -un
amestec, pentru o mai bun ă omogenizare se recomand ă transformarea acestuia într -o pudr ă
fină înainte de divizarea probei [27 ].
Prelevarea de vegeta ție (papur ă și stuf), se realizeaz ă cu un dispozitiv tip lopat ă sau
hârle ț, cu care se sap ă în jurul fiec ărei rădăcini și se extrage planta manual, având grij ă ca
rădăcina s ă fie scoas ă în condi ții cât mai bune .
Eșantioanele de sediment sau vegeta ție, sunt păstrate în pungi din plastic sau în
containere rigide, în func ție de analizele prev ăzute, astfel încât să se evite modificarea
propriet ăților fizico -chimice ale acestora.

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

Sitarea p robelor de sedimente se poate face prin dispozitive simple folosind o pâlnie
umplut ă cu ap ă și acționând sita manual. Pentru cernerea unui num ăr mai mare de probe,
sitele pot fi a șezate în t ăvi sau p e dispozitive vibratoare (fig. 2 .5).

Fig. 2 .5. D ispozitiv de sitare sedimente [22 ].

Toate probele trebuie cernute cu site de 63 μm sau mai mari, cât mai curând dup ă
prelevare pentru a îndep ărta fragmentele de origine animal ă sau vegetal ă precum și organismele
bentonice. În urma prelucr ării ulterioare a probei cum ar fi înghe țarea, stocarea sau tratarea cu
ultrasunete materialul biotic poate degrada proba de sediment devenind parte a acestuia. Pentru
a diminua riscul dezechilibrului ap ă/sediment, cernerea se efectueaz ă cel mai bine cu apa de la
punctul d e prelevare. Pentru analizele de metale în urme sunt recomandate sitele din material
polimeric [22 ].
Probele se vor transfera în flacoane din polietilen ă cu gât larg sau în pungi, sp ălate în
prealabil. Recipientele de prelevare trebuie umplute pân ă la partea superioar ă pentru a opri
formarea de hidrogen sulfurat și a reduce oxidarea în timpul transportului. Este necesar ca
probele recoltate s ă fie conservate la o temperatur ă de 2-4șC și transportarea lo r cât mai repede
la laborator [27 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

28 2.2.3. Metode de uscare a probelor de sedimente și plante, pentru analiza
metalelor grele

Uscarea probelor este una din etapele premerg ătoare pentru analiza propriu -zisă a
probelor. Este foarte important ca determinarea analitic ă să se fac ă pe o prob ă uscat ă și la o
greutate constant ă, deoarece apa poate juca un rol important în determinarea e șantionului. În
cazul substan țelor solide apa este o cantitate variabil ă care depinde de factori cum ar fi
temperatura, umiditatea și starea de compar timentare a probei. În tabelul 2.3 sunt prezentate
trei moduri de uscare a sedimentelor și a plantelor, precum și avantajele și deza vantajele
metodelor de uscare [27 ].

Tabel 2 .3. Metode de uscare sedimente și plante [27 ].
Nr.
Crt. Tipul de
uscare a
probi de
sediment Pregătirea probei Avantaje Dezavantaje
1. Uscare la
temperatura
camerei Proba se
omogenizeaz ă bine
apoi se las ă la
uscat la
temperatura
camerei pân ă la
uscare complet ă. Nu este nevoie de
etuvare și pot fi
prelucrate simultan
mai multe probe. Uscarea la temperaturi
mici este mai lent ă.
Probele se pot
contamina mult mai
ușor. Îndep ărtarea apei
poate fi incomplet ă sau
variabil ă funcție de
umiditatea aerului din
încăpere.
2. Liofilizare Proba se
omogenizeaz ă bine
apoi se introduce în
liofilizator unde are
loc uscarea
sedimentului
printr -un procedeu
de răcire uscat ă. Pierderile de
substan țe volatile
sunt minime, iar
probele uscate prin
acest procedeu sunt
mai u șor de
dezagregat și de
omogenizat. Pentru aceast ă metod ă
sunt necesare
echipamente scumpe.
Timpul de uscare este
de 2-3 zile pentru probe
de sedimente.
3. Uscare la
etuvă Proba se
Omogenizeaz ă bine,
apoi se introduce în
etuvă la 105°C
până la atingerea
greut ății constante. Este o metod ă
rapid ă de uscare a
sedimentelor.
Etuva poate fi
modificat ă pentru a
minimaliza
contaminarea. Datorit ă uscării rapide a
probelor, etuva poate
transforma sedimentele
lutoase în agregate
foarte grele (c ărămizi),
iar din aceast ă cauză
dezagregarea s -ar face
mult mai greu.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

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

Fig. 2 .6. Modul de uscare al sedim entelor prin diferite tehnici [24 ].

În figura 2 .7. sunt prezentate probe de sediment, uscate în etuv ă la 105 °C pân ă la
aducerea lor la greutate constant ă.

Fig. 2 .7. Etapa de uscare a probelor în etuv ă [6].

Dacă determinarea se efectueaz ă pe o prob ă uscat ă, este de preferat congelarea uscat ă a
probei. Unele substan țe sunt foarte sensibile (oxideaz ă ușor) la condi țiile atmosferice și nu pot
fi uscate la temperatura camerei sau în etuv ă, însă ele pot fi liofilizate. Liofilizarea este un
proces în care substan țele sunt supuse unui proces de vid înalt dup ă ce au fost în prealabil
înghe țate. În acest mod substan țele sup use liofiliz ării vor r ămâne complet uscate [24 ].
Sedimentele uscate sunt higroscopice și vor absorbi umiditate dac ă nu se int roduc într –
un exicator , pân ă la ăcirea lor complet ă, apoi probele se pot m ăcina într -un mojar (fig. 2 .8.)
[24].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

30

Fig. 2 .8. Păstrarea probelor uscate în exicator/Etapa de m ăcinare a sedimentului în
mojar [24 ].

După ce s-a obținut o pulbere foarte fin ă, întreaga mas ă de sediment se introduce în vase
din sticl ă cu gât larg prev ăzute cu dop, și păstrate într -un exicator sau liofil izator pentru a limita
degradarea microbian ă.

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

Pentru ca o prob ă de sediment sau de vegeta ție să ajung ă la stadiul de a putea fi analizat ă,
este necesar ă o pretratare a probei cu aducerea probelor din stare solid ă în stare de solu ție prin
folosirea acizilor tari, care duc la dizolvarea complet ă a probelor.
Cel mai des folosit oxidant este apa regal ă (HNO₃: HCl 1:3) în care acidul azotic este
un bun agent oxidant, iar acidul clorhidric are propriet ăți de complexare și furnizeaz ă aciditate
puternic ă.
Reactivii folosi ți în mineralizarea și digestia probelor sunt [25 ]:
̵ Apă, calitate 1, conform ISO 3696/1 987 ( ≤ 0,01 mS/m);
̵ Acid azotic, ultrapur, p(HNO₃) = 1,4 kg/L (65%) – are un poten țial 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 di n vasul de
reacție în vederea mineraliz ării complete;
̵ Acid sulfuric, ultrapur, p(H₂SO₄) = 1,84 kg/L (95 -97%) – distruge moleculele organice,
și se utilizeaz ă în dezagreg ări cu microunde, în cantit ăți reduse;
̵ Apă oxigenat ă, p(H₂O₂) = 1,11kg/L (30% -40%) – se adaug ă la acid azotic sau la al ți
acizi. Reduce vaporii nitro ți și accelereaz ă reacția.

Pentru un mod de ac țiune mai rapid asupra probelor, se pot folosi
amestecurile de acizi, care în combina ții bine determinate pot da rezultate foarte bune:
̵ Acid azotic /apă oxigenat ă;
̵ Acid azotic/acid clorhidric;
̵ Acid azotic/acid sulfuric.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

31 În tabelul 2 .4. sunt prezentate metodele de extrac ție a metalelor grele din sol, sedimente și
vegeta ție [27 ]:

Tabel 2 .4. Metode de extrac ție a metalelor grele prin digestie acidă [27].
Nr.
Crt. Denumire
metodă de
extracție Principiul metodei de
extracție Avantaje Dezavantaje
1. Digestia acid ă
simpl ă în vase
deschise Probele se înc ălzesc în vase
deschise cu un amestec de
acid
azotic concentrat și apă
oxigenat ă sau acid
percloric. Este o metod ă simpl ă
și ieftin ă.
Este suficient ă pentru
unele matrici. Are un risc de
contaminare
crescut
Este o metod ă lentă
Metalele volatile ca
As, Sn, Hg pot s ă
dispar ă din prob ă.
2. Digestia acid ă
simpl ă în vase
presurizate Probele se mineralizeaz ă în
vase de digestie din PTFE
închise care se introduc
într-un
bloc de aluminiu ce este
folosit
pentru înc ălzire. Cost sc ăzut.
Fără posibilitate de
contaminare.
Previne pierderile de
materii volatile
datorit ă sistemului
închis de lucru. Poten țial crescut de
explozie.
Utilizarea
capacelor
și a vaselor din
PTFE
limiteaz ă
temperatura
maxim ă de digestie
la 170șC. Are un
control
limitat.
3. Digestia
automat ă la
presiune înalt ă Principiul de func ționare
este
asem ănător cu digestia
acidă în
vase presurizate, îns ă la
aceast ă metod ă exist ă
posibilitatea de control a
presiunii și a temperaturii.
Vasele de digestie sunt din
cuarț sau din sticl ă
carbonic ă și se poate lucra
la temperaturi de
320șC, și la presiuni de 130
barr. Este o metod ă relativ
rapid ă.
Are loc digestia
complet ă a probei.
Lipsa contamin ărilor. Costurile sunt
relativ
crescute.
4. Digestia cu
microunde Probele și acizii pentru
digestie sunt introdu și în
vase speciale confec ționate
din sticl ă, cuar ț
sau PTFE, acestea fiind
introduse într -un cuptor cu
microunde special și supuse
la
o temperatur ă și presiune
mare pentru un anumit
interval de timp. Metoda este relativ
rapid ă.
Digestia probelor
este complet ă.
Posibilitatea de
control a temperaturii
și presiunii de lucru.
Lipsa contamin ărilor.
Sistemul închis ce
previne pierderea
elementelor volatile. Costuri relativ
crescute.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

32 Digestia cu microunde în sistem închis s -a dovedit a fi una din cele mai rapide tehnici
pentru mineralizarea sedimentelor și a plantelor. O distinc ție aparte o are u șurință de dizolvare
a probelor, datorit ă sistemului automatizatcare nu se întâlne ște și în mineralizarea tradi țional ă.
Multe laboratoare folosesc aceast ă tehnic ă pentru a -și spori productivitatea datorit ă faptului c ă
metoda este relativ simpl ă, digestia probei este complet ă, contamin ările sunt minime existând
și posibilitatea de control a temperaturii și a presiunii. Probele și amestecurile de digestie sunt
introduse în tuburi speciale confec ționate din sticl ă, cuar ț sau PTFE (politetrafluoretilen ă), care
se introduc înt r-un cuptor cu microunde (fig. 2 .9), unde sub ac țiunea temperaturii și a
microundelor, proba este dezagregat ă.

