Program Master: Managementul Integrat al Capitalului Natural [613270]

0
Universitatea din Bucuești
Facultatea de Biologie
Program Master: Managementul Integrat al Capitalului Natural

Lucrare de disertație

Absolvent: [anonimizat]: Conf. Dr. Virgil Alexandru Iordache
Co-coordonat or științific: CS1 Dr. Aurora Neagoe

2020

1
Universitatea din Bucuești
Facultatea de Biologie
Program Master: Managementul Integrat al Capitalului Natural

Proiectarea cercetării pentru investigarea rolului
trăsăturilor funcționale ale plantelor
în producerea serviciului de control al eroziunii în
pajiștile de pe Valea lui Paul, Zlatna

Absolvent: [anonimizat]: Conf. Dr. Virgil Alexandru Iordache
Co-coordonator științific: CS1 Dr. Aurora Neagoe

2020

2
Cuprins
Cuprins 2
Introducere 3
1 Analiza critică a cunoașterii despre rolul trăsăturilor funcționale ale plantelor în
producere de servicii hidrologice și de control al eroziunii 4
1.1 Trăsături care intervin în modificarea vitezei de curgere a apei pe versant
sau în lunci 7
1.2 Trăsături care intervin în modificarea ratei de eroziune a solului 10
1.3 Analiza metodelor folosite pentru investigarea trăsăturilor funcționale care
susțin producerea de servicii hidrologice și de control al eroziunii 17
1.3.1 Metode pentru măs urarea trăsăturilor supraterane 17
1.3.2 Metode pentru măsurarea trăsăturilor subterane 21
1.3.3 Metode de măsurare sau corelare a trăsăturilor agregate cu
procesele abiotice care susțin producția serviciilor 24
1.3.3.1 Folosirea LiDAR și a analizei multispectr ale 26
1.4 Lacune și incertitudini 29
2 Testarea metodelor și proiectarea unor viitoare cercetări pentru caracterizarea
rolului diversității funcționale a plantelor din pajiști în controlul eroziunii în bazinele
hidrografice din zone miniere 32
2.1 Structura bazinului hidrografic al Ampoiului și cercetări existente în acest
bazin 32
2.2 Testarea unor metode în domeniul investigării relației dintre trăsături
funcționale și serviciul ecosistemic de control al eroziunii 36
2.2.1 Încadrarea într -un progr am de cercetare existent 36
2.2.2 Designul experimental și protocoalele metodologice de lucru
testate 39
2.2.3 Exemplu de rezultat obținut în echipă colateral testării metodelor 47
2.3 Activități de cercetare viitoare propuse 48
3 Concluzii 51
Mulțumi ri 52
Bibliografie 53

3
Introducere

Din cauza multiplelor căi de deterioare a capitalului natural (poluare cu metale grele, modificări
ale utilizării terenurilor, introducere de specii noi, fragmentarea habitatelor), acesta suferă
schimbări care la scar ă de timp mică par a fi insignifiante, dar la scară de timp mai mare, au
efecte greu de conceput. Printre aceste modificări suferite de capitalul natural se numără și
accentuarea procesului de eroziune, care are consecințe negative atât pentru biocenoza si stemelor
ecologice, cât și pentru unitatea hidrogeomorfologică.
Modificările climatice schimbă substanțial compoziția plantelor și funcțiile oferite de ecosisteme,
apar noi condiții ale mediului, realizându -se, astfel , o selecție a caracteristicilor spec ifice ale
fiecărui organism ( Eisenhauer și Powell , 2017). Din aceste considerente, este important să
studiem și să înțelegem trăsăturile funcționale pentru a putea determina modificările ce apar în
comunitățile vegetale, dar și pentru a corela trăsăturile funcționale cu serviciile ecosistemice
potențial furnizate de anumite sisteme.
Trăsăturile funcționale pot cuantifica serviciile ecosistemice și ne pot sprijini în a înțelege în
profunzime care sunt efectele anumitor tipuri de poluare asupra sistemelor so cio-ecologice.
În acest context, trăsăturile funcționale ale plantelor sunt cele care oferă informații despre rolul
acestora în controlul proceselor de eroziune și în modificarea vitezei de curgere a apei pe versant.
Ecologia funcțională a apărut deoarec e se dorea o simplificare a unor principii generale a le
biodiversității. Aceast ă arie tematică nu descrie plante doar din punct de vedere taxonomic , ci se
bazează și pe proprietățile biologice ale acestora , prin măsurarea trăsăturilor funcționale (Albert
și colab., 2010).
Limitele de înțelegere a felului în care trăsăturile funcționale ale plantelor depind de unitatea
hidrogeomorfologică reprezintă o reală barieră a unei abordări care să se bazeze pe trăsături
funcționale (Hevia și colab., 2017).
În acest context, scopul prezentei lucrări este de a fundamenta viitoare activități de
cercetare pentru investigarea relației dintre trăsăturil e funcționale ale plantelor și servicii
ecosistemice de control al eroziunii. Cele trei obiective sunt următoarele: 1) Ana liza critică a
cunoașterii existente și a metodelor disponibile, 2) Testarea unor metode în cadrul unor proiecte
de cercetare existente și 3) Proiectarea unor noi activități de cercetare.

4
1 Analiza critică a cunoașterii despre rolul trăsăturilor funcțion ale ale
plantelor în producere de servicii hidrologice și de control al eroziunii

Modificările mediului, cum ar fi cele climatice, compoziția atmosferei, utilizarea terenurilor și
cele apărute în cadrul biocenozelor , produc schimbări ale ecosistemelor făr ă precedent. Nevoia
de a înțelege aceste schimbări și de a le prezice a oferit un stimul unei îndelungate tradiții de
studiu referitoare la caracteristicil e plantelor (trăsături) care reflect ă strategiile ecologice ale
plantelor, determină modul în care ac estea răspund anumitor modificări și cum influențează ele
celelalte nivele trofice. Acest lucru a dus la o cerere puternică de moduri standardizate de a
măsura trăsăturile funcționale semnificative ale plantelor (Perez -Hargiundeguy și colab., 2016).
Dive rsitatea funcțională a plantelor este definită ca valoare, variație, distribuție și abundență
relativă a trăsăturilor diferitelor organisme din ecosisteme. În ultima perioadă, această abordare
bazată pe trăsături funcționale a devenit o metodologie promiță toare pentru a înțelege diverse
funcții și procese ecosistemice, cum ar fi ciclarea carbonului și azotului și asamblarea proceselor
din comunitățile de plante, deoarece trăsăturile funcționale permit cuantificarea formei și
caracteristicilor vieții plantel or, folosind același standard și metodologie (Chun și colab., 2020).
În ultimul timp, pierderea globală a diversității speciilor corelate cu funcționarea ecosistemelor a
prezentat un interes tot mai mare. O analiză a relației între diversitatea speciilor ș i funcțiile
ecosistemice ar putea fi bazată pe mai multe aspecte ale diversității: numărul speciilor, numărul
grupurilor funcționale, prezența de specii sau indici importanți de diversitate (Rocher și colab.,
2004).
S-au propus diverși indici pentru a măsu ra diversitatea funcțională a unei comunități, dar încă nu
există un consens în ceea ce privește acest aspect. Într -adevar, niciunul dintre indicii existenți nu
îndeplinește toate criteriile necesare pentru utilizarea pe scară largă. Principalele criterii sunt:
necesitatea conceperii unui indic e potrivit mai multor trăsături care să țină seama de abundențe și
care să măsoare toate variabilele specifice diversității funcționale (Villéger și colab., 2008).
Diversitatea funcțională este identificată din ce în ce mai mult ca un motor important în
funcționarea ecosistemului. În general, a fost găsită o relație pozitivă între bogăția speciilor și
funcționarea ecosistemelor, caracterizată din punct de vedere al biomasei plantelor supraterane și
subteran e, dar și de alți parametr i, de exemplu, retenția de azot, ratele de descompunere,
rezistența la invazie (Rocher și colab., 2004).
Cu toate acestea, o definiție precisă a diversitatății funcționale și prin urmare, un cadru pentru
cuantificarea acesteia, s -au dovedit a fi încă evazive. Diversitatea funcțională a fost propusă ca

5
fiind o importantă caracteristică a comunităților biologice, care permite predicția funcționării
ecosistemelor. Această legătură a fost o ipoteză atât pentru comunitățile de microorganisme cât
și pentru plante și animale. Un exemplu de definiție foarte citată a diversității funcționale este:
”valoarea și gama trăsăturilor funcționale ale organismelor dintr -un ecosistem”. Diversitatea
funcțională a fost utilizată pentru a descrie mai multe aspect e diferite ale comunității cum ar fi
variația funcțională a caracteristicilor speciilor de plante și complexitatea lanțului trofic (Mason,
2005).
Unii autori definesc grupul funcțional ca fiind mai multe specii care au trăsături funcționale și
fiziologice comune. Grupurile funcționale pot oferi o legătură între strategiile de supraviețuire la
nivel individual al plantelor și procesele la nivelul ecosistemului. Cu cât este mai mare
diversitatea funcțională a grupului, cu atât este mai mică șansa redundanței speciilor în
funcționarea ecosistemului (Pokorny, 2005). Însă, nu există încă o unitate consensuală referitoare
la definirea grupurilor funcționale din cauza numeroaselor probleme asociate cu descrierea
funcțiilor ecologice ale speciilor (Rocher și colab., 2004).
Cercetătorii sugerează totuși că grupuril e funcționale de plante cu o diversitate mai mare rezistă
invaziei mai bine decât grupurile cu o diversitate mai mică. Unele dovezi experimentale
sugerează și ele că speciile similare din punct de vedere funcțional interacționează mai intens și
se opun mai mult , în comparație cu speciile care nu sunt similare. O mai bună înțeleg ere a
funcționalității diversi tății și compoziției grupurilor care scad probabilitatea speciilor non –
indigene de a se stabili și a su praviețui într -o comunitate este necesară pentru îmbunătățirea
managementului și eforturilor de restaurare. Identificarea mecanismelor de rezistență la invazie
poate ajuta la îmbunătățirea procesului de prevenire și gestionare a speciilor invazive (Pokorny ,
2005).
Trăsăturile biologice ale organismelor sunt greu de separat în categorii discrete. Există
numeroase caracteristici care ar putea fi alese pentru analiză. În fapt, conceptul de grupuri
funcționale este adesea criticat întrucât, dacă numărul de tră sături este suficient de mult extins
fiecare specie aparține propriului său grup funcțional (Rocher și colab., 2004).
Unii cercetători subliniază că diversitatea funcțională poate fi descompusă în două componente
funcționale: echitate și bogăție funcțional ă. Urmând această scindare în definițiile existente ale
diversității speciilor , constatăm că acestea pot fi descompuse în: (a) bogăția speciilor și (b)
abundența speciilor (Mason, 2005). Mai mult decât atât, unele specii nu pot fi lipsite de
ambiguitate, astfel că atribuirea unei specii într -o categorie de trăsături se poate schimba în
timpul ciclului său de viață. În cele din urmă, este posibil ca alegerea caracterului luat în calcul

6
pentru analiza statistica să nu reflecte „relevanța reală” pentru „funcț ionarea” în comunitate
(Rocher și colab., 2004).
Unii autori și -au limitat cercetările la situațiile în care fiecare specie este caracterizată printr -un
singur caracter funcțional (de exemplu, valoarea medie sau mediana) . Cu toate acestea, în lumea
reală s peciile sunt caracterizate de multiple caractere cum ar fi frecvența distribuției în nișa
ecologică, fapt care reflectă gama de resurse pe care specia este capabilă să le utilizeze. În plus,
variația genotipică a populației, plasticitatea fenotipică rezult ată în urma heterogenității mediul
local cum ar fi schimbarea unui anumit caracter în funcție de interacțiunile interspecifice locale
și diferențele ontogenetice , afectează tipul de resurse pe care indivizii sunt capabil i să le
utilizeze. (Mason, 2005).
Diversitatea funcțională este un motor -cheie al proceselor ecosistemice, al rezistenței
ecosistemelor la schimbări de mediu , și pentru serviciile ecosistemice. Acest lucru a dus la
dezvoltarea mai multor indici pentru măsurarea diversității funcționale . Uni i autori au propus trei
indici multidimensionali de diversitate funcțională pentru trăsături funcționale, fiecare cercetând
un aspect diferit al acesteia: bogăție funcțională, uniformitate funcțională și divergență
funcțională. Această clasificare oferă un cadru semnificativ pentru măsurarea diversității
funcționale. Diversitatea funcțională este distanța medie în spațiul multidimensional al
trăsăturilor individului unei specii către centroidul tuturor speciilor. Este analogul multivariat al
abaterii medii ponderate (Laliberte și Legendre, 2010).
O altă definiție a diversității funcționale este: ,,di stribuția speciei și abundența unei comunități
într-o nișă”, inclusiv: (a) suprafața nișei ocupată de specii din comunitate (bogăție funcțională),
b) uniformita tea distribuției în nișă (uniformitate funcțională) și c) gradul în care este maximizat
spațiul nișei prin intermediul divergenței caracterelor funcționale în cadrul comunității
(divergență funcțională) (Mason, 2005).
Atunci când ecosistemele devin degrada te din cauza poluării sau supraexploatării până la un
punct în care organismele anterior dominante sunt eliminate sau destabilizate, este adesea posibil
să se demonstreze o legătură cauzală între pierderile din biodiversitate și scăderea funcțiilor
ecosist emului (Grime, 1998) .
Pentru a estima consecințele pierderii unei specii asupra ecosistemului gazdă, este necesar să
știm care este rolul organismului în cauză. Un prim pas util este ordonarea speciilor componente
în funcție de abundența sau productivitat ea lor. Atunci când este construit un număr mare de
profiluri „dominanță -diversitate”, este posibilă începerea căutării de asocieri coerente între
trăsăturile speciilor și abundența acestora în ecosisteme și comunități. Acest lucru sugerează că
în majorita tea eșantioanelor de vegetație ierboasă pot fi recunoscute trei elemente, fiecare capabil

7
să varieze în ceea ce privește bogăția speciilor și anume , dominanții, subordonații și tranzitorii.
De obicei, dominanții sunt puțini ca număr, mai înalți și reprezin tă o proporție ridicată a
biomasei. În contrast puternic cu subordonații, tranzitorii aduc o contribuție totală foarte mică și
variază ca număr și în trăsături funcționale într -o mare măsură. Majoritatea sunt reprezentate
doar ca semințe sau plantule și o proporție ridicată sunt specii care apar ca dominante sau
subordonate în alte zone situate adesea în apropiere (Grime, 1998).

1.1 Trăsături care intervin în modificarea vitezei de curgere a apei pe
versant sau în lunci

Activitățile antropice cauzează mo dificări pe scară largă în ceea ce privește compoziția speciilor
în ecosistemele naturale sau antropice, însă aceste modificări au anumite consecințe destul de
puțin cunoscute (Chapin, 2003).
Compoziția și distribuția vegetației ripariane sunt determinate în primul rând de caracteristicile
regimului hidrologic, inclusiv inundațiile rare, inundațiile sezoniere, durata inundațiilor, regimul
hidrologic și durata de saturație a solului. În solurile saturate, potențialul de oxido -reducere sau
potențialul redox i ndică apariția și intensificarea condițiilor anaerobe (Dwire și colab., 2018).
Compoziția, structura și abundența vegetației ripariene sunt guvernate în mare măsură de regimul
fluxurilor de apă. Regimul fluxurilor unui râu exercită presiuni selective asupr a vegetației,
rezultând adaptări ale trăsăturilor pentru atributele specifice ale fluxurilor. Modificarea pe scară
largă a regimurilor de curgere din cauza activităților antropice a dus la o transformare extinsă a
comunităților de vegetație ripariană (Mer itt și colab., 2010). Rata de transport de sedimente și
nutrienți către râuri este influențată de interacțiunile dintre apă -sol-plante precum și de practicile
de gestionare a terenurilor (Akram și colab., 2014). Schimbările în compoziția speciilor au un
impact ecologic major atunci când ele modifică elementele care controlează și răspund
proceselor ecosistemice. Acestea includ: tipuri funcționale de organisme prezente în ecosistem,
resursele solului utilizate de organisme pentru creștere și reproducere, mic roclimatul care
influențează activitatea organismelor (Chapin, 2003).
Vegetația reduce rata de eroziune a solului prin micșorarea vitezei de scurgere a apei pe versant
și crește eficiența de capt urare a sedimentelor fluxului de apă (Dong și colab., 2018). Eroziunea
solului este distribuită inegal în complexele ecologice. Bazinele hidrografice produc sedimente
de pe cele mai înalte vârfuri, iar râurile transportă acest material către zone joase, fără pantă sau
delte unde are loc depunderea sedimentelor. În zonele cu un impact antropic mai mic, distribuția