Fig. 2 .9. Sistem de d igestie cu microunde Ethos 1 [29 ].

Sistemul de digestie cu micr ounde are aplicabilitate în mineralizarea probelor de ap ă,
sedimente, n ămol, sol sau plante, în vederea analiz ării acestora.
În tabelul 2 .5. sunt prezentate caracteristicile tehnice ale sistemului de mineralizare Ethos 1.

Tabelul 2 .5. Caracteristici tehnice ale sistem ului de mineralizare Ethos 1 [29 ].

Nr.
Crt. Specificații tehnice
1. Volum vase mineralizare 100 ml
2. Putere instalat ă microunde 1600W
3. Putere de ie șire microunde 1500W
4. Temp. max. de lucru ATC 300ș
5. Volum cavitate 43 L
6. Putere 3,5 kW
7. Frecven ța 50-60 Hz
8. Tensiune de alimentare 220 V
9. Debit exhaustor 5 m³/min

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

33 Sistemul ETHOS 1 cuprinde urm ătoarele p ărți componente :
̵ Cuptorul;
̵ Senzorul de temperatur ă;
̵ Rotorul;
̵ Suportul de lucru;
̵ Cheia dinamometric ă;
̵ Vase din teflon și scuturi de protec ție.

La elaborarea unei metode de digestie se începe cu o cantitate mic ă de prob ă (pentru a
evita exploziile care pot avea loc datorit ă naturii lor organice), și se aplic ă energia de microunde
la diferite nivele, pentru a ajunge în final la o prob ă dizolvat ă complet. Presiunea generat ă în
vasul de digestie este observat ă de un senzor de presiune care este comparat ă cu cea setat ă de
utilizator. Proba este considerat ă digestat ă atunci când nu mai r ămân în vasul
de reac ție particule solide vizibile, iar în urma dilu ției proba r ămâne clar ă.
Probele anorganice care includ metalele, sedimentele și cele mai multe soluri, sunt u șor
de digestat în acizi f ără a genera cantit ăți mari de produse secundare gazoase. Pe de alt ă parte
probele care con țin un procent mai ridicat de materie organic ă produc în urma reac țiilor,
cantit ăți mari de produ ți secundari gazo și.
După etapa de preg ătire a probei și aducerea acesteia în faz ă lichid ă prin tehnica
digestiei, se trece la analiza propriu -zisă, cu aparate specifice de analiz ă pentru determinarea
conținutului de metale grele.

2.2.5. Determinarea con ținutului de metale grele din probele de
sedimente și plante

2.2.5.1. Determinarea conținutului de metale grele prin tehnica de
absorbție atomică

Tehnica de bază pentru determinarea metalelor grele o reprezint ă spectroscopia atomic ă.
Aceasta include toate metodele analitice care folosesc emisia sau absorb ția radia țiilor
electromagnetice de c ătre atomii individuali ai fiec ărui analit. Dou ă din cele mai cunoscut e
metode sunt: spectrometria de absorb ție atomic ă (AAS) și spectrometria de fluorescen ță
atomic ă (AFS) [29 ].
Pentru analiza con ținutului de metale grele din probele de sol, sedimente și plante, o
largă utilizare o are spectrometrul de absorb ție atomic ă , 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 fu ncționare a unui spectrometru de absorbție
Atomică [29 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

34 2.2.5.2. 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 d e lucru fluorescența atomică [35 ].

Fig. 2 .11. Spectrometru de fluorescen ță atomic ă [35].

Domeniul de m ăsurare se extinde peste intervalele ppt (ng/L) -ppb (μg/L). Ca surs ă de
lumin ă excitatoare prezint ă o lamp ă de mercur de joas ă presiune care produce radia ții
ultraviolete, și emite îndeosebi pe lungimea de und ă de 253,7 nm [35 ].

2.2.5.3. 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 bazeaz ă pe o tor ță pe baz ă de plasm ă de argon care se formeaz ă la o
temperatur ă de 6000 șK, și permite practic excitarea oric ărui element. O condi ție de baz ă este
dezagregarea ini țială a probei prin aducerea acesteia în stare de solu ție, și pulverizarea acesteia
printr -un nebulizator direct în argonul care va intra în zona cald ă a plasmei. În figura 2 .12. este
prezentat ă schema de func ționare a spectrometrului de mas ă cu plasm ă cuplat ă inductiv [30 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

35

Fig. 2 .12. Etapele de analiz ă a unei probe prin tehnica ICP -MS [30 ].

Spectrometrul de mas ă cu plasm ă cuplat ă inductiv (fig. 2 .13) poate măsura urme de
elemente de până la părți pe trilion (ppt) sau poate m ăsura mai mult de 70 de elemente pentru
a determina compozi ția unei probe necun oscute [30 ].

Fig. 2 .13.. Spectrometru de mas ă cu plasm ă cuplat ă inductiv [30 ].

Analiza metalelor grele prin tehnica de lucru ICP-MS, este o metod ă de înaltă precizie,
folosit ă în foarte multe domenii de utilizare, analizele pot fi cantitative și semicantitative,
limitele de detec ție fiind mai mici decât alte tehnici îns ă un dezavantaj ar fi costurile de analiz ă
mai mari decâ t alte tehnici binecunoscute [30 ].

2.2.6. Metode de cânt ărire al probelor utilizate în analiza metalelor grele

Cânt ărirea este procedura cea mai comun ă și mai fundamental ă în analiza substan țelor
chimice din laborator.
Balan țele sunt instrumente de m ăsurare a mas ei și sunt de mai multe tipuri [34 ]:
̵ balan țe tehnice (cu precizie de ordinul gramelor, folosite pentru cânt ăriri de substan țe a
căror mas ă nu dep ășește 1 kg);
̵ balan țe farmaceutice (cu precizie de la 1 la 10 mg, folosite pentru
̵ cântăriri de substan țe a căror mas ă depășește 100 g);
̵ balan țe analitice (cu precizie de 0,1 mg, folosite pentru cânt ăriri de substan țe a c ăror
masă este sub 100 g), balan țe electronice (permit înregistrarea varia țiilor de mas ă în
timp).

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

36
Cânt ărirea probelor uscate trebuie efectuat ă în flacoane de sticl ă cu dop, pentru a preveni
absorb ția de umiditate din atmosfer ă. Inițial se cânt ărește flaconul cu dop și se face tarra, apoi
se cânt ărește proba. Cânt ărirea probelor de sedimente sau plante se poate face cu balan ța
analitic ă sau cu ba lanța tehnic ă. Balan țele (fig. 2 .14.) sunt electronice și de mare precizie și au
funcții de calibrare și ajustare complet automate func ție de timp și de temperatur ă [34].

Fig. 2 .14. Balan ța analitic ă și balan ța tehnic ă de laborator [34 ].

2.2.7. Sistemul GPS Magelan Triton 200

Sistemul GPS (G lobal Positioning System, fig. 2 .15.) este utilizat pentru pozi ționarea
geografic ă a punctelor de prelevare din teren prin intermediul sateli ților [28 ].

Fig. 2. .15. Si stemul GPS Magelan Triton 200 [28 ].

Sistemul Magelan este un dispozitiv GPS portabil, creat pentru utilizarea în natur ă.
Prezint ă următoarele caracteristici [28 ]:
̵ stocheaz ă puncte de interes care pot include și imagini;
̵ înregistreaz ă drumul de la început pân ă la sfâr șitul c ălătoriei și îl salveaz ă ca o rut ă care
va putea fi refolosit ă oricând se va dori;
̵ seteaz ă o rută rapid ă și foarte u șoară de la pozi ția curent ă la un punct de interes sau orice
alt punct de pe hart ă;
̵ încarc ă hărțile detaliate Magellan înso țite de informa țiile topografice cu cât mai multe
detalii posibile;
̵ creeaz ă o rută începând din pozi ția actual ă către alte puncte de interes diferite sau c ătre
alte locuri de pe hart ă.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

37 2.3.Stabilirea metodicii de cercetare a poluării remanente a solului cu metale grele .
2.3.1. Stabilirea condițiilor de luc ru

Eficien ța activit ății de cercetare experimental ă depinde de mai mul ți factori, respectiv:
̵ modul cum au fost identificate zonele poluate cu metale grele, respectiv sursele de
poluare;
̵ alegerea celor mai potrivite mijloace de investiga ție și a tehnicilor de măsurare
corespunz ătoare;
̵ organizarea corespunz ătoare a experien țelor;
– modul de prelucrare și de interpretare a datelor; conceperea unui model matematic,
care s ă prezinte leg ăturile (corela țiile) dintre sursele de poluare și poluarea rema nentă
a solurilor cu metale grele.

2.3.2. Stabilirea m ărimilor variabile referitoare la tipul de sol supus
analizei

Studierea procesului de poluare remanent ă a solurilor cu metale grele este foarte complicat
datorit ă faptului c ă solul are propriet ăți variabile în timp și spațiu.
Pentru determinarea gradului de poluare remanent ă a solurilor de c ătre ape s -au conceput o
serie de determin ări care au ca scop urm ătoarele:
̵ determinarea concentra ției de metale grele din sol (respectiv în malurile emisarilor);
̵ determinarea concentra ției de metale grele din plante de pe malurile emisarilor (având
în vedere arealul de cre ștere a speciei de plant ă).
Pentru grupa experimental ă s-a ținut cont de anumite caracteristici specifice, și anume,
specia de plant ă.
Conform ce lor prezentate anterior, în continuare sunt prezenta ți parametrii care vor fi lua ți
în considerare în cadrul determin ărilor experimentale pentru fiecare grup ă de studiu:
– probele de sol au fost prelevate pe trei nivele (factorul B), conform figurii 2.1 6.:
 nivel minim: 0 cm la interfa ță apă-sol ;
 nivel mediu: 50 cm pe mal fa ță de interfa ța apă-sol;
 nivel maxim: 100 cm pe mal fa ță de interfa ța apă-sol.

Fig. 2.1 6. Punct de prelevare sedimente [29 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

38

Fig. 2.17 . Cota minim ă a sec țiunii (0 cm la interfa ță apă-sol) [29 ]

Fig. 2.18 . Cota medie a sec țiunii (50 cm la interfa ță apă-sol) [29 ]

Fig. 2.19 . Cota maxim ă a sec țiunii (100 cm la interfa ță apă-sol) [29 ]

– determin ările experimentale au fost realizate pentru dou ă specii de plante (identificate
pentru fiecare punct de analiz ă), și anume ( factorul P):
 specia de plant ă Phragm ites Australis (stuf );
 specia de plant ă Typha Latifolia (papur ă).
Phragmites Australis, este o plant ă erbacee peren ă din familia gramineelor (Poaceae),
tulpin ă rigid ă de 1-4 m, frunze lanceolate verzi albăstrui și flori dispuse în panicule terminale
și este o bun ă acumulatoare de hidrocarburi și metale grele [29 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

39

Fig. 2.20 . Phragmites Australis [29 ].

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

Fig. 2.21 . Typha Latifolia [35 ].