8
spațială a eroziunii solului joacă un rol foarte important în evoluția complexului respectiv de
ecosisteme. Mai mult decât atât, influența diferitelor fenomene meteorologice pot include noi
factori care să determine rate noi de modificări morfologice legate de procesele de eroziune
(Cerda și colab., 2019). Eroziunea solului este influențată de precipitații, textura și structura
solului, versanț ii care generează descărcări de sol, vegetație, strat de litieră care variază în funcție
de utilizarea terenului d in zonele cultivate respective. Acest proces poate fi controlat prin
reducerea activităților de prelucrare a solului cât și prin folosirea culturilor de acoperire în timpul
anotimpurilor sensibile care cresc cantitatea de reziduuri pe suprafața solului, reducând astfel,
eroziunea solului. O altă măsură de a reducere a eroziunii este de a forma bariere vegetative în
lungul talvegului pentru a mări rugozitatea hidraulică și astfel, a atenua eroziunea albiei
(Kervroëdan și colab., 2018). Relația dintre vegetație și retenția de sedimente poate fi înțeleasă
numai dacă vegetația are efecte asupra rugozității hidraulice, care reprezintă rezistența la frecare
datorată contactului scurgerilor de suprafață cu vegetația, descrisă ca fiind principalul proces
guvernat de gravitație care contribuie la retenția sedimentelor (Kervroëdan și colab., 2018).
Barierele sau benzile dense a le unui strat ierbos obișnuiesc să reducă masa de sedimente
transportate către ecosistemele acv atice. Benzile ierboase provoacă modificări ale rezistenței la
curgere, ceea ce poate duce la reducerea capacității de transport și la creșterea depunerii de
sedimente. Benzile de veget ație cu rol de tampon sunt utilizate în mod obișnuit ca metod ă
eficient ă de control a pierderilor de sedimente și nutrienți în cazul unei cantități mari de apă
provenită de exemplu, din inundații , sau din dezghețul zăpezii. Benzile de vegeta ție pot fi
împărțite în două tipuri principale , în: 1) fâșii de iarbă dense, rigide și drepte numite garduri vii,
care cuprind specii precum Chrysopogon zizanioides (vetiver) sau de Panicum virgatum , și 2) în
benzi de filtrare. Acestea din urmă sunt mai rare și reprezintă un tip de vegetație mai flexibilă
care cuprinde specii ca Festuca pra tensis (păiușul) sau alte specii de pajiște (Akram și colab.,
2014).
Vegetația de pe marginea râurilor poate intercepta scurgerile de suprafață și poate captura
sedimentele din zonele din amonte (Dong și colab., 2018). Distribuția speciilor de plante
ripariene este determinată în mare parte de variabilele hidrologice și de cele ale solului (Dwire și
colab., 2018). Trăsăturile funcționale ale plantelor sunt implicate în principal în procese
hidrologice (Faucon și colab., 2017). Stratul de vegetație ierboasă controlează scurgerile de
suprafață și eroziunea solului , prin creșterea rugozității hidraulice care duce la retenția de
sedimente (Kervroëdan și colab., 2019). Trăsăturile funcționale ale plantelor care au influențe
asupra rugozității hidraulice ar trebu i să varieze în funcție de descărcarea apei și de diferite
procese hidraulice. Unii autori au arătat că rezistența vegetației la curgere se schimbă cu

9
adâncimea de curgere. Alți cercetători au constatat că pentru fluxurile mici, viteza medie a
debitului este dependent ă de densitatea vegetației. Cu toate acestea, s-a constatat că pentru
debitele mai mari, când adâncimea de curgere este mai mare decât înălțimea vegetației,
structurile frunzelor au un impact mai mic și rezistența la curgere este în principal d ependentă de
densitatea și lungimea tulpinii și de diametrul și rigiditatea acesteia (Kervroëdan și colab., 2018).
Astfel, este de așteptat ca descărcările mari să depășească mecanismul de rezistență prin
rigiditate, densitate și diametru al tulpinilor, în timp ce descărcările mici ar fi afectate de
densitatea vegetației. Aceste trăsături cum ar fi densitatea tulpinilor, diametrul tulpinei,
rigiditatea acestora, s uprafața specifică a frunzelor și densitatea lor ar trebuie s ă caracterizeze în
mod specific tr ăsăturile supraterane privind rugozitatea hidraulică (Kervroëdan și colab., 2018).
Gestionarea eroziunii solului necesită înțelegerea efectelor rugozității hidraulice și a capacității
de retenție a sedimentelor asupra trăsăturilor funcționale ale plantelor (Faucon și colab., 2017).
Interacțiunea sol -plante joacă un rol esențial în reducerea scurgerilor superficiale și în eroziunea
solului (Kervroëdan și colab., 2019). Scurgerile de suprafață conduc la degradarea solului,
scăderea productivității agricole, inundații le și export ul de nutrienți și pesticide, rezultând astfel
numeroase probleme ecologice și socio -economice, în special în zonele aride și semi -aride (Liu
și colab., 2018).
Prezența vegetației ierboase are un impact pozitiv asupra rugozității hidra ulice, deoarece reduce
viteza fluxului de apă și mărește adâncimea apei din subteran, sporind astfel reținerea
sedimentelor (Kervroëdan și colab., 2018). Partea supraterană a vegetației crește rezistența la
curgere prin interceptarea scurgerilor de suprafa ță, în timp ce rădăcinile plantelor cresc rezistența
solului la curgerea fluxului de apă încărcat cu sedimente (Dong și colab., 2018).
Distribuția spațială a vegetației formează un mozaic spațial și un model de bazin de scurgere care
afectează acumularea d e suprafață și transportul de sedimente. Selecția structurilor vegetației și
distribuția vegetației sunt esențiale în controlul scurgerii și pierderii solului. Efectele vegetației
asupra scurgerilor și eroziunii sunt amplificate de alte componente cum ar f i: clima, topografia,
solul (Liu și colab., 2018).
Au fost dezvoltate modele care raportează cantitativ componente ale regimului de curgere și care
au fost atribute vegetației ripariene la nivel individual, la nivel de populație sau de comunitate.
Modelele predictive variază de la relații statistice simple, la complexe, modele matriciale și
modele dinamice de simulare. Un obiectiv principal în ecologia zonelor ripariene este de a
dezvolta cadre generale pentru predicția răspunsului vegetației la schimbăril e condițiilor de
mediu (Meritt și colab., 2010).

10
1.2 Trăsături care intervin în modificarea ratei de eroziune a solulu i

Eroziunea solului este una dintre problemele globale de mediu și a fost accentuată ca urmare a
schimbărilor climatice și activităților antropice, ducând la degradarea severă a funcționării
ecosistemelor (Zhu și colab., 2015). Degradarea terenului datorată eroziunii solului este o
problemă serioasă de mediu la nivel mondial, iar despre vegetație se știe că are un efect deosebit
asupra pro tejării solului împotriva eroziunii (Dong și colab., 2018).
Ola și colab., (2015) a afirmat faptul că erodabilitatea este rezultatul unor forțe mecanice adezive
și coezive care acționează asupra matricei solului, și ar trebui să fie privită ca o sumă de m odele
de răspuns, puternic influențată de caracteristicile intrinsici ale solului și de variabilele
extrinseci.
Eroziunea solului este o problemă ecologică importantă care a atras atenția din ce în ce mai mult ,
în ultima perioadă de timp. Deoarece acoperir ea cu vegetație poate preveni eficient eroziunea
solului, au fost recent realizate mai multe cercetări cu privire la relația dintre vegetație și
eroziunea solului. Este general valabilă ideea unei relați i negativ e între acoperirea cu vegetație și
eroziunea solului. Corelația negativă se extinde de obicei de la o corelație liniară la una
exponențială (Hou și colab., 2016).
Plantele influențează și răspund proceselor fluviale care se pot produce . Biomasa supraterană
modifică viteza de curgere a apei și rețin e sedimentele, în timp ce biomasa subterană
influențează proprietățile hidraulice și mecanice ale substratului și, în consecință, regimul de
umiditate și sensibilitatea la eroziune a suprafeței terenului (Gurnell, 2014). Abordările bazate pe
trăsături func ționale sunt tot mai des utilizate pentru a înțelege relația dintre compoziția
comunității de plante și procesele ecosistemice (Zhu și colab., 2015). Cel mai eficient mod de a
reduce eroziunea solului este existența unei vegetații dense și uniforme (DeBaet s și colab.,
2006).
Acoperirea cu vegetație poate preveni eroziunea solului prin mai multe moduri:
1) Asigură protecția suprafeței solului împotriva impactului precipitațiilor și împotriva eroziunii
prin scurgerea de suprafață;
2) Reduce volumul și viteza de scurgere prin creșterea vitezei de infiltrare și a rugozității
suprafeței;
3) Reduce transportul sedimentelor prin reținerea acestora (Vannoppen și colab., 2015).
Cercetările efectelor biomasei subterane asupra proceselor de eroziune sunt destul de puț ine
deoarece aceasta este dificil de vizualizat sau de replicat . În plus, multe dintre studiile existente

11
sunt realizate în culturi agricole, puțină atenție fiind oferită efectelor rădăcinilor vegetației
spontane (DeBaets și colab., 2006). Drept urmare, li psa posibilității unor observații directe poate
reprezenta un motiv pentru care nu sunt aprofundate aceste cercetări (Gyssels și colab., 2003).
Rata de eroziune datorată fluxu rilor de apă, este legată de trăsăturile rădăcinii, cum ar fi
densitatea rădăcin ii (adică masa rădăcinii pe unitatea de volum a solului), densitatea rădăcinii în
raport cu lungimea acesteia ( eng. “root length density” – RLD) (adică lungimea rădăcinii pe
unitatea de volum a solului), și suprafața rădăcinii pe unitatea de volum a solulu i. Unii autori au
mai raportat că fixarea solurilor depinde de numărul de rădăcini fibroase cu diametrul mai mic de
1 mm, acestea fiind cele mai rezistente la tensiune (Burylo și colab., 2012b).
Gradul de stabilizare a solului de către rădăcinile plantelo r depinde de fiecare specie și de
caracteristicile rădăcinilor acesteia , cum ar fi : arhitectura rădăcinii, rezistența la tracțiune a
rădăcinii. Rezistența la tracțiune a rădăcinii ( măsurată în MPa) este corelată negativ cu diametrul
rădăcinii, lucru cauzat de conținutul de celuloză mai scăzut al rădăcinilor mai groase (Vannoppen
și colab., 2015). Rădăcinile sunt ca niște conducte hidraulice care mențin apa în sol, structuri
mecanice care susțin plantele și consolidează structura solului , filtrând anumite su bstanțe sau
concent rând unele elemente. Mecanismul prin care rădăcinile plantelor influențează stabilitatea
superficială a pantei și rezistența solului la eroziune cauzată de fluxul de apă poate fi clasificat în
general ca fiind de natură mecanică sau hidr ologică. Rădăcinile asigură o fixare a solului datorită
rezistenței lor la rupere , atunci c ând acesta este supus unor forțe de tensiune. Acest lucru este
important pentru prevenirea mișcărilor maselor de sol superficiale. Creșterea rezistenței la rupere
depinde de rezistența la tracțiune a rădăcinilor și de raportul suprafeței rădăcinii ( eng. „root area
ratio” – RAR), adică fracția unui plan de sol supus fenomenului de eroziune, ocupat de rădăcini .
Rădăcinile leagă particulele de sol de la suprafață , oferin d protecție acelor zone aflate sub
presiunea unei desprinderi cauzate de scurgerile de suprafață sau de un flux de apă ( DeBaets și
colab., 2014). Proprietățile radiculare și dezvoltarea rădăcinilor sunt legate strâns de specia
plantei, acestea putând fi tr ăsături genotipice sau fenotipice. Arhitectura rădăcinii este cea care
va determina potențialul de reducere a l eroziunii a solului. Cele mai utilizate tipuri de rădăcini
sunt cele firoase și cele pivotante. Sistemele radiculare firoase sunt alcătuite din m ai mult e
rădăcini de aproximativ aceeaș i lungime, fine, în timp ce sistemele radiculare pivotante sunt
compuse din rădăcini principale cu un număr limitat de rădăcini secundare și ramificație redusă
comparativ cu cele firoase. Cercetările indică faptul că în general, sistemele firoase sunt mai
eficiente în fixarea solului și reducerea eroziunii decât cele pivotante, lucru datorat suprafeței
mai mari de contact între rădăcină și sol în cazul celor firoase (Vannoppen și colab., 2015).

12
Rădăcinile plantelor po t fi foarte eficiente în stabilizarea solului împotriva eroziunii (Vannoppen
și colab., 2017). Trăsăturile morfologice ale rădăcinilo r cum ar fi densitatea lungimilor rădăcinii
și diametrul rădăcinii , influențează puternic stabilitatea solului , deoarece si stemele radiculare
mai dense și mai fine leagă solul mai eficient decât sistemele radiculare grosiere. Adâncimea de
înrădăcinare este de asemenea, o trăsătură esențială pentru întărirea și fixarea solul ui, rădăcinile
mai adânci acționând pentru stabilizare a solului la adâncime, în special pe versanții în care
plantele cu înrădăcinare profundă pot crește stabilitatea pantei. Alte trăsături arhitecturale
precum ramificarea rădăcinilor , sunt importante pentru a ancora și fixa solul, crescând astfel
stabilitate a și rezistența lui la eroziune (Bardgett și colab., 2014). Vegetația este frecvent utilizată
în programele de restaurare ecologică , pentru a reduce impactul sever al pro ceselor de eroziune a
solului din terenuri agricole, pante abrupte, versanți laterali în lungul drumurilor și digurilor.
(Vannoppen și colab., 2015). Foarte multe specii de plante sunt folosite în bio -inginerie pentru
proiecte de îmbunătățire a stabilității versanților și pentru control ul proceselor de eroziune.
Astfel, atât partea subteran ă cât și cea supraterană trebuie luate în considerare pentru acest tip de
proiecte (Vannoppen și colab., 2017). Rădăcinile plantelor sunt foarte eficiente pentru controlul
eroziunii și a l mișcărilor superficiale ale solului prin modificarea trăsăturilor m ecanice , dar și
hidrologice ale solului. Având în vedere eroziunea cauzată de fluxul apei, densitatea rădăcinilor
(eng. „root density” – RD) în relație sau nu , cu diametrul rădăcinii (D) sau cu densitate a rădăcinii
în raport cu lungimea (eng. „root length density” – RLD) este trăsătura cea mai frecvent utilizată
pentru a estima potențialul de reducere a eroziunii și pentru a selecta speciile cele mai adecvate
pentru a controla procesul de eroziune (Vannoppen și colab., 2017). Stratul ierbos este frecvent
folosit ca suprafață de acoperire deoarece poate reduce semnificativ impactul eroziunii asupra
solului , întrucât atât partea subterană cât și cea supraterană au efecte pozitive asupra rezistenței
la eroziune. Stratul de vegetație crește rugozitatea suprafețe i și reduce viteza de curgere a apei
(Vannoppen și colab., 2016). Coronamentul plantelor int erceptează precipitațiile, crește
cantitatea de apă infiltrată și rugozitatea de suprafață, reducând astfel suprafața de scurgere și
debitul apei. Acest efect prote ctor al vegetației a fost în cea mai mare parte legat de acoperirea cu
vegetație fără a ține cont de compoziția și diversitatea funcțională a comunității. Cu toate
acestea, unele specii cu anumite trăsături funcționale pot fi mai eficiente în stabilizarea solului
decât altele , și pot avea un impact mai puternic asupra dinamicii erodabilității și stabilității
sistemului (Burylo și colab., 2012b). Cercetările au arătat că procesele ecosistemice sunt puternic
influențate de trăsăturile funcționale ale anumitor specii care compun o comunitate (Burylo și
colab., 2012b). Prezența rădăcinilor în matricea solului este considerată una dintre cele mai
importante contribuții ale acoperirii cu vegetație la stabilitatea pantei , astfel se poate afirma că

13
rădăcinile asigur ă armarea mecanică a solului (Gyssels și colab., 2003). Rădăcinile plantelor sunt
un factor crucial și încă insuficient cercetat pentru reducerea eroziun ii prin capacitatea lor de a
modifica proprietățile solului, cum ar fi stabilitatea agregatelor și func ția hidraulică (Ola și
colab., 201 5). Există două m odalități prin care rădăcinile consolidează mecanic solul : 1)
Rădăcinile și resturile vegetale ale rădăcinilor leagă fizic particulele de sol și astfel, formează
bariere pentru mișcările apei și solului , 2) Sistemul radicular secretă anumiți agenți de legare
formând o sursă de hrană pentru microorganisme , care la rândul lor produc alte legături. Aceste
legături cresc cantitatea de agregate de sol pe te rmen lung și astfel, reduc erodi bilitatea solului
(Gysse ls și colab., 2003). Rădăcina elimină anumite exudate cum ar fi mucilagiul care este
considerat principalul mecanism prin care este sporită stabilitatea agregatelor de sol . Mucilagiul
radicular se extinde în condiții umede acoperind particulele de sol, în timp ce uscarea ulterioară
duce la contracția exudatului , strângând aceste particule într -o formațiune alcătuită din solul care
aderă la rădăcini . Cu ajutorul firelor subțiri și mucilagiilor, se poate menți ne un contact intim
între rădăcini și sol , care favorizeaz ă absorbția de apă și nutrienți . Mai mult, rădăcina exudează și
eliberează cationi polivalenți care formează legături puternice între moleculele orga nice și sol.
(Ola și colab., 201 5). Prezența rădăcinilor crește duritatea solului care poate oferi o mai mare
capacitate de infiltrare și reducere a vitezei de scurgere de pe suprafață. Prin procesul de
absorbție a apei, rădăcinile au rol în coeziunea particulelor de sol (Baets și colab., 2014).
Sistemul radicular format di n rădăcini firoase are un pote nțial de a reduce eroziunea , mai mare
decât cel cu rădăcini pivotante datorită unui contact mai intim între rădăcină și sol. Ca atare , este
important să se ia în calcul diametrul rădăcinii atunci când acesta se utilizează ca variabilă
independentă pentru a prezice potențialul de reducere a eroziunii rădăcinilor plantelor
(Vannoppen și colab., 2017).
Rolul rădăcinilor în îmbunătățirea stabilității pantei a fost recunoscut de mult timp (Baets și
colab., 2014). Rădăcinile plantelor cresc rezistența la eroziun e a solului , atât direct prin procese
mecanice , cât și indirect prin îndepărtarea apei prin evapotranspirație. Una dintre caracteristicile
mecanice importante ale rădăcinilor este aceea că acestea sunt puternice atunci când se află în
tensiune. Solurile, p e de altă parte, sunt puternice la comprimare și slabe în tensiune. Un efect
combinat al solului și rădăcinilor are ca rezultat un sol consolidat (Baets și colab., 2014).
Rădăcinile plantelor vii din sol modifică atât caracteristicile hidrologice cât și pe cele mecanice
ale matricei solului (stabilitatea agregatelor de sol prin exudatele rădăcinilor, coeziunea solului,
rata de infiltrare, umiditatea solului, materia organică a solului) și influențează negativ
erodabilitatea solului. (Vannoppen și colab., 20 15). Rădăcinile modifică erodabilitatea solului
prin efectul lor asupra acestor proprietăți prin diferite moduri: 1) rădăcinile au o rezistență mare