În urma analizei m ărimilor variabile s -au conceput urm ătoarea form ă de graduare:
𝐶𝑚𝑒𝑡𝑎𝑙𝑒 𝑔𝑟𝑒𝑙𝑒 𝑝𝑙𝑎𝑛𝑡 ă=𝐵3×𝑃2
unde:

𝐶𝑚𝑒𝑡𝑎𝑙𝑒 𝑔𝑟𝑒𝑙𝑒 𝑝𝑙𝑎𝑛𝑡 ă – concentra ția de metale grele din plant ă;
𝐵3 – nivelele punctelor de prelevare (minim – 0 cm la interfa ță apă – sol, medium – 50
cm de la interfa ță apă – sol, maxim – 100 cm de la interfa ță apă – sol);
𝑃2– speciile de plant ă (Phragmites Australis – stuf, Typha Latifolia – Papur ă).

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

40 Capitolul III
REZULTATE EXPERIMENTALE OBȚINUTE

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 emi sarilor din bazinul hidrografic Siret.
Obiectivele urm ărite 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.

3.1. Determinarea concentrației de metale grele în sol și plante

În vederea realiz ării experien telor s -au ales loca ții de-a lungul râurilor Bistri ța și Siret, din
bazinul hidrografic Siret, respectiv în aval și amonte de o rașele Piatra Neam ț, Roman și Bac ău
și s-au făcut experimente pentru opt metale grele, și anume: As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb și Zn.
La sec țiunile luate în calcul stratul de sediment a fost în cantitate mare și de granula ție mai
mică de 63 µm, constând în ar gilă și mâl. Odat ă cu prelevarea sedimentelor s -a realizat și
prelevarea vegeta ției (stuf și papur ă) 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 interfa ța apă-sol;
̵ nivel mediu: 50 cm pe mal fa ță de interfa ța apă-sol;
̵ nivel maxim: 100 cm pe mal fa ță de interfa ța apă-sol.

În tabelul 3 .1. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru proba martor a
speciei de plant ă Phragmites Australis (stuf) și proba martor a speciei de plant ă Typha Latifolia
(papur ă) dintr -un sol nepoluat, respectiv pentru opt metale grele.
Tabelu l 3.1. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol,
respectiv pentru proba martor a speciei de plant ă Phragmites Australis și proba martor
a speciei de plant ă Typa Latifolia dintr -un sol nepoluat.
Locație nepoluată Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Sol 0,67 33 91 35 80 26 124 0,1
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunze 0,1 1,31 0,74 1,14 2,88 3,17 2,55 ND
Typha Latifolia
Rădăcină+Tuplină+Frunze 0,024 0,797 0,472 4,607 0,399 0,03 14,03 0,009
ND – nedetectabil ≈ 0,0001 mg/kg ≈ 0

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

41 3.1.1. 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 loca ții de-a lungul râurilor
Bistri ța și Crac ău, din bazinul hid rografic Siret.
În tabelele 1.2. și 1.3. sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale
grele din sol, respectiv pentru zonele de prelevare Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în
amonte de zona industrial ă a ora șului Piatra Neamț.
În tabelele 1.4 și 1.5 sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale
grele din speciile de plant ă Phragmites Australis și Typha Latifolia, respectiv pentru zonele de
prelevare Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de ora șul Piat ra Neam ț [31].

Fig. 3 .1. Secțiunile luate în calcul pentru programul de prelevare a probelor de sol și
plante [31]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

42 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].
Pângărați
Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă – sol 0,7 46,97 56,15 40,5 36,98 13,62 176,25 0,975
Nivel mediu (50
cm) de la Interfață
apă – sol 0,766 48,37 53,33 38,35 37,7 12,48 170,98 0,581
Nivel maxim (100
cm)
Interfață apă – sol 0,765 49,28 55,73 40,1 43,68 14,41 178,33 0,463

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].
Aval
Lac Bâtca
Doamnei Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg

[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă – sol 0,338 43,03 141,3 33,68 34,63 16,4 128,3 0,102
Nivel mediu (50
cm) de la
Interfață apă – sol 0,269 37,25 154,9 28,2 23,91 15,1 94,73 0,11
Nivel maxim (100
cm)
Interfață apă – sol 0,189 42,6 142,8 32,6 21,5 17,28 105 0,112

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]. Specia de plantă
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Pâgărați Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă –
sol 2,062 20,995 2,61 20,22 9,662 1,012 39,44 ND
Nivel mediu
(50 cm) de la
Interfață apă –
sol 2,321 22,665 1,91 19,42 9,933 0,91 38,42 ND
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă –
sol 2,239 23,6 1,99 20,06 12,55 1,22 47,48 ND

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

43 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] Specia de plantă
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Pâgărați Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă –
sol 1,112 19,066 7,25 14,011 8,332 1,662 32,66 ND
Nivel mediu
(50 cm) de la
Interfață apă –
sol 0,832 17,601 8,42 16,396 6,712 1,422 23,22 ND
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă –
sol 0,610 18,551 8,21 17,044 5,32 2,01 25,56 ND

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] Specia de plantă
Typha Latifolia
Rădăcină+Tulpină+Frunză Pâgărați Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă
– sol 3,029 40,181 114,34 38,817 62,59 4,42
360,4 0,165
Nivel mediu
(50 cm) de la
Interfață apă
– sol 2,623 31,82 125,6 33,7 45,11 4,321 277,1 0,188
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă
– sol 1,835 35,04 118,19 38,2 40,15 5,322 302,4 0,195

3.1.1.1. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de arsen în sol
și plante

În fig. 3 .2. este reprezentat grafic concentra ția de arsen în sol pentru dou ă puncte de
prelevare: Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de ora șul Piatra Neam ț.
Limita maxim ă admisibil ă pentru arsen în sol nu este dep ășită în niciunul din cele dou ă
puncte de prelevare valorile înregistrate fiind cup rinse între 12,48 mg/kg s.u. și 17,28 mg/kg
s.u.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

44

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 sc ăzută de absorb ție a arsenului din sol pentru toate cele
trei nivele interfa ță apă-sol, pentru sec țiunile de prelevare Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei
în amonte de ora șul Piatra Neam ț, în specia de plant ă Phragmites Australis.
Capacitatea de absorb ție a arsenului din sol pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare Pâng ărați), în specia de plant ă Phragmites Australis a fost cea mai
ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 91,51 % mai mic ă decât
în sol.
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a arsenul ui din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare
Pâng ărați), valoarea determinat ă fiind cu 92,70 % mai mic ă decât în sol.
Capacitatea de absorb ție a arsenului din sol pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), în specia de plant ă Phragmites Australis a
fost cea mai ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 88,36 %
mai mic ă decât în sol.
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare aval
Lac Bâtca Doamnei), valoarea determinat ă fiind cu 90,58 % mai mic ă decât în sol [30].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

45

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 sc ăzută de absor ție a arsenului din sol în specia de plant ă Phragmites
Australis pentru sec țiunile de prelevare Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de
orașul Piatra Neam ț, se datoreaz ă faptului că valorile concentra ției de arsen în sol determinate
sunt sub limita maxim ă admisibil ă.
Capacitatea de absorb ție a arsenului din so l pentru nivelul minim interfa ță apă-sol
(secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), în specia de plant ă Typha Latifolia a fost cea
mai ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 69,20 % mai mic ă
decât în sol.
Cea mai scăzută capacitate de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă Typha
Latifolia a fost pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare aval Lac Bâtca
Doamnei), valoarea determinat ă fiind cu 73,04 % mai mic ă decât în sol [30].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

46
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, resp ectiv pentru zonele de prelevare Dumbrava Ro șie, Roznov
(platforma Fibrex S ăvinești), Râu Crac ău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrial ă a ora șului
Piatra Neam ț.
Tabel 3.7. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol,
respecti v pentru zona de prelevare Dumbrava Roșie, în aval de orașul Piatra Neamț [31]
Dumbrava
Roșie Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă –
sol 1,082 35,86 95,08 60,65 62,49 21,24 315,5 0,487
Nivel mediu
(50 cm) de la
Interfață apă –
sol 1,067 37,89 86,28 57,15 60,64 17,63 326,0 0,361
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă –
sol 0,883 29,95 63,73 47,18 47,7 18,07 235,8 0,883

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

47 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]
Roznov Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă – sol 0,902 32,39 50,33 33,97 26,68 11,78 154,4 0,464
Nivel mediu (50
cm) de la Interfață
apă – sol 1,094 37,92 60,3 33,3 33,38 14,57 159,8 0,301
Nivel maxim (100
cm)
Interfață apă – sol 1,066 25,44 53,73 35,1 30,18 13,04 148,25 0,204

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]
Râul Cracău Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim (0cm)
Interfață apă – sol 0,76 20,24 39,78 29,38 23,57 9,993 132,43 0,429
Nivel mediu (50
cm) de la Interfață
apă – sol 0,789 35,78 51,9 32,8 24,18 10,96 113,45 1,224
Nivel maxim (100
cm)
Interfață apă – sol 0,709 20,44 43,85 21,83 24,18 10,28 110,2 0,721

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]
Râul Pod
Frunzeni Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă – sol 0,831 28,85 55,4 33,7 25,25 13,83 124,58 0,279
Nivel mediu (50
cm) de la Interfață
apă – sol 0,975 30,19 73,33 41,65 29,78 16,04 138,35 0,746
Nivel maxim (100
cm)
Interfață apă – sol 0,916 30,91 75,8 43,93 34,73 19,14 150,98 0,289

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

48 În fig. 3.5. este reprezentat grafic concentra ția de arsen în sol pentru patru puncte de
prelevare: Dumbrava Ro ție, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Crac ău, Pod Frunzeni,
în aval de zona industrial ă a ora șului Piatra Neam ț.

Fig. 3.5 . Concentrația de arsen în sol pentru punctul de prelevare Dumbrava Roși si
Roznov [30]
Limita maxim ă admisibil ă pentru arsen în sol nu este dep ățită 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 absorb ție a arsenului din sol pentru nivelul minim interfa ță apă-sol
(secțiunea de prelevare Dumbrava Ro șie), în specia de plant ă Typha Latifolia a fost cea mai
ridicat ă, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 60,81 % mai mic ă decât în sol.