14
la tracțiune asigurând până la 100% din forța de coeziune a unui sol, crescând astfel rezistența la
forfeca re a solului , 2) rădăcinile împiedică transportul sedimentelor prin păstrarea particulelor de
sol și creșterea numărului de agre gate stabile (Ola și colab., 201 5).
Funcția primară a rădăcinilor constă în preluarea nutrienților cu rol în creșterea plantei, în special
azot și fosfor , dar și apă din sol. Ca rezultat, plantele au dezvoltat o gamă largă de strategii
subterane pentru a captura acești nutrienți și pentru a răspunde schimbării disponibilității
acestora în spațiu și timp. Aceste strategii includ: tr ăsături ale rădăcinii cum ar fi adâncimea
rădăcinii, densitatea rădăci nii în raport cu lungimea care determină configurația spațială a
sistemului radicular ca întreg, trăsături morfologice ale rădăcinii individuale sau ale claselor de
mărime cum ar fi diam etrul rădăcinii, lungimea specifică a rădăcinii, trăsături fiziologice cum ar
fi respirația rădăcinii, cinetica preluării nutrienților, conținutul în nutrienți al țesuturilor, și de
asemenea, trăsături biotice care implică abilitatea rădăcinilor de a inter acționa direct cu
biocenoza solului cum ar fi micorizele, care joacă un rol esențial în preluarea substanțelor
nutritive din sol. De asemenea, rădăcinile prezintă o mare plasticitate, ceea ce le permite
plantelor să facă față schimbării condițiilor de medi u, în special a concentrației substanțelor
nutritive și a cantității apei din sol (Bardgett și colab., 2014).
Procesele de eroziune formează noi forme de relief, dar si formele de relief determină apariția
proceselor de eroziune. Topografia joacă un rol e sențial î n distribuția eroziunii solului. .
Contribuția topografiei influențează distribuția solului în complexele ecologice naturale, dar și în
cele create de om, însă se cunosc puține lucruri despre măsura în care oamenii prin activitățile lor
schimbă dis tribuția resurselor de apă și sol, acest lucru fiind relevant pentru a înțelege evoluția
solurilor din zonele agricole și pentru proiectarea unor măsuri de management sustenabile (Cerda
și Rodrigo -Comino, 2019). Fluxul eroziunii este definit ca detașarea ș i deplasarea particulelor de
sol odată cu fluxul apei, proces care duce la dezvoltarea unor formațiun i numite ogașe și ravene
(figur a 1 a și b ). Diferența dintre acestea depinde de ampl asarea și dimensiunea canalelor
erodate. Ogașele apar pe pantele line, în timp ce ravenele sunt mai adânci și de obicei, împiedică
accesul în acele zone.
Majoritatea apei de ploaie cade pe sol direct sau indirect, prin scurgerea pe tulpină sau pe frunze.
O porțiune mică rămâne pe frunze (prin interceptare), și în cele din ur mă, se evaporă. Cu toate
acestea, apa care ajunge la suprafața solului este ori este depozitată (infiltrată) în profilul solului
și poate percola către un corp de apă subterană, ori provenită din scurgerile de suprafață.
Cantitatea de apă care se infiltrea ză în profilul solului sau care se scurge pe suprafață, depinde de
mulți factori, cum ar fi : caracteristicile solului, tipul de acoperire cu vegetație și sistemul de
rădăcini. Mai multe studii realizate în condiții de mediu diferite au demonstrat efectul p ozitiv al

15
acoperirii cu vegetație în reducerea eroziunii datorată apei. O metodă comună pentru scăderea
scurgerii apei și eroziunii solului este prin acoperire vegetativă stabilă și adecvată (Mohammad și
Adam, 2010). În funcție de scara la care are loc ero ziunea, aceastea poate fi de mai multe tipuri
(Figura 2) : eroziune determinată de lovirea solului de o picătură de apă de ploaie; acest tip de
eroziune nu depinde foarte mult de rădăcini, poate în schimb să depindă de litieră sau de plantele
cu rozete. La următoarea scară avem ogașe pe care apa curge asemănător ca pe un canal,
presiunea de eroziune este mai mare în partea inferioară, rădăcinile sunt importante în acest caz.
Atunci când eroziunea este mai accentuată și mai mult în părțile laterale, apar rave nele care sunt
mai largi. Cea mai accentuată categorie de eroziune este alunecarea de teren unde au loc mișcări
masive ale maselor de sol. S -a demonstrat faptul că zonele de interes deosebit pentru astfel de
studii, sunt cele dintre două ogașe, acele zone unde există o curgere laminară, lină, pe suprafață a
apei, în astfel de situații plantele având un rol esențial deoarece ele, datorită rezistenței la rupere,
se opun formării ogașelor (Quijano și colab., 2020).

Figura 1. a). Stânga, Ogașe (sursă: Potgiet er și Raselabe, 2011) ; b). Dreapta Ravene
(sursă: Potgieter și Raselabe, 2011)

Figura 2 . Tipuri de eroziune în funcție de scară (sursă: Adaptată după
https://alanhamr.weebly.com/water -erosion.html )

16

Desprinderea și transportul particulelor de sol în zonele dintre ogașe sunt determinate de mai
mulți factori, cum ar fi caracteristicile precipitațiilor, panta și proprietățile solului (Quijano și
colab., 2020). În figura 3 este prezentat un model structural comparativ al proceselor de
eroziune și ponderea în care trăsăturile intervin în procesele respective . Toate aceste procese
au loc simultan în realitate. Cu cât procesul este la scară mai mică, partea supraternă este mai
importantă (de ex emplu, în cazul procesului de eroziune prin lovirea de către picături a solului
contează mai mult frunzele care interceptează picăturile reducând viteza acestora ). Dacă
procesul este la scară mai mare, mai importante sunt rădăcinile. Dacă eroziunea este în tr-un
stadiu incipient, este de preferat o remediere cu ajutorul unui strat de vegetație ierboasă și a
unor amendamente cu nutrienți, dacă procesul este mai avansat, arborii sunt cei care sunt de
preferat.

Figura 3. Modelul structural al potențialului d e reducere a eroziunii a părții subterane și
supraterane pentru diferite procese de eroziune (Adaptată după Vannoppen și colab., 2015)

Așa cum am relatat anterior, vegetația are multiple efecte asupra controlului eroziunii și asupra
stabilității solului, care pot fi împărțite în două categorii principale: protecție activă și pasivă. Pe
de o parte, protecția activă cuprinde toate procesele atât hidrologice, cât ș i mecanice, care
afectează erodi bilitatea solului și reduc ratele de eroziune ; coronamentul plan telor reduce
scurgerile de suprafață și rata de eroziune prin interceptarea precipitațiilor și prin creșterea
gradului de infiltrare a apei și rugozitatea suprafeței. Rădăcinile plantelor cresc stabilitatea
agregatelor solului și asigură coeziune supliment ară a acestuia . Pe de altă parte, procesele de
protecție pasivă nu împiedică apariția eroziunii, dar reduc pierderea solului la scară mai mare

17
(cum ar fi scara unui versant) prin îmbunătățirea locală a depunerii de sedimente, înălțarea
plantelor și formare a movilelor fitogene care acționează ca bariere de filtrare. Aceste filtre
vegetative au fost extins studiate pentru rolul lor în reducerea poluării apei cu sedimente și
nutrienți în apropierea terenurilor agricole și zonelor ripariene (Burylo și colab., 2 012).
În concluzie, în contextul analizei critice a cunoașterii se poate afirma faptul că este foarte
important ca în viitoarele studii să se acorde o atenție sporită trăsăturilor funcționale ale anumitor
specii de plante care intervin în modificarea ratei de eroziune a solului , pentru a face progrese
semnificative în cunoaștere, și astfel, în adaptarea practicilor manageriale de reconstrucție
ecologică a unor zone care au suferit datorită eroziunii .

1.3 Analiza metodelor folosite p entru investigarea trăs ăturilor funcționale
care susțin producerea de servicii hidrologice și de control al eroziunii
Utilitatea analizei metodelor folosite pentru estimarea trăsăturilor funcționale constă în
importanța acestora în furnizarea multiplelor servicii ecosistemice de control al eroziunii și de
producere a serviciilor hidrologice. Aceste servicii ecosistemice sunt esențiale în buna
funcționare a balanței capitalului natural și sistemelor socio -economice.