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

Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă Typha
Latifolia a fost pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare Dumbrava Ro șie),
valoarea determinat ă fiind cu 69,13 % mai mic ă decât în sol.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

49 Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare
Dumbrava Ro șie), valoarea determinat ă fiind cu 87,4 % mai mic ă 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 maxim ă admisibil ă pentru cadmiu în sol (0,8 mg/kg s.u.) nu este dep ășită în
niciunul din cele dou ă 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 capa citate mai ridicat ă de absorb ție a cadmiului din sol pentru toate cele
trei nivele interfa ța apă-sol, pentru sec țiunea de prelevarem Pâng ărați în amonte de ora șul Piatra
Neamț, în specia de plant ă 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 ridicat ă de absorb ție a cadmiului din sol pentru toate
cele trei nivele interfa ța apă-sol, pentru sec țiunea de prelevare aval Lac Bâtc a Doamnei, în
amonte de ora șul Piatra Neam ț, în specia de plant ă Typha Latifolia, astfel:
– pentru nivelul minim interfa ța apă-sol cu 796,15 % mai mare decât în sol;
– pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol cu 875,09 % mai mare decât în sol;
– pentru nivel ul maxim interfa ța apă-sol cu 870,89 % mai mare decât în sol [32].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

50
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 Ro șie limita maxim ă admisibil ă pentru
cadmiu în sol este dep ățită cu 35,25 %, pentru nivelul 0 cm interfa ța apă-sol. Pentru nivelul 50
cm interfa ța apă-sol, limita maxim ă admisibil ă pentru cadmiu în sol este dep ășită cu 33,37 %,
iar pentru nivelul 100 cm interfa ța apă-sol, limita maxim ă admisibil ă pentru cadmiu în sol este
depășită cu 10,37 %.
Concentra ția maxim ă admisibil ă pentru cadmiu în sol pentru punctul de prelevare
Roznov (platforma Fibrex S ăvinești), în aval de ora șul Piatra Neam ț, este dep ășită cu 36,75 %,
pentru nivelul 50 cm interfa ța apă-sol, iar pentru nivelul 100 cm interfa ța apă-sol s-a înregistrat
o dep ășire a limitei maxime admisibile pentru cadmiu în sol de 33,25 %.
Pentru nivelul 0 cm interfa ța apă-sol limita maxim ă admisibil ă 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]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

51 3.1.1.3. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de nichel în sol
și plante

În fig. 3.11 . este reprezentat grafic concentra ția de nichel în sol pentru dou ă puncte de
prelevare: Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de ora șul Piatra Neam ț.

Fig. 3.11 . Concentrația de nichel în sol pentru două puncte de prelevare în amonte de
orașul Pia tra Neamț [30]
Capacitatea de absorb ție a nichelului din sol pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol , în
specia de plant ă Phragmites Australis a fost cea mai ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea
determinat ă în plant ă fiind cu 52,11 % mai mică decât în sol.
Capacitatea de absorb ție a nichelului din sol pentru nivelul minim interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), în specia de plant ă Typha Latifolia a fost cea
mai ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 6,62 % mai mic ă
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]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

52 În figu ra 3.13. este reprezentat grafic concentra ția de nichel în sol pentru patru
puncte de prelevare: Dumbrava Ro șie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Crac ău, Pod
Frunzeni, în aval de zona industrial ă a ora șului Piatra Neam ț.

Fig. 3.13 . Concentrația de nichel în sol pentru patru puncte de prelevare, în aval de zona
industrială a orașului Piatra Neamț [30]
Limita maxim ă admisibil ă pentru nichel în sol este dep ășită în cele patru puncte de
prelevare Dumbrava Ro șie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), R âu Crac ău, Pod Frunzeni,
în aval de zona industrial ă a ora șului Piatra Neam ț.

3.1.1.4. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de crom în sol
și plante

În fig. 3.14 . este reprezentat grafic concentra ția de crom în sol pentru dou ă puncte de
prelevare: Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de ora șul Piatra Neam ț.

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

53 Capacitatea de absorb ție a cromului din sol pentru toate cele trei nivele interfa ța apă-
sol (sec țiunea de prelevare Pâng ărați), în specia de plant ă Phragmites Australis a avut
aproximativ aceea și 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 aceea și valoare pentru toate cele trei ni vele, capacitatea de absorb ție a cromului
din sol în specia de plant ă Phragmites Australis fiind de:
̵ pentru nivelul minim interfa ța apă-sol cu 94,86 % mai mic ă decât în sol;
̵ pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol cu 94,56 % mai mic ă decât în sol;
̵ pentru ni velul maxim interfa ța apă-sol cu 94,25 % mai mic ă decât în sol [32].
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a cromului din sol în specia de plant ă Typha
Latifolia a fost pentru nivelul minim interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare aval Lac Bâtca
Doamnei), valoarea determinat ă fiind cu 19,07 % mai mic ă decât în sol.
Limita maxim ă admisibil ă pentru crom în sol nu este dep ășită în niciunul din cele patru
puncte de prelevare (Dumbrava Ro șie, Roznov (platforma Fibrex S ăvinești), Râu Crac ău, Pod
Frunzeni, în aval de zona industrial ă a ora șului Piatra Neam ț), 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
indu strială a orașului Piatra Neamț [30]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

54 3.1.1.5. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de cupru în sol
și plante

În fig. 3.17 . este reprezentat grafic concentra ția de cupru în sol pentru dou ă puncte de
prelevare: Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de ora șul Piatra Neam ț.

Fig. 3.17 . Concentrației de cupru în sol pentru două puncte de prelevare în amonte de
orașul Piatra Neamț [30]
Capacitatea de absorb ție a cuprului din sol pentru toate cele trei nivele interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare Pâng ărați), în specia de plant ă Phragmites Australis a avut aproximativ
aceea și valoare, valorile înregistrate fiind cu 50,07 % (nivel minim interfa ța apă-sol), 49,36 %
(nivel mediu interfa ța apă-sol), respectiv 49,97 % (nivel maxim inte rfața 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 sc ăzută capacitate de absorb ție a cuprului din sol în specia de plant ă Typha
Latifolia a fost pentru nivelul minim interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare aval Lac Bâtca
Doamnei), valoarea determinat ă fiind cu 15,25 % mai mare decât în sol.
Limita maxim ă admisibil ă pentru cupru în sol nu este dep ășită pentru punctele de
prelevare Roznov (platforma Fibrex S ăvinești) și Râu Crac ău, în aval de zona industrial ă a

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

55 orașului Piatra Neam ț), 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 maxim ă admisibil ă pentru cupru în sol este dep ășită în celelalte puncte de prelevare,
respectiv Dumbrava Ro șie și Pod Frunzeni, în aval de zona industrial ă a ora șului Piatra Neam ț
astfel:
̵ pentru punctul de prelevare Dumbrava Ro șie:
 nivel minim interfa ța apă-sol cu 51,62 % mai mare decât limita maxim ă admisibil ă;
 nivel mediu interfa ța apă-sol cu 42,87 % mai mare decât limita maxim ă admisibil ă;
 nivel maxim interfa ța apă-sol cu 17,95 % mai mare decât limita maxim ă admisibil ă;
̵ pentru punctul de prelevare Pod Frunzeni:
 nivelul minim interfa ța apă-sol nu este dep ășită limita maxim ă admisibil ă, acesta
având o valoare de 33,7 mg/kg s.u.;
 nivel mediu interfa ța apă-sol cu 4, 12 % mai mare decât limita maxim ă admisibil ă;
 nivel maxim interfa ța apă-sol cu 9,82 % mai mare decât limita maxim ă admisibil ă.

3.1.1.6. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de plumb în sol
și plante

În fig. 3.20 . este reprezentat grafic concentra ția de plumb în sol pentru dou ă puncte de
prelevare: Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de ora șul Piatra Neam ț.
Limita maxim ă admisibil ă pentru plumb în sol (85 mg/kg s.u.) nu este dep ășită în niciunul
din cele dou ă puncte de prelevare valorile înregistrate fiind cuprinse între 21,5 mg/kg s.u. și
43,68 mg/kg s.u [32].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

56
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 sc ăzută de absorb ție a plumbului din sol pentru toate
cele trei nivele interfa ța apă-sol, pentru sec țiunile de prelevare Pâng ărați și aval Lac Bâtca
Doamnei în amonte de ora șul Piatra Neam ț, în specia de plant ă Phragmites Australis.
Capacitatea de absorb ție a plumbului din sol p entru nivelul maxim interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare Pâng ărați), în specia de plant ă Phragmites Australis a fost cea mai
ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 71,26 % mai mic ă decât
în sol.
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a plumbului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul minim interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare
Pâng ărați), valoarea determinat ă fiind cu 73,87 % mai mic ă decât în sol.
Capacitatea de absorb ție a plumbului din sol pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare aval Lac Bâtca Doamnei), în specia de plant ă Phragmites Australis a
fost cea mai ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 85,12 %
mai mic ă decât în sol.
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a plumbului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare aval
Lac Bâtca Doamnei), valoarea determinat ă fiind cu 86,74 % mai mic ă decât în sol [33].

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

57 Capacitatea foarte sc ăzută de absor ție a plumbului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis pentru sec țiunile de prelevare Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în
amonte de ora șul Piatra Neam ț, se datoreaz ă faptului că valorile concentra ției de plumb în sol
determinate sunt sub limita maxim ă admisibil ă.

Fig. 3.22 . Concentrația de plumb în specia de plantă Typa La tifolia în amonte de orașul
Piatra Neamț [30]
În fig. 3.23 . este reprezentat grafic concentra ția de plumb în sol pentru patru puncte de
prelevare: Dumbrava Ro șie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Crac ău, Pod Frunzeni,
în aval de zona industrial ă a orașului Piatra Neam ț.
Limita maxim ă admisibil ă pentru plumb în sol nu este dep ășită 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]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

58 3.1.1.7. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de zinc în sol și
plante

În fig. 3.24. este reprezentat grafic concentra ția de zinc în sol pentru dou ă puncte de
prelevare: Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de ora șul Piatra Neam ț.

Fig. 3.24. Concentrația de zinc în sol pentru două puncte de prelevare în amonte
de orașul Piatra Neamț [30]
Capacitatea de absorb ție a zincului din sol pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare Pâng ărați), în specia de plant ă Phragmites Australis a fost cea mai
ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 73,37 % mai mic ă 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 ridicat ă de absorb ție a zincului din sol pentru toate
cele trei nivele interfa ța apă-sol, pentru sec țiunea de prelevare Lac Bâtca Doamnei, în amonte
de ora șul Piatra Neam ț, în specia de plant ă Typha Latifol ia, astfel:
̵ pentru nivelul minim interfa ța apă-sol cu 180,9% mai mare decât în sol;
̵ pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol cu 192,51% mai mare decât în sol;
̵ pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol cu 188 % mai mare decât în sol []31.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

59 În fig. 3. 26. este reprezentat grafic concentra ția de zinc în sol pentru patru puncte de
prelevare: Dumbrava Ro șie, Roznov (platforma Fibrex Săvinești), Râu Crac ău, Pod Frunzeni,
în aval de zona industrial ă a ora șului Piatra Neam ț.

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

3.1.1.8. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de mercur în
sol și plante

În fig. 3.27 . este reprezentat grafic concentra ția de zinc în mercur în sol pentru dou ă
puncte de prelevare: Pâng ărați și aval Lac Bâtca Doamnei, în amonte de ora șul Piatra Neam ț.

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

60 Limita maxim ă admisibil ă pentru mercur în sol (0,3 mg/kg s.u.) este dep ășită în punctul
de prelevare Pâng ărați, în amonte de ora șul Piatra Neam ț.
Concentra ția de mercur determinat ă în specia de plant ă Phragmites Australis, pentru
toate punctele de prelevare a avu t o valoare foarte sc ăzută (valoarea cea mai mare determinat ă
fiind de 0,0001 mg/kg s.u.), fiind considerat ă nedetectabil ă.

Fig. 3.28 . Concentrația de mercur în specia de plantă Typa Latifolia în amonte de
orașul Piatra Neamț [30]
S-a înregistrat o capacitate ridicat ă de absorb ție a mercurului din sol pentru toate cele
trei nivele interfa ța apă-sol, pentru sec țiunea de prelevare Lac Bâtca Doamnei, în amonte de
orașul Piatra Neam ț, în specia de plant ă Typha Latifolia, astfel:
̵ pentru nivelul minim inte rfața apă-sol cu 61,76 % mai mare decât în sol;
̵ pentru nivelul mediu interfața ap ă-sol cu 70,9 % mai mare decât în sol;
̵ pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol cu 74,1 % mai mare decât în sol [31].