1.3.1 Metode pentru măsurarea trăsăturilor supraterane
Trăsăturile funcționale ale plantelor determină răspunsul speciilor de plante la componentele
mediului și la modificările acestora și sunt utilizate în prezent pentru testarea unei serii de
ipoteze ecologice. Abordările bazate pe trăsături pot fi de asemenea, utilizate pentru a înțelege
mecanismele care adună comunitățile. Explorarea diversității funcționale (trăsături funcționale)
din comunități oferă noi perspective asupra proceselor ecologice și asupra funcționării
ecosistemului și are un viitor promițător î n agenda de cercetare ecologică. Bazele de date cu
trăsături funcționale ale plantelor sunt de asemenea, surse importante pentru cercetători, ele fiind
o sursă de informații pentru înțelegerea originii și evoluției presiunilor selective. În consecință,
bazele de date despre trăsături devin un instrument cheie de cercetare în ecologie și sunt foarte
utile pentru progresul în știința altor subdiscipline cum ar fi de exemplu ecofiziologia plantelor
(Tavșanoğlu1 și Pausas, 2018). Trăsăturile funcționale ale pla ntelor sunt legate de procesele
fiziologice, cum ar fi: captarea luminii, viteza fotosintetică , și prin urmare, pot oferi indicații ale
strategiilor funcționale ale plantelor în diferite condiții de me diu. Aceste corelații fac trăsături le
să devină element e cheie pentru a prezice funcțiile ecosistemului, cum ar fi productivitatea
primară (Li și colab., 2018).

18
În opinia lui McGill și col lab. ( 2006 ), o trăsătură este o proprietate bine definită, măsurabilă a
organismelor, de obicei măsurată la nivel individua l și folosită comparativ între specii, iar o
trăsătură funcțională este acea trăsătură care influențează puternic performanța organismului.
Există două ipoteze pentru a explica efectele trăsăturilor funcționale asupra proceselor
ecosistemice și anume: 1) „ipoteza raportului de masă” susține că efectele trăsăturilor funcționale
ale speciilor sunt legate de abundența lor relativă și datorită aceastei trăsături valorile speciilor
dominante au o influență proporțională mai mare asupra proceselor ecosistemice , 2) conceptul de
diversitate funcțională propune ca disimilaritatea trăsăturilor dintre specii să maximizeze
diversitatea strategiilor de utilizare a resurselor („ipoteza complementarității”). Este din ce în ce
mai mult acceptat faptul că trăsăturile funcți onale constitutive ale speciilor, adică identitatea,
abundența și gama de trăsături ale speciilor, afectează puternic procesele ecosistemice
(Schumacher și Roscher, 2009).
Structura funcțională a comunității plantelor poate conduce la funcționarea ecosiste mului în
raport cu:
(i) Valorile caracteristice care descriu speciile dominante, în conformitate cu „ipoteza raportului
de masă” ;
(ii) Similaritățile trăsăturilor dintre specii, conform „ipotezei diversității” (Chanteloup și Bonis,
2013).
Studiul trăsături lor funcționale s -a dovedit că oferă o înțelegere mai generală a relațiilor dintre
biodiversitate și proprietățile ecosistemului. În special, identitatea, abundența și gama de trăsături
de specie, adică structura funcțională, s -au dovedit a fi principalii factori motori ai proceselor
ecosistemice (Chanteloup și Bonis, 2013).
Trăsăturile funcționale au fost utilizate tot mai mult ca predictori utili ai efectului
biodiversității asupra proceselor ecosistemice și funcțiilor ecologice în multiple ecosisteme.
Efectele biodiversității asupra funcțiilor ecosistemice au fost concentrate pe studii ecologice
care abordează modul în care acestea afectează bogăția sau diversitatea speciilor. Rosenfield
și Muller (2020) susțin că bogăția speciilor crește productivitatea și acumularea de biomasă și
că este pozitiv legată de furnizarea de servicii ecosistemice multiple. Creșterea nivelului de
biodiversitate , și prin urmare, o variație mai largă între specii, se crede că oferă o mai bună
eficiență în utilizarea resurselor. A ceste mecanisme care explică efectele biodiversității asupra
proceselor ecologice pot fi mediate de trăsăturile speciilor, mai degrabă decât de bogăția
speciilor în sine (Rosenfield și Muller, 20 20).
Trăsăturile funcți onale importante în studiul cur ent su nt împărțite în două mari categorii:
trăsături funcționale supraterane și trăsături funcționale subterane. Cele mai frecvent folosite

19
trăsături funcționale supraterane sunt: suprafața specifică a frunzelor ( eng. „specific leaf area”
– SLA, suprafața frunze lor pe unitatea de masa uscată, conținutul de materie uscată a frunzei
(eng. „leaf dry -matter content” – LDMC, masa uscată a frunzei pe unitatea de masa umedă),
înățimea plantelor la stadiul de reproducere (Hrep), concentrația de azot a frunzelor ( eng. „le af
nitrogen content” – LNC), concentrația de carbon a frunzelor ( eng. „leaf carbon content” – LCC)
(Chanteloup și Bonis, 2013). Alte trăsături funcționale ale plantelor importante mai sunt:
adâncimile de înrădăcinare, densitățile lemnului, dimensiunile fru nzelor, potențialele înălțimi ale
coronamentului, capacitate fotosintetică, durata de viață (Westoby și Wright, 2006).
Se consideră că studierea cu prioritate a trăsăturilor funcționale trebuie realizată pentru a afla
informații despre procesele ecologice și efectul biodiversității asupra lor. În studiile realizate în
domeniul mediului, estimarea biomasei este utilă pentru mai multe scopuri cum ar fi: utilizarea
resurselor și managementul mediului. Există trei tipuri de estimări ale biomasei: măsurători în
teren, teledetecție și tehnici GIS. Măsurătorile în teren sunt cele cu cea mai mare acuratețe de
estimare a biomasei, însă sunt foarte costisitoare și cronofage deoarece sunt necesare tehnici de
eșantionare distructivă. Cea mai fezabilă metodă este teledet ecția, aceasta folosind potențialul
motodelor de optice de scanare care duc la datele (norii georeferențiați de puncte) LiDAR
(Wijaya și colab., 2008). Producția de biomasă a vegetației este o componentă cheie a funcțiilor
și proceselor ecosistemului deoa rece biomasa este un motor principal pentru ciclurile
biogeochimice de carbon, apă și nutrienți la nivel local, regional și global (Chun și colab., 2020).
Biomasa supraterană include toată vegetația vie, atât lemnoasă, cât și ierboasă , inclusiv tulpini,
resturi vegetale, ramuri, scoarță, semințe, frunze. Biomasa supraterană este cel mai vizibil loc de
stocare a carbonului, iar modificările în ceea ce privește acest aspect indică schimbarea sau
impactul unei acțiuni (Ravindranath și Ostwald, 2008).
În studii le despre biomasă, estimările bazate pe modele alometrice sunt preferabile, deoarece
permit extinderea zonelor de lucru fără tulburările cauzate de eșantionarea distructivă. Modelele
alometrice simple (care studiază relația dintre dimensiunile unui organis m cu forma, anatomia,
fiziologia și în final, comportamentul acestuia) sunt utilizate cel mai frecvent deoarece folosesc
date privind diametrul tulpinei sau acoperirea procentuală pentru a prezic e biomasa (Fadini și
colab., 2020 ). Estimarea biomasei suprat erane ( eng. „above ground biomass” – AGB) este
necesară pentru a înțelege tipurile de utilizare a terenului sau acoperire a acestuia, vitalitatea
culturilor , și de asemenea, pentru a calcula concentrația de carbon a biosferei în circuitul global
al carbonu lui. Cuantificarea biomasei suprate rane pe teren se poate face, așa cum s -a relatat, prin
metode distructive , sau prin estimarea variabilelor biofizice, cum ar fi diametrul la înălțimea
pieptului, gradul de acoperire datorat coronamentului, densitatea arbo rilor etc., apoi folosirea

20
acestor valori ca variabile de intrare în ecuații alometrice. Pentru plante mai mici, arbuști, plante
ierboase , metoda volumetrică de estimare a biomasei este comună. Aplicarea teledetecției pasive
optice pentru a măsura biomasa supraterană este o bună alternativă având avantajul unei precizii
ridicate, fiind o metodă ieftin ă și cu un efort mai mic decât orice altă metodă aplicată în teren. O
altă abordare este utilizarea unor date radar. Integrarea datelor optice în mod sinergic poate ajuta
la reducerea erorii de saturație în cazul unei zone cu vegetație densă. Studii diferite au adoptat
mai multe tehnici de modelare pentru a stabili relația dintre indicii de vegetație și biomasa
supraterană observată pe teren. Modelele de regres ie simplă liniară și neliniară sunt eficiente, de
asemenea, fiind utilizate de mulți cercetători. (Deb și colab., 2020).
Lu și col ab. ( 2020 ) susțin că tehnicile Li DAR s-au dovedit a fi cele mai puternice pentru
estimarea biomasei în zonele forestiere. Cu toate acestea, aceștia au declarat că din cauza
formelor neregulate și a suprapunerii coronamentelor, sunt greu de identificat trăsăturile la nivel
individual. Pentru a rezolva această problemă, acești autori au propus o nouă metodă pentru
estimarea biomas ei suprateran e care este o combinație între o tehnică numită vehicul aerian
pentru detectarea luminii fără pilot ( eng. UAV -LiDAR ) și pachetul de tehnici Li DAR de la sol .
O altă metodă pentru estimarea biomasei supraterane descrisă de Ravindranath și Ostwa ld (2008 )
este metoda parcelei. Aceasta este utilizată pe scară largă în programele de inventar forestier și
de manager ii și evaluatori i pentru estimarea și monitorizarea producției de lemn brut sau pentru
estimarea modificărilor stocului de carbon. Cercet ătorii din domeniul silviculturii, ecologiei și
agriculturii adoptă de regulă această metodă nu numai pentru estimarea modificărilor stocului de
biomasă, ci și pentru monitorizarea biodiversității și a producției de lemn comercial, lemn pentru
obținerea de combustibil și biomasă ierboasă .
Spectrele de vegetație obținute prin teledetecție furnizează informații fiziologice despre plante
(pigment, suprafață specifică a frunzelor, conținutul de materie uscată a frunzelor) și trăsături
morfologice ( de exemplu aria frunzei). Au fost elaborate modele fizice de transfer radiativ și
modele statistice empirice pentru a estima caracteristicile fiziologice și morfologice ale plantelor
utilizând date obținute prin teledecție. Utilizând aceste modele, au fost obținute cu succes
trăsături funcționale vegetale, cum ar fi conținutul de clorofilă, suprafața specifică a frunzelor și
conținutul de materie uscată a frunzelor (Li și colab., 2018).

21
1.3.2 Metode pentru măsurarea trăsăturilor subterane

Rădăcinile fine joacă un rol important în nutriția plantelor, precum și în ciclul de carbon, apă și
nutrienți. Acestea reprezintă o treime din producția primară netă terestră (NPP) și includerea
structurii și funcției lor în modelele globale de circuit ale carbonului ar trebui să îmbunătățească
predicțiile răspunsurilor ecosistemelor la schimbările climatice. Cu toate acestea, studiile
concentrate pe componentele subterane ale plantelor sunt mult mai puțin frecvente decât cele de
pe structura supraterană (Yaffar și Norby, 2019). Ră dăcinile fine și cele grosiere contribuie
esențial la productivitatea primară netă din subteran și joacă un rol esențial în ciclul
biogeochimic al ecosistemelor. În ciuda rolurilor lor critice, rădăcinile au fost subestimate în
principal din cauza provocăr ilor metodologice. În prezent, nu există un consens referitor la care
metode sunt cele mai potrivite pentru a studia cu exactitate biomasa și productivitatea rădăcinilor
(Addo -Danso și colab., 2016). Deoarece rădăcinile sunt dificil de măsurat in situ, dat ele sunt
reduse, iar acest lucru a limitat gradul de înțelegere a trăsăturilor acestora (Easdale și colab.,
2019). Rădăcinile sunt cele mai slab înțelese componente ale plantelor în ecologia terestră
(Yaffar și Norby, 2019). Trăsăturile morfologice ale pla ntelor, cum ar fi forma rădăcinii,
lungimea acesteia, proporția de rădăcini laterale fine, biomasa tulpinii și a rădăcinilor au o
influență dominantă asupra rezistenței la dezrădăcinare. Este important să identificăm trăsăturile
care contribuie la stabilit atea plantelor. Astfel de cunoștințe pot fi încorporate în proiecte care
estimează rata de eroziune. Ancorarea plantelor depinde de o combinație de elemente, cum ar fi:
tipul sistemului radicular, morfologia rădăcinii, proprietățile solului. Printre trăsăt urile plantelor,
mărimea acestora, dimensiunea sistemului radicular, lungimea rădăcinii și gradul lor de
ramificare sunt cele mai importante trăsături legate de ancorarea plantelor. De asemenea, este
important de menționat că rigiditatea rădăcinii și asime tria sistemului radicular pot juca un rol în
ancorarea plantelor (Nwoke și colab., 2016).
În ultimele decenii, a fost dezvoltată o serie de metode de evaluare pentru zona sistemului
radicular. Acestea pot fi împărțite în abordări invazive sau distructive, minim invazive sau
neinvazive. Metodele invazive perturbă integritatea solului pentru a determina unele variabile ale
acestuia (conținut de umiditate, conținut de calciu, pH, etc.) și proprietățile rădăcinii (lungime,
masă) (Cimpoiașu și colab., 2020). Met odele de cercetare distructivă sunt dăunătoare plantelor,
ceea ce le poate determina o creștere deficitară sau chiar moartea. Prin urmare, metodele de
cercetare nedistructive au fost în general acceptate în ultimii ani. Sistemul radicular este analizat
și cercetat fără a distruge structura inițială a solului (Liang și colab., 2020). Radarul de penetrare

22
a suprafeței radiculare (GPR) care poate fi observat în figura 4, este un instrument de cercetare
recunoscut care poate fi utilizat pentru a localiza obiect e îngropate, precum roci, artefacte,
instalații publice și obiecte, precum și nivelul apelor subterane. În ultimii ani, această tehnică
GPR a fost utilizată pentru detectarea și cartografierea sistemelor radiculare ale plantelor și
pentru a determina bioma sa rădăcinii și diametrul acesteia. Radarul de penetrare a suprafeței este
o abordare indirectă foarte promițătoare pentru estimarea biomasei subterane, însă nu este
potrivită pentru solurile dense sau bogate în materie organică (Addo -Danso și colab., 2016 ).
Metoda de detectare a sistemului radicular fără a deteriora plantele a devenit treptat curentul
principal în studiul trăsăturilor subterane (Liang și colab., 2020).

Figura 4. Radar de penetrare a suprafeței (s ursă: https://www.kci.com/resources –
insights/innovator/ground -penetrating -radar -as-part-of-sue-and-damage -prevention/ )

Excavarea zonelor cu rădăcini și a fosel or pedolo gice sunt cele mai comune metode de estimare
a biomasei rădăcinilor grosiere, în ciuda costurilor ridicate și a forței de muncă necesare. Carota
de sol rămâne metoda preferată de estimare a biomasei pentru rădăcinile fine (figura 5).
Modelele empirice sunt acceptate ca o abordare indirectă rapidă și rentabilă pentru a prezice
biomasa rădăcinilor fine și grosiere și a productivității (Addo -Danso și colab., 2016).

Figura 5. Carotă de sol (s ursă: http:/ /www.agrigoda.com/?go=page&p=227 )

Producția de rădăcini fine este de obicei estimată cu ajutorul minirizotroanelor și a metodelor de
carotare secvențială (Addo -Danso și colab., 2016). Minirizotronul (figura 6) oferă o metodă
nedistructivă, in situ, pentr u vizualizarea și studierea directă a rădăcinilor fine. Deși multe
informații despre rădăcinile fine au fost obținute folosind această metodă, există o mare variație a
modului în care se folosesc datele minirizotroanelor. Instalarea tubului este critică și trebuie luate

23
măsuri pentru a asigura un bun contact între sol și tub fără a compacta solul. Instalarea tubului
provoacă un anumit grad de perturbare a solului și are potențialul de a crea artefacte în datele și
analizele ulterioare ale rădăcinilor (Johns on și colab., 2001).

Figura 6. Funcționarea unui minirizotron (sursă: Rahman și colab., 2020, imagine adaptată)

Înțelegerea proceselor care controlează schimburile de masă și energie între sol, plante și
atmosferă joacă un rol esențial pentru înțelegere a sistemului radicular, dar este de asemenea
benefic ă pentru aplicații practice, cum ar fi agricultura durabilă și geotehnica. Acest fapt necesită
metode rapide, minim invazive și rentabile de monitorizare a zonelor superficiale, puțin adânci.
Metodele de monitorizare geoelectrică îndeplinesc aceste criterii , și prin urmare, au devenit din
ce în ce mai interesante pentru oamenii de știință din zona pedologiei . Pentru a înțelege
interacțiunea sol -plantă este esențială o apreciere detaliată a proceselor precu m absorbția apei
radiculare, creșterea comunităților de microorganisme, fixarea nutrienților, sechestrarea
carbonului și structura solului. Pentru acest lucru este nevoie de metode de cuantificare pentru a
traduce observațiile măsurabile cu privire la para metrii solului și a i rădăcinilor, inclusiv
conductivitatea hidraulică, porozitatea, lungimea rădăcinii, biomasa rădăcinii sau respirația
solului (Cimpoiașu și colab., 2020).
Exemple le relatate includ metoda de spargere a carotei de sol și utilizarea tuburi lor de
minirizotron. Cu toate că rezultatele obținute în acest mod sunt corecte și utile, ele reflectă doar
condiții locale. Realizarea experimentală semnificativă necesită prin urmare, multe puncte de
eșantionare, proces care poate dura și poate fi labori os (Cimpoiașu și colab., 2020). Sistemu l
minirizotron oferă o metodă nedistructivă in situ pentru monitorizarea frecventă (de la apariție la
moarte) a segmentelor de rădăcină, fără a avea un impact s emnificativ asupra proceselor care
implică rădăcini fine. Acest sistem poate fi utilizat pentru a caracteriza producția de rădăcini fine,
fenologia, creșterea și mortalitatea și pentru a observa efectele diverselor leziuni ale rădăcinii
cauzate de insecte, boli și agenți patogeni (Eizenberg și colab., 2005).