În fig. 3.29 . este reprezentat grafic concentra ția de mercur în sol pentru patru puncte de
prelevare: Dumbrava Ro șie, Roznov, Râu Crac ău, Pod Frunzeni, în aval de zona industrial ă a
orașului Piatra Neam ț.

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

61 3.1.2. 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
prezent ate în fig. 3.30 . Sedimentele au fost prelevate din patru loca ții 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 ora șul Roman.
În tabelul 3 .12 sunt prezentate valorile determinate experimental pentru opt metale grele
din specia de plant ă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret, în
amonte de ora șul 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]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

62 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].
Râul Siret Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
Nivel minim (0
cm)
Interfață apă –
sol 0,177 29,58 29,85 15,28 9,52 8,343 35,75 0,064
Nivel mediu
(50 cm)
Interfață apă –
sol 1,02 52,21 51,58 33,65 10,07 12,07 85,63 0,08
Nivel Maxim
(100cm)
Interfață apă –
sol 0,17 33,95 31,1 12,18 7,918 10,44 23,91 0,047

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]
Râul Siret Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
Nivel minim (0
cm)
Interfață apă –
sol 0,513 13,004 1,338 8,228 2,44 0,634 7,37 ND
Nivel mediu
(50 cm)
Interfață apă –
sol 3,026 25,593 1,467 16,944 2,621 0,941 18,59 ND
Nivel Maxim
(100cm)
Interfață apă –
sol 0,492 14,97 1,561 6,288 1,937 0,809 5,56 ND

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 concentra ția de metale grele în sol pentru zona de
prelevare Râu Siret, în amonte de ora șul Roman.
Limita maxim ă admisibil ă pentru arsen, crom, cupru, plumb, zinc și mercur în sol nu
este dep ășită în punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de ora șul Roman.
Limita maxim ă admisibil ă pentru cadmiu și nichel în sol este dep ășită în punctul de
prelevare Râu Siret, în amonte de ora șul Roman astfel:
̵ pentru cadmiu doar pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol cu 27,5 %;
̵ pentru nichel doar pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol cu 49,17 %.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

63
Fig. 3.31 . Concentrația de metale grele în sol pentru punctul de prelevare Râu Siret, în
amonte de orașul Roman [33]

Capacitatea de absorb ție cea mai sc ăzută a metalelor grele din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis, în punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de ora șul Roman , a fost de:
̵ pentru arsen:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol, respectiv cu 92,2 % mai mic ă
decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul minim interfa ța apă-sol;
 respectiv cu 92,4 % mai mic ă decât în sol;
̵ pentru crom:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol, respectiv cu 94,98 % mai mic ă
decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol, respectiv cu 97,15 % mai mic ă
decât în sol;
̵ pentru plumb:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol, respectiv cu 73,97 % mai mic ă
decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol, respectiv cu 75,53 % mai mic ă
decât în sol;
̵ pentru zinc:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol, respectiv cu 76,74 % mai mic ă
decât în so l;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul minim interfa ța apă-sol, respectiv cu 79,38 % mai mic ă
decât în sol [31].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

64
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 absorb ție cea mai ridicat ă a metalelor grele din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis, în punctul de prelevare Râu Siret, în amonte de ora șul Roman, a fost de:
̵ pentru cadmiu:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol, respectiv cu 196,66 % mai
mare decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol, respectiv cu 189,41 % mai
mare decât în sol;
̵ pentru nichel:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol, respectiv cu 50,98 % mai mic ă
decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul minim interfa ța apă-sol, respectiv cu 56,03 % mai mic ă
decât în sol;
̵ pentru cupru:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul minim interfa ța apă-sol, respectiv cu 46,15 % mai mic ă
decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelu l mediu interfa ța apă-sol, respectiv cu 49,64 % mai mic ă
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
confluen ță Moldova/Siret) și Râu Siret -Drăgești în aval de ora șul Roman.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

65 Tabelul 3 .13. Valorile determinate experimental p entru cele opt metale grele din sol,
respectiv pentru zona de prelevare Râu Moldova, în aval de ora șul Roman [33]
Râul Moldova Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
Nivel minim (0
cm)
Interfață apă –
sol 2,45 26,43 42,87 29,78 50,65 13,84 141,3 0,083
Nivel mediu
(50 cm)
Interfață apă –
sol 0,31 24,73 41,08 33,98 20,91 13,34 71,56 0,064
Nivel Maxim
(100cm)
Interfață apă –
sol 0,71 29,96 41,17 32,64 34,95 13,57 84,88 0,08

Tabelul 3 .14. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol,
respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret (aval confluen ță Moldova/Siret), în aval de
orașul Roman [33]
Râul Siret (aval
conflunță
Moldova -Siret Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
Nivel minim (0
cm)
Interfață apă –
sol 3,098 22,8 53,53 47,49 78,5 12,08 216,5 0,079
Nivel mediu
(50 cm)
Interfață apă –
sol 3,943 26,99 47,03 34,73 91,38 12,91 12,91 0,009
Nivel Maxim
(100cm)
Interfață apă –
sol 4,052 24,61 37,08 34,2 86,13 11,63 254,7 0,035

Tabelul 3 .15. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol,
respectiv pentru zona de prelevare Râu Siret – Drăgești, în aval de ora șul Roman [33]
Râul Siret –
Drăgești Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
Nivel minim (0
cm)
Interfață apă –
sol 0,037 35,38 53,25 32,5 19,73 15,55 88,38 0,082
Nivel mediu
(50 cm)
Interfață apă –
sol 0,079 37,38 57,45 33,05 17,3 12,86 94,25 0,084
Nivel Maxim
(100cm)
Interfață apă –
sol 0,52 35,73 55,4 31,48 15,75 12,58 181,2 0,051

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

66 În fig. 3.33 . este reprezentat grafic concentra ția metale grele în sol pentru punctul de
prelevare Râu Moldova în aval de ora șul Roman.

Fig. 3.33 . Concentrația de metale grele în sol în aval de orașul Roman [32]
Limita maxim ă admisibil ă pentru arsen, nichel, crom, cupru, plumb, zinc și mercur în
sol nu este dep ășită în punctul de prelevare Râu Moldova, în aval de ora șul Roman.
În fig. 1.33. este reprezentat grafic concentra ția metale grele în sol pentru punctul de
prelevare Râu Siret (aval confluen ță Moldova/Siret) în aval de ora șul Roman.
Limita maxim ă admisibil ă pentru arsen, nichel, crom și mercur în sol nu este dep ățită în
punctul de prelevare Râu Siret (aval confluen ță Moldova/Siret), în aval de ora șul Roman.

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

67 Capacitatea de absorb ție cea mai ridicat ă a metalelor grele din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis, în punctul de prelevare Râu Moldova, în aval de ora șul Roman, a fost de:
̵ pentru cadmiu:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol, respectiv cu 200,78 % mai mare
decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul minim interfa ța apă-sol, respectiv cu 196,02 % mai mare
decât în sol;
̵ pentru nichel:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol, respectiv cu 58,51 % mai mic ă
decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol, respectiv cu 60,64 % mai mic ă
decât în sol;
̵ pentru cupru:
 cea mai ridicat ă pentru nivelul minim interfa ța apă-sol, respectiv cu 46,96 % mai mic ă
decât în sol;
 cea mai sc ăzută pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol, respectiv cu 49,14 % mai mic ă
decât în sol [31].

În fig. 3.35 . este reprezentat grafic concentra ția metale grele în solpentru punctul de
prelevare Râu Siret – Drăgești, în aval de ora șul Roman.

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

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

4.1. 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 loca ții de-a lungul râurilor Bistri ța 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 Bistri ța – Pod Lespezi și Râu
Bistri ța – Bogdan -Vodă, în amonte de ora șul Bac ău.
În tabelele 4.3., 4 .4. sunt prezentate valorile determinate experimental pen tru opt
metale grele din speciile de plant ă Phragmites Australis și Typha Latifolia, respectiv pentru
zonele de prelevare Râu Bistri ța – Pod Lespezi și Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă, în amonte de
orașul Bac ău.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

69 Tabel 4 .1. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol,
respectiv pentru zona de prelevare Râu Bistrța – Pod Lespez i în amonte de orașul Bacău [37 ]
Nr.
Crt. Râu Bistrița – Pod
Lespezi Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
1. Nivel minim (0cm)
Interfața apă – sol 0,934 30,69 64,63 45,13 31,28 16,65 138,35 0,311
2. Nivel mediu (50 cm)
Interfața apă – sol 0,918 25,35 62,43 45,7 31,85 16,59 139,8 0,398
3. Nivel maxim (100 cm)
Interfața apă – sol 0,731 19,73 41,98 33,2 26,8 15,68 116,5 0,186

Tabel 4 .2. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din sol, respectiv
pentru zona de prelevare Râu Bistrița – Bogdan Vo dă, în amonte de orașul Bacău [37 ]
Nr.
Crt. Râu Bistrița – Bogdan –
Vodă Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
1. Nivel minim (0cm)
Interfața apă – sol 0,031 47,5 61,73 51,45 28,65 11,99 28,03 0,218
2. Nivel mediu (50 cm)
Interfața apă – sol 0,249 40,55 60,19 42,52 22,37 12,59 80,57 0,185
3. Nivel maxim (100 cm)
Interfața apă – sol 0,212 47,74 54,49 59,45 31,58 12,83 77,5 0,116

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] Specia de plantă
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Râu Bistrița –
Pod Lespezi Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă – sol 2,736 13,53 2,368 23,94 7,714 1,39 34,11 ND
Nivel mediu (50
cm) de la
Interfață apă – sol 2,86 10,423 2,213 24,69 8,055 1,118 36,67 ND
Nivel maxim (100
cm)
Interfață apă – sol 2,042 7,68 1,934 17,943 6,231 1,95 27,49 ND
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] Specia de plantă
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Râu Bistrița –
Bogdan -Vodă Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă –
sol 0,301 43,40 49,63 60,35 54,96 3,095 80,47 0,352
Nivel mediu (50
cm) de la
Interfață apă –
sol 2,355 36,32 47,21 48,22 43,021 3,281 229,45 0,311
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă –
sol 1,97 43,85 41,22 67,55 60,554 3,554 217,21 0,191

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

70
4.2. 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 concentra ția de arsen în sol pentru dou ă puncte de
prelevare: Râu Bistri ța – Pod Lespezi și Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă, în amonte de ora șul
Bacău.
Limita maxim ă admisibil ă pentru arsen în sol nu este dep ășită în niciunul din cele dou ă
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 sc ăzută de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă Phragmites
Australis pentru sec țiunile de prelevare Râu Bistri ța – Pod Lespezi și Râu Bistri ța – Bogdan –
Vodă, în amonte de ora șul Bac ău, se datoreaz ă faptului c ă valorile concentra ției de arsen în sol
determinate sunt sub limita maxim ă admisibil ă.
Capacita tea de absorb ție a arsenului din sol pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă), în specia de plant ă Typha Latifolia a fost
cea mai ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 7 2,29 % mai
mică decât în sol [24 ].
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă Typha
Latifolia a fost pentru nivelul minim interfa ța apă-sol (sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța –
Bogdan -Vodă), valoarea determinat ă fiind cu 74,18 % mai mic ă decât în sol.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

71
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 determ inate experimental pentru opt
metale grele din sol, respectiv pentru zonele de prelevare Râu Bistri ța – aval Lac Agrement,
Râu Bistri ța – aval Bac ău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret –
aval confluen t Bistri ța/Siret, în aval de orașul Bac ău.
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]
Nr.
Crt. Râu Bistrița – aval
Bacău Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
1. Nivel minim (0cm)
Interfața apă – sol 0,36 25,92 37,25 57,03 29,44 7,968 25,32 0,039
2. Nivel mediu (50 cm)
Interfața apă – sol 0,335 27,67 41,68 62,59 33,39 8,525 80,1 0,03
3. Nivel maxim (100 cm)
Interfața apă – sol 0,745 44,09 51,45 103,5 38,1 11,04 94,45 0,062

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]
Nr.
Crt. Râu Siret – Pod Holt Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
1. Nivel minim (0cm)
Interfața apă – sol 1,89 23,95 57,11 54,31 151,4 15,65 440,4 0,076
2. Nivel mediu (50 cm)
Interfața apă – sol 1,37 21,21 41,47 37,63 77,5 12,5 256,4 0,038
3. Nivel maxim (100 cm)
Interfața apă – sol 0,809 27,17 36,63 26,55 24,93 14,54 108,5 0,052

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

72 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]
Nr.
Crt. Râu Siret – vărsare
canal UHE Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
1. Nivel minim (0cm)
Interfața apă – sol 0,279 38,7 154,2 24,52 15,28 15,13 71,3 0,11
2. Nivel mediu (50 cm)
Interfața apă – sol 0,284 37,53 133,4 29,65 17,25 15,44 74,18 0,066
3. Nivel maxim (100 cm)
Interfața apă – sol 0,31 38 152,3 30,73 18,6 17,07 81,35 0,07

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]
Nr.
Crt. Râu Siret – aval
confluență
Bistrița/Siret Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg s.u.]
1. Nivel minim (0cm)
Interfața apă – sol 0,346 45,58 154,7 36,03 20,5 18,21 90,3 0,076
2. Nivel mediu (50 cm)
Interfața apă – sol 0,460 48,52 140,5 38,52 28,14 14,2 120,5 0,07
3. Nivel maxim (100 cm)
Interfața apă – sol 0,312 46,12 150,2 30,25 27,2 15,68 102,5 0,082

În figura 4 .4. este reprezentat grafic concentra ția de arsen în sol pentru cinci puncte de
prelevare: Râu Bistri ța – aval Lac Agrement, Râu Bistri ța – aval Bac ău, Râu Siret – Pod Holt,
Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret, în aval de ora șul
Bacău [25 ].

Fig. 4 .4. Concentrația de arsen în sol pentru cinci puncte de prelevare, Râu Bistrița –
aval Lac Agremen t, 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]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

73 Limita maxim ă admisibilă pentru arsen în sol nu este dep ășită 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 plant ă Phragmites Australis și Typha Latifolia, respectiv pentru
zonele de prelevare din aval de ora șul Bac ău, și anume: Râu Bistri ța – aval Lac Agrement,
Râu Bistri ța – aval Bac ău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret –
aval confluen ță Bistri ța/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] Specia de plantă
Phragmites Au stralis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Râu Bistrița
– aval
Bacău Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă –
sol 7,129 31,63 62,25 80,8 76,23 4,948 451,22 0,409
Nivel mediu
(50 cm) de la
Interfață apă –
sol 11,345 42,904 58,83 64,26 174,331 4,33 645,89 0,49
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă –
sol 10,123 43,16 86,69 84,67 150,985 4,695 758,34 0,631

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] Specia de plantă
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Râu Bistrița –
Bogdan -Vodă Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă –
sol 1,085 12,32 1,44 28,21 7,08 0,631 5,83 ND
Nivel mediu (50
cm) de la
Interfață apă –
sol 0,975 13,52 1,76 34,02 9,331 0,573 16,011 ND
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă –
sol 2,092 20,991 1,861 54,892 10,411 0,662 20,551 ND

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

74 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] Specia de plantă
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Râu Bistrița –
aval Bacău Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă –
sol 3,564 15,28 2,87 36,28 10,26 1,623 36,29 ND
Nivel mediu (50
cm) de la
Interfață apă –
sol 4,321 20,554 2,541 28,554 25,332 1,445 54,25 ND
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă –
sol 3,988 22,445 3,25 30,2 15,554 1,354 62,55 ND

Tabelul 4 .12. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia
de plant ă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare aval de ora șul Bac ău
respectiv, Râu Siret – vărsare canal UHE [ 37] Specia de plantă
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Râu Siret –
vărsare canal
UHE Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă – sol 0,782 17,884 5,58 13,55 3,156 0,978 17,54 ND
Nivel mediu (50
cm) de la
Interfață apă – sol 0,772 16,54 3,65 15,557 3,658 1,127 17,58 ND
Nivel maxim (100
cm)
Interfață apă – sol 0,899 17,05 4,45 17,222 4,887 1,371 20,89 ND

Tabelul 4 .13. Valorile determinate experimental pentru cele opt metale grele din specia
de plant ă Phragmites Australis, respectiv pentru zona de prelevare aval de ora șul Bac ău
respectiv, Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret [ 37] Specia de plantă
Phragmites Australis
Rădăcină+Tulpină+Frunză Râu Siret –
aval
confluență
Bistrița/Siret Cd Ni Cr Cu Pb As Zn Hg
[mg/kg substanță uscată]
Nivel minim
(0cm)
Interfață apă – sol 1,055 20,22 6,54 20,2 5,22 1,404 22,889 ND
Nivel mediu (50
cm) de la
Interfață apă – sol 1,387 21,55 3,86 22,54 7,32 0,905 25,22 ND
Nivel maxim
(100 cm)
Interfață apă – sol 0,957 21,52 6,03 14,2 6,92 1,021 24,25 ND

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

75 Capacitatea de absorb ție a arsenului din sol pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol
(secțiunea de prelevare Râu Bistri ța – aval Bac ău), în specia de plant ă Typha Latifolia a fost
cea mai ridicat ă, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu 74,13 % mai mic ă 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 sc ăzută capacitate de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă Typha
Latifolia a fost pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol (secțiunea de prelevare Râu Bistri ța – aval
Bacău), valoarea determinat ă fiind cu 75,28 % mai mic ă decât în sol.
S-a înregistrat o capacitate mai sc ăzută de absorb ție a arsenului din sol pentru toate
cele trei nivele interfa ță apă-sol, pentru sec țiunile de prelevare Râu Bistri ța – aval Lac
Agrement, Râu Bistri ța – aval Bac ău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE,
Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret, în aval de ora șul Bac ău, în specia de plant ă
Phragmites Australis [ 29].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

76
Fig. 4 .6. Concentrația de arsen în specia de plantă Phragmites Australis pentru cinci
puncte de prelevare [ 36]
Capacitatea de absorb ție a arsenului din sol pentru nivelul minim interfa ță apă-sol
(secțiunea de prelevare Râu Bistri ța – aval Lac Agrem ent), în specia de plant ă Phragmites
Australis a fost cea mai ridicat ă față de celelalte nivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind cu
92,08 % mai mic ă decât în sol.
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol (sec țiunea de prelevare Râu
Bistri ța – aval Lac Agrement), valoarea determinat ă fiind cu 94 % mai mic ă decât în sol.

Capacitatea de absorb ție a arsenului din sol în specia de plant ă Phrag mites Australis
pentru sec țiunea de prelevare Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret a fost:
– pentru nivelul minim interfa ță apă-sol cu 92,28 % mai mic ă decât în sol;
– pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol cu 93,62 % mai mic ă decât în sol;
– pentru nivelul maxim interfa ța apă-sol cu 93,48% mai mic ă decât în sol [30 ].

4.3. 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 concentra ția de cadmiu în sol pentru dou ă puncte
de prelevare: Râu Bistri ța – Pod Lespezi și Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă, în amonte de ora șul
Bacău.
Limita maxim ă admisibil ă pentru cadmiu în sol nu este dep ășită în punctul de prelevare
Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă, în amonte de ora șul Bac ău valorile înregistrate fiind cuprinse între
0,031 mg/kg s.u. și 0,249 mg/kg s.u.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

77
Fig. 4 .7. Concentrația de cadniu în sol pentru două puncte de prelevare [ 36]
Concentra ția de cadmiu în sol pentru punctul de prelevare Râu Bistri ța – Pod Lespezi,
în aval de ora șul Bac ău, este dep ășită cu 16,75 %, pentru nivelul 0 cm interfa ță apă-sol, iar
pentru nivelul 50 cm interfa ță apă-sol s-a înregistrat o dep ășire a limitei maxime admisibile
pentru cadmiu în sol de 14,75 %.
S-a înregistrat o capacitate foarte ridicat ă de absorb ție a cadmiului din sol pentru toate
cele trei nivele interfa ță apă-sol, pentru sec țiunile de prelevare Râu Bistri ța – Pod Lespezi și
Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă, în amonte de ora șul Bac ău, în specia de plant ă Phragmites
Australis.

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

78 În cazul punctelor de prelevare Râu Bistri ța – aval Lac Agrement, Râu Siret – vărsare
canal UHE, Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret, în aval de ora șul Bac ău, limita maxim ă
admisibil ă pentru cadmiu în sol nu este dep ășită, valorile înregistrate fiind cuprinse între 0,279
mg/kg s.u. și 0,745 mg/kg s.u.
Capacitatea de absorb ție a cadmiului din sol pentru nivelele minim/mediu/maxim
interfa ță apă-sol (sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța – aval Bac ău), în specia de plant ă Typha
Latifolia a fost foarte ridicat ă, valoarea determinat ă în plant ă 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]

4.4. 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]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

79 Capacitatea de absorb ție a nichelului din sol pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța
– aval Bac ău, în specia de plant ă Typha Latifolia a fost:
– cu 8,84 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă- sol;
– cu 10,89 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă- sol;
– cu 13 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță 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 ridica tă capacitate
de absorb ție a nichelului din sol în specia de plant ă Phragmites Australis a fost pentru nivelul
minim interfa ță apă-sol, valoarea determinat ă fiind cu 53,78 % mai mic ă decât în sol.
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a nichelului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol (sec țiunea de prelevare Râu
Siret – vărsare canal UHE), valoarea determinat ă fiind cu 55,92 % mai mic ă decât în sol [30 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

80
Fig. 4 .12. Concentrația de nichel în spe cia de plantă Typa Latifolia [7]
Capacitatea de absorb ție a nichelului din sol pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța
– aval Bac ău, în specia de plant ă Typha Latifolia a fost:
– cu 8,84 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă- sol;
– cu 10,89 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă- sol;
– cu 13 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol [30 ].
4.5. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrației de crom în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău

Limita maxim ă admisibil ă pentru crom în sol nu este dep ășită în niciunul punctele de
prelevare (Râu Bistri ța – aval Lac Agrement, Râu S iret – Pod Holt, în aval de ora șul Bac ău),
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 pe ntru cinci puncte de prelevare [3 6]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

81 Capacitatea de absorb ție a cromului din sol pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța
– aval Bac ău, în specia de plant ă Typha Latifolia a fost:
– cu 18,1 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ța apă- sol;
– cu 19,44 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ța apă- sol;
– cu 21,11 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă- sol [29 ].