24
De asemenea, literatura oferă multe exemple de metode minim invazive cum ar fi tomografia
computerizată cu raze X, imagistica cu sonde neutronice sau imagistică cu rezonanță magnetică
(RMN). Aceste metode oferă informații importante cu privire la structura so lului sau transportul
apei din sol și mai recent au permis vizualizarea imaginii arhitecturii rădăcinii plantelor in situ.
Chiar dacă aceste tehnologii oferă rezultate 3D de înaltă rezoluție, acestea sunt costisitoare de
implementat și de întreținut. Tomog rafia geoelectrică studiată relativ recent, oferă un set tot mai
mare de instrumente pentru evaluarea și monitorizarea solului. În special, metodele eficiente de
investigare a interacțiunii sol -plantă sunt din ce în ce mai solicitate. Metodele geoelectrice sunt
minim invazive și implică utilizarea de senzori care pătrund doar în partea superioară a solului
(10 cm), astfel încât să nu perturbe integritatea solului cercetat (Cimpoiașu și colab., 2020).
Rezistența solului este adesea măsurată folosind penetrom etre, deși acestea de obicei dau seamă
mai mult rezistențe mai mari ale solului decât de rădăcinile plantelor. Cu toate acestea, se
consideră că presiunea necesară pentru penetra un sol este un ghid bun pentru presiunea pe care
trebuie să o exercite rădăci nile pentru a deforma solul (Whalley și colab., 2005).
Trăsăturile mecanice ale rădăcinii, de exemplu: rezistența la tracțiune (Tr), deformarea la
tracțiune (εr) și modulul de elasticitate (Er), sunt trăsături funcționale cheie care ajută la
caracterizarea capacității plantei de a se ancora și contribuția fizică a vegetației la alunecări de
teren și eroziune (Mao și colab., 2018).

1.3.3 Metode de măsurare sau corelare a trăsăturilor agregate cu
procesele abiotice care susțin producția serviciilor
Un proce s biogeochimic specific unei anumite scări este complex și rezultă din cuplările multiple
ale entităților implicate în respectivul proces apărut la o anumită scară din spațiul fizic
tridimensional (Iordache și colab., 2012).
Având în vedere acest aspect es te esențială realizarea unor corelații între scara individuală (a
unui vas de vegetație) la care se măsoară trăsăturile fun cțional e care furnizează multiple servicii
ecosistemice, scara unei comunități vegetale și scara unei unități de discretizare a model elor
(parcele, situri, etc.).
Alocarea nutrienților către plante este foarte importantă pentru funcționarea acestora ca sisteme
echilibrate în ceea ce privește absorbția și utilizarea resurselor, rata de creștere a plantelor,
reproducere a, apărare a și alt e strategii ale plantelor în ciclul lor biologic. S -a acordat o atenție
sporită alocării azotului (N) și fosforului (P) la nivel individual sau de specie, însă, a existat și un

25
interes notabil în ceea ce privește alocarea altor nutrienți și extinderea de l a specie la nivelul
comunității (Zhao și colab., 2019).

Identificarea tendințelor generale care leagă speciile de condițiile de mediu a fost concentrat ă pe
ecologia comunităților de plante. Deși multe lucrări din trecut s -au concentrat pe clasificarea
speciilor în grupuri discrete („grupuri funcționale”), o tendință mai recentă a fost utilizarea
trăsături lor continue cantitative pentru a p rezice cum poate specia să răspundă la modificările
mediu lui și să prezică modul în care diversitatea specifică va afec ta procesele ecosistemului. Este
nevoie în special de prezice rea răspunsurilor ecosistemului la schimbările globale . Ultimele
cercetări arată un mare interes pentru corelarea caracteristicilor speciilor individuale de efectele
acestora asupra proprietățil or la nivel de ecosistem (Schwilk și Caprio, 2 011). Evaluarea bazată
pe trăsături este o alternativă la cea bazată pe taxonomie pentru caracterizarea comunităților și
reprezintă un instrument promițător și din ce în ce mai utilizat pentru evaluarea variabi lelor
mediului (Hamilton și colab., 2019).

Figura 7. Corelarea trăsăturilor la diferite scări (sursă: Adaptată după Zhao și colab., 2019)

26

1.3.3.1 Folosirea L iDAR și a analizei multispectrale
Evaluarea impactului managementului și al climei asupra s istemelor suport ale vieții necesită
înțelegerea dinamicii acestor sisteme. Conceptul de trăsături funcționale ale plantelor poate
contribui foarte mult la o astfel de înțelegere. Acest lucru permite evaluarea răspunsului
comunităților de plante la schimbă rile de mediu și la presiunile antropice pe de o parte, iar pe de
altă parte permite prezicerea modificărilor funcționării ecosistemelor datorită schimbărilor
comunităților de plante (Van Cleemput și colab., 2018). Pro ducția de biomasă este unul dintre
cele mai importante servicii ecosistemice. Metodele distructive de prelevare sunt cel mai des
utilizate pentru cuantificarea biomasei. Deși este o metodă frecvent utilizată, aceasta este
cronofagă, iar predicți a poate fi una scăzută, mai ales când e realizat ă la scară mare. Tehnicile de
prelevare nedistructivă sunt mult mai avantajoase pentru zone mari (Wijesingha și colab., 2019).
Eșantionarea distructivă a biomasei este considerată cea mai precisă metodă de productivitate,
dar poate fi considerată și cea ma i intensă și solicitantă metodă. O altă abordare pentru estimarea
biomasei este evaluarea înălțimii coronamentului ( eng. „coronament hight” – CH), metodă
frecvent corelată pozitiv cu biomasa culturilor (Gruner și colab., 2019). Estimarea biomasei
poate fi utilizată pentru a monitoriza habitatul faunei sălbatice, stocarea carbonului și
biodiversitatea. Mai mult, poate fi utilizată ca un important index pentru a monitoriza impactul
schimbărilor climatice și activităților umane pe termen scurt sau lung (Schulz e și colab., 2019).
Pajiștile din întreaga lume sunt supuse fenomenului de diminuare a suprafeței din cauza
schimbărilor de utilizare a terenurilor cauzate de activitățile umane. Serviciile ecosistemice
oferite de acestea se încadrează în: producție , reglaj, servicii culturale (Onete și colab., 2015). Pe
categorii de folosință ponderea cea mai mare o are terenul arabil cca. 40%, urmată de păduri și
alte terenuri cu vegetație forestieră cca. 28%, în timp ce pajiștile (pășuni și fânețe) ocupă 20% (3
355 mii ha și 1 490,40 mii ha ). Ca și pondere pajiștile ocupă cca. 33% din terenul agricol,
respectiv 51,46% din terenul arabil. Comparând ponderea pe care o au pajiștile din terenul
agricol în alte țări ale Europei, România se situează pe locul cinci în Europa, după țări precum
Franța, Marea Britanie,Spania și Germania ( Sima și Popa, Managementul extensiv al pajiștilor,
suport de curs, 2014 ).
Pajiștile cuprind mai mult de o treime din suprafață globală și oferă diverse servicii ecosistemice.
Indiferent de tipul d e utilizare a terenului, degradarea pajiștilor prin suprapășunat sau alte
activități antropice reduce diversitatea serviciilor furnizate (Bork și Su, 2007). Pajiștile semi –
naturale furnizează servicii ecosistemice cum ar fi: producția de furaje, ciclarea n utrienților,

27
sechestrarea carbonului, reglarea condițiilor climatice, polenizarea și serviciile cultural -artistice.
Valorile mari ale indicatorilor serviciilor ecosistemice sunt des corelate pozitiv cu bogăția de
specii care, de asemenea, este susținută de condițiile din pajiști. Biodiversitatea din pajiști este
afectată de noile condiții climatice și de modificările în utilizarea terenului. Pentru a valida
statutul vegetației, cantitatea, calitatea și stabilitatea ei, aceasta trebuie monitorizată la scară mare
(Schulze și colab., 2019). Deși trăsăturile speciilor de plante pot fi măsurate manual și sunt
disponibile pe scară largă în baze de date globale, acestea acoperă de fapt numai aproximativ 2%
din speciile de plante vasculare cunoscute în prezent. O pa rte a explicației pentru această lipsă de
date este aceea că măsurarea trăsăturilor funcționale din teren sau laborator sunt laborioase și pot
fi chiar imposibile de o manieră completă , în special în ecosisteme foarte diverse sau la niveluri
geografice foa rte mari. Chiar dacă există tehnici pentru a acoperi lacunele de date despre
trăsăturile funcționale și taxonomice la scări geografice mai mari, aceste abordări rămân
îngreun ate în eșantioanele neomogene și nu țin cont de variații temporale (Van Cleemput și
colab., 2018). Metodele istorice de evaluare a pajiștilor au pus accent pe acțiuni de inventarie în
anumite puncte, destinate să colecteze informații detaliate privind comp oziția speciilor și
productivitatea la nivel individual a plantelor din comunități. Deși sunt eficiente pentru zone
mici, inventarierile bazate pe puncte sunt costisitoare și nu ajută la extrapolarea