Fig. 4 .14. Concentratia de crom în specia de plantă Typa Latifolia [ 37]

Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a cromului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol (sec țiunea de prelevare Râu
Bistri ța – aval Lac Agrement), valoarea determinat ă fiind cu 96,38 % mai mic ă decât în sol.

Fig. 4 .15. Concentrația de crom în specia de plantă Phragmites Australis pentru 5
puncte de prelevare [ 36]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

82 Capacitatea de absorb ție a cromului din sol pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța –
aval Bac ău în specia de plant ă Phragmites Australis a avut valoarea cea mai ridicat ă pentru
nivelul minim interfa ță apă-sol, valoarea determinat ă fiind cu 96,39 % mai mic ă decât în sol.
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a cromului din sol în specia de plant ă
Phragmites Australis a fost pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol (sec țiunea de prelevare Râu
Bistri ța – aval Bacău), valoarea determinat ă fiind cu 97,04 % mai mic ă decât în sol.

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

Limita maxim ă admisibil ă pentru cupru în sol nu este dep ățită pentru punctele de
prelevare Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret, în aval de
orașul Bac ău, 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 absorb ție a cuprului din sol pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța –
aval Bac ău, în specia de plant ă Typha Latifolia a fost:
– cu 17,05 % mai mare decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă- sol;
– cu 13,73 % mai mare decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă- sol;
– cu 17,79 % mai mare decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă- sol.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

83
Fig. 4 .17. Concentrația de cupru în specia de plantă Typa Latifolia [ 36]

Capacitatea de absorb ție a cuprului din sol pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol
(secțiunea de prelevare Râu Bistri ța – aval Lac Agrement), înmspecia de plant ă Phragmites
Australis a fost cea mai ridicat ă față de celelaltemnivele, valoarea determinat ă în plant ă fiind
cu 45,57 % mai mic ă decât în sol.
Cea mai sc ăzută capacitate de absorb ție a cuprului din sol în specia de plant ă Phragmites
Australis a fost pentru nivelul minim interfa ță apă-sol (sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța –
aval Lac Agrement), valoarea determin ată fiind cu 50,5 % mai mic ă decât în sol.

Fig. 4 .18. Concentrația de cupru în specia de plantă Phragmites Australis pentru cinci
puncte de prelevare [ 36]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

84 Capacitatea de absorb ție a cuprului din sol pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța
– aval Bac ău în specia de plant ă Phragmites Australis a avut valoarea cea mai ridicat ă pentru
nivelul minim interfa ță apă-sol, valoarea determinat ă fiind cu 47,44 % mai mic ă decât în sol.

4.7. Rezultatele experimentale pentru determinarea concentrație i de plumb în sol și
plante în amonte și aval de orașul Bacău

S-a înregistrat o capacitate foarte ridicat ă de absorb ție a plumbului din sol pentru toate
cele trei nivele interfa ță apă-sol, pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă, în
amonte de ora șul Bac ău, în specia de plant ă Typha Latifolia , astfel:
– pentru nivelul minim interfa ța apă-sol cu 91,83 % mai mare decât în sol;
– pentru nivelul mediu interfa ța apă-sol cu 92,31 % mai mare decât în sol;
– pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol cu 91,74 % mai mare decât în sol.

Fig. 4 .19. Concentrația de plumb în specia de plantă Typa Latifolia [ 36]

Limita maxim ă admisibil ă pentru plumb în sol nu este dep ășită în punctele de prelevare
Râu Bistri ța – aval Lac Agrement, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluen ță
Bistri ța/Siret, în aval de ora șul Bac ău valorile înregistrate fiind cuprinse între 15,28 mg/kg s.u.
și 38,1 mg/kg s.u.

Capacitatea de absorb ție a plumbului din sol în specia de plant ă Phragmites Australis,
pentru cele cinci puncte de prelevare Râu Bistri ța – aval Lac Agrement, Râu Bistri ța – aval
Bacău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluen ță
Bistri ța/Siret, în aval de ora șul Bac ău a fost:

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

85 – pentru punctul de prelevare Râ u Bistri ța – aval Lac Agrement:
• cu 75,95 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 72,05 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 72,82 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol;
– pentru punctul de prelevare Râu Bistri ța – aval Bac ău:
• cu 74,96 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 72,69 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 80,35 % mai mic ă decât în sol, pentr u nivelul maxim interfa ță apă-sol;
– pentru punctul de prelevare Râu Siret – Pod Holt:
• cu 73,48 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 75,62 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 81,09 % mai mică decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol;
– pentru punctul de prelevare Râu Siret – vărsare canal UHE:
• cu 79,34 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 78,79 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 73,72 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol;
– pentru punctul de prelevare Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret:
• cu 74,53 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 73,98 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 74,55 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol [31 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

86
Fig. 4 .20. Concentrația de plumb în specia de plantă Phragmites Australis pentru
cinci puncte de prelevare [ 36]

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

S-a înregistrat o capacitate foarte ridicat ă de absorb ție a zincului din sol pentru toa te
cele trei nivele interfa ță apă-sol, pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă în
amonte de ora șul Bac ău, în specia de plant ă Typha Latifolia , astfel:
– pentru nivelul minim interfa ță apă-sol cu 187,05% mai mare decât în sol;
– pentru niv elul mediu interfa ță apă-sol cu 184,78% mai mare decât în sol;
– pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol cu 180,27 % mai mare decât în sol.

Fig. 4 .21. Concentrația de zinc în specia de plantă Typa Latifolia [ 36]
Limita maxim ă admisibil ă pentru zinc în sol nu este dep ășită în punctele de prelevare
Râu Bistri ța – aval Lac Agrement, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluen ță
Bistri ța/Siret, în aval de ora șul Bac ău valorile înregistrate fiind cuprinse între 25,32 mg/kg s.u.
și 120,5 mg/kg s.u.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

87
Fig. 4 .22. Concentrația de zinc în sol pentru cinci puncte de prelevare [ 36]
Capacitatea de absorb ție a zincului din sol pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța –
aval Bac ău, în specia de plant ă Typha Latifolia a fost foarte ridicat ă, și anume:
– cu 184,32 % mai mare decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
– cu 179,84 % mai mare decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă- sol;
– cu 182,01 % mai mare decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol [30] .

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

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

88 Capacitatea de absorb ție a zincului din sol în specia de plant ă Phragmites Australis (fig.
140), pentru cele cinci puncte de prelevare Râu Bistri ța – aval Lac Agrement, Râu Bistri ța –
aval Bac ău, Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret – vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluen ță
Bistri ța/Siret, în aval de ora șul Bac ău a fost:
– pentru punctul de prelevare Râu Bistri ța – aval Lac Agrement:
• cu 76,69 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 80,015 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 78,24 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol;
– pentru punctul de prelevare Râu Bistri ța – aval Bac ău:
• cu 77,13 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 76,49 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 76,73 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol;
– pentru punctul de prelevare Râu Siret – Pod Holt:
• cu 79,04 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 76,25 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 75,52 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol;
– pentru punctul de prelevare Râu Siret – vărsare canal UHE:
• cu 75,39 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 76,3 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 74,32 % mai mic ă decât în sol, pe ntru nivelul maxim interfa ță apă-sol;
– pentru punctul de prelevare Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret:
• cu 74,65 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul minim interfa ță apă-sol;
• cu 79,07 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol;
• cu 76,34 % mai mic ă decât în sol, pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol [29 ].

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

89
Fig. 4 .24. Concentrația de zinc în specia de plantă Phragmites Australis pentru cinci
puncte de prelevare [ 36]

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

S-a înregistrat o capacitate ridicat ă de absorb ție a mercurului din sol pentru toate cele trei nivele
interfa ță apă-sol, pentru sec țiunea de prelevare Râu Bistri ța – Bogdan -Vodă, în amonte de
orașul Bac ău, în specia de plant ă Typha Latifolia , astfel:

– pentru nivelul minim interfa ță apă-sol cu 61,46 % mai mare decât în sol;
– pentru nivelul mediu interfa ță apă-sol cu 68,1 % mai mare decât în sol;
– pentru nivelul maxim interfa ță apă-sol cu 64,65 % m ai mare decât în sol [29 ].

Fig. 4 .25. Concentrația de mercur în specia Typa Latifolia [ 36]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

90 Limita maxim ă admisibil ă pentru mercur în sol nu este dep ățită în cele cinci puncte de
prelevare, respectiv Râu Bistri ța – aval Lac Agrement, Râu Bistri ța – aval Bac ău (nivel minim
și mediu), Râu Siret – Pod Holt, Râu Siret:
– vărsare canal UHE, Râu Siret – aval confluen ță Bistri ța/Siret, în aval de ora șul Bac ău.

Fig. 4 .26. Concentrația de mercur în sol pentru cinci puncte de prelevare [ 36]

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

91 CONCLUZII CAPITOLUL I

1. În urma studierii materialelor documentare privind procesul de poluare a solului s -au
desprins următoarele concluzii:
Solul ca ecosistem îndepline ște o serie de func ții:
• funcția ecologic ă;
• funcția economic ă;
• funcția energetic ă;
• funcția tehnico -industrial ă;
– Solurile au propriet ăți variabile în timp și spațiu;
2. Solul fiind un sistem mult mai complex decât aerul și apa, poluarea îi afecteaz ă propriet ățile,
deci și fertilitatea. În plus, poluan ții pot trece din s ol în plante, ap ă 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 g ăsi în sol sub diferite forme asociate cu constituen ți minerali și
organici ai fazei solide .
2. Metalele grele în concentra ție de peste 0,1 % în sol devin toxice pentru plante,
ducând la schimbarea structurii comunit ății de plante într -un habitat polu at .
3. Exist ă specii de plante care se pot adapta la concentra ții mai ridicate de metale
(metalofite), existând un prag critic pentru fiecare plant ă.
4. Metalele grele reprezint ă o categorie important ă de poluan ți toxici stabili. Spre
deosebire de poluan ții organici, m etalele nu sunt biodegradabile, au caracter pu țin mobil în

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

92 general, și din aceste cauze persist ă în compartimentele de stocare (sol, sedimente) pentru o
perioad ă lungă de timp.
5. La nivelul solului metalele sunt distribuite, potrivit st ării chimice în care se afl ă,
prin intermediul fluxurilor de suprafa ță, a fluxurilor hidrologice de infiltra ție către stratul
acvifer și a fluxurilor c ătre organismele care preiau pe cale trofic ă substan țe din sol .
6. Prezen ța în sol și sedimente a substan țelor cu remanen ță mare duce la instalarea
fenomenului de poluare remanent ă, poluare care poate fi poluare remanent ă fizică sau poluare
remanent ă chimic ă.
7. Transportul metalelor grele în sol are loc sub form ă lichid ă sau în suspensie fie prin
intermediul r ădăcinilor plantelor fie în asocia ție cu microorganis mele prezente în sol .
8. Solurile grosiere, cele nisipoase și cele acide au capacitate redus ă de
a reține metalele grele, astfel c ă acestea sunt absorbite cu u șurință de către
plante.
9. Pentru studiul impa ctului ecologic al polu ării remanente cu metale grele a solului s –
a determinat concentra ția de metale grele din sol și plante, stabilindu -se rela țiile matematice și
factorii care influen țează acest proces.
10. În func ție de zonele în care sunt l ocalizate p rincipalele surse de poluare, s -au
definit și particularizat urm ătoarele:
̵ punctele de prelevare;
̵ aria luat ă în lucru ca obiectiv de analiz ă;
̵ concentra ția de metale grele din sol;
̵ concentra ția de metale grele din specia de plant ă Typha Latifolia;
̵ concentra ția de metale grele din specia de plană Phragmites Australis;
̵ capacitatea de absor ție a metalelor grele din sol în specia de plant ă Typha Latifolia;
̵ capacitatea de absor ție a metalelor grele din sol în specia de plant ă Phragmites
Australis;
11. Analiza te oretic ă și experimental ă realizat ă oferă posibilitatea determin ării:
̵ capacitatea de absor ție a metalelor grele din sol în specia de plant ă Typha Latifolia;
̵ capacitatea de absor ție a metalelor grele din sol în specia de plant ă Phragmites
Australis;
̵ ecuației capacit ății de absor ție a metalelor grele din sol în specia de plant ă Typha
Latifolia;
̵ ecuației capacit ății de absor ție a metalelor grele din sol în specia de plant ă Phragmites
Australis.
12. Pentru studierea impactului ecologic al polu ării remanente cu metale grele a
solului s -au identificat:
̵ punctele de prelevare:
 sedimentele au fost prelevate din 17 loca ții;
̵ aria luat ă în lucru ca obiectiv de analiz ă:
 bazinul hidrografic Siret respectiv, râurile Bistri ța și Siret;
13. Particularit ățile fiecărei metode de experimentare abordate fac s ă existe diferen țe
considerabile ob ținute în calculul concentra ției de metale grele din sol și speciile de plant ă
Typha L atifolia, Phragmites Australis, diferen țe care se datoreaz ă influen ței diferi ților fact ori:
̵ tipul de sol analizat: argil ă și mâl;
̵ stratul de sediment a fost în cantitate mare și de granula ție mai mic ă de 63 µm;
̵ specia de plant ă identificat ă (Typha Latifolia, Phragmites Australis) în arealul analizat;
̵ nivelele la care sau prelevat probele de sol:
 nivel minim: 0 cm la interfa ța apă-sol;
 nivel mediu: 50 cm pe mal fa ță de interfa ța apă-sol;
 nivel maxim: 100 cm pe mal fa ță de interfa ța apă-sol;
̵ sursele de poluare din arealul analizat.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

93 14. În conformitate cu programul de experimentare și cu metoda de lucru stabilite, s -a
urmărit, impactul ecologic al polu ării 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 curg ătoare cât și a solurile din malurile aferente
acestora. Cele trei zone studiate au fost:
 Râu Siret – amonte și aval confluen ță cu râul Moldova, aval aglomerare urban ă Roman;
 Râu Bistri ța – amont e și aval aglomerare urban ă Piatra Neam ț.

1. Particularit ățile fiec ărei metode de experimentare abordate fac s ă existe diferen țe
considerabile ob ținute în calculul concentra ției de metale grele din sol și speciile de
plant ă Typha Latifolia, Phragmites Austra lis, diferen țe care se datoreaz ă influen ței
diferi ților factori:
̵ tipul de sol analizat: argil ă și mâl;
̵ stratul de sediment a fost în cantitate mare și de granula ție mai mic ă de 63 µm;
̵ specia de plant ă identificat ă (Typha Latifolia, Phragmites Australis) în arealul
analizat;
̵ nivelele la care sau prelevat probele de sol:
 nivel minim: 0 cm la interfa ța apă-sol;
 nivel mediu: 50 cm pe mal fa ță de interfa ța apă-sol;
 nivel maxim: 100 cm pe mal fa ță de interfa ța ap-sol;
̵ sursele de poluare din arealul analizat.
2. În conformitate cu programul de experimentare și cu metoda de lucru stabilite, s -a
urmărit, impactul ecologic al polu ării remanente cu metale grele a solului.
3. Cele două zone au fost studiate în sec țiuni caracteristice care s ă permit ă evaluarea
impactului e cologic produs de polu ările remanente cu metale grele a solului din malurile
celor dou ă cursuri de ap ă, atât de c ătre apele uzate de pe platformele industriale cât și a
celor menajere provenite din aglomer ările Roman, Piatra Neamț.
4. Râul Siret, în sec țiunea amonte de confluen ța cu râul Moldova are o încărcare redus ă cu
metale grele având în vedere faptul c ă în amonte nu sunt surse de poluare semnificative.
Apele râului Siret în sec țiunea aval confluen ță cu râul Moldova înregistreaz ă ușoare
încărcări la indic atorii cadmiu, nichel, cupru, plumb și zinc, cu impact asupra malurilor
aferente, înc ărcări care se datoreaz ă metalelor grele deversate istoric de la platforma
industrial ă a municipiului Roman.
5.
CONCLUZII CAPITOLUL IV

1. Pentru zona de aglomerare Bac ău, au fost analizate sec țiunile de pe râul Bistri ța: Pod
Lespezi și Bogdan Vod ă, situate în amonte de aglomerarea urban ă Bacău. De asemenea
pentru întocmirea bilan țului pe râul Siret s -au analizat solul malului în sec țiunea Pod
Holt, confluen ța canal UHE și aval confluen ța râu Bistri ța cu râul Siret. Din studiile
efectuate rezult ă că în amonte de municipiul Bac ău exist ă o prezen ță nesemnificativ ă a

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

94 metalelor, precum și în sec țiunea aval Lac Agrement și încărcări semnificative pe râul
Bistri ța în sec țiunea aval Ba cău.
2. Ca o concluzie general ă s-a constatat c ă metalele grele evacuate de către diverse surse
de poluare produc impact ecologic atât asupra solurilor din malurile aferente emisarilor
cât și asupra vegeta ției existente în aceste zone.
3. Atât specia de plant ă Phragmites Australis cât și specia de plant ă 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 metal e grele, mai exact spus în procesul de fito -extrac ție/fito -stabilizare a metalelelor
grele din sol.
4. Comparând capacitatea de absorb ție a metalelor grele din sol în cele dou ă specii de
plant ă (Phragmites Australis și Typa Latifolia ) se poate afirma că specia de plant ă Typa
Latifolia este cea mai recomandat ă a fi utilizat ă în procesul de fitoremediere (fito –
extrac ție/fito -stabilizare) a solurilor poluate cu metale grele (cadmiu, cupru, plumb, zinc
și mercur).

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

95

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 Publishi ngCorporation, 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 applicati on
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, Er han ünlü, Zeki Tez and Zülküf Gülsün, (2003), Heavy metal pollution
in water, sediment and fish from the Tigris River in Turkey.
[8]. Baltrenait e E, Butkus, D, (2007), Modelling of Cu, Ni, Zn, Mn and Pb transport from soil
to seedling of coniferous and lea fy trees, J. Environ. Engineering and Landscape Management,
15: 200 -207.
[9]. Belciu Mihai -Cosmin, Valentin Nedeff, Chi țimuș Alexandra -Dana, Emilian, Mo șnegu țu
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), Pedo logie, Editura didactic ă și
Pedagogic ă, R.A., Bucure ști.
[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 Cer es, Bucure ști.
[13]. Chi țimuș Alexandra -Dana, Nedeff Valentin, Laz ăr 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 Envirom ental Science and technology,
Volume of Abstracts, Rhodes, Greece, 8 -10 september, pg. 42.
[14]. Chi țimuș Alexandra –Dana, Nedeff Valentin, Laz ăr 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]. Chi țimuș Alexandra -Dana, (2011), Studii și cercet ări cu privire la influen ța propriet ăților
fizice și mecanice ale solului în procesul de autoepurare și epurare, Tez ă de doctorat,
Universitatea „Vasile Alecsandri” din Bac ău.
[16]. Dragovi c S, Mihailovi c N, Gaji c 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, protec ția și ameliorarea solurilor și terenurilor, Bucure ști.

Impactul ecologic al poluării cu metale grele a solului

96 [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), Protec ția
Mediului înconjur ător, Manual General, Ed. Tehnic ă, Bucure ști.
[20].Palamaru N.M., (1997), A.R. Iordan, A. Cecal, Chimia, biochimi a și metalele vie ții, Ed.
BIT, Ia și, p. 394.
[21]. Radu Cristian, Nedeff Valentin, Chi țimuș 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]. Trîmbi țașu E., (2002), Fizico chimia mediului. Factorii de mediu și poluan ții lor, Ed.
Universit ății din Ploie ști.
[23]. Varian Inc., Varian AA 240FS Analysis Manual. 2007.
[24]. *** Anuarul de gospod ărirea apelor, Administra ția Na țional ă „Apele Române” (2007).
[25]. *** Cele mai importante probleme de gospod ărirea apelor, Administra ția Na țional ă
„Apele Române”, Bucure ști (2007).
[26]. *** Curs – Introducere în seria ICP -MS Agilent, seria 7500ce, Agilrom Scientific,
decembrie 2007.
[27]. *** Curs – Standarde și metodologii pentru prelevarea și preg ătirea probelor de suspensii
și sedimente în vederea efectu ării monitoringului chimic. Iunie 2011.
[28]. *** Ghid de utilizare Magelan Rtiton 2000.
[29]. 10. *** ICPA – Monitoringul st ării de calitate a s olurilor 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, Bucure ști – 3 Mai 2006.
[31].*** Planul de management al spa țiului hidrografic Siret, Administra ția Na țional ă „Apele
Române”.
[32]. ***Planurile de Management ale Bazinelor Hidrografice, Administra ția Na țional ă „Apele
Române”.
[33].*** Raport privind starea mediului în jude țul Suceava, Administra ția Na țional ă „Apel e
Române”.
[34]. *** Sartorius Seria Master, Balan țe electronice, analitice și de precizie. Instruc țiuni de
utilizare.
[35]. *** SR EN 13506, Calitatea apei. Determinarea con ținutului de mercur prin spectrometrie
de fluorescen ța atomic ă, Noiembrie 2002.
[36]. *** SR EN ISO 5667 -3, Calitatea apei. Prelevare, partea 3: Ghid pentru conservarea și
manipularea probelor de ap ă.
[37]. *** SR ISO 11885 – Calitatea apei. Determinarea elementelor selectate prin
spectroscopie de emisie optic ă cu plasm ă cuplat ă induc tiv (ICPOES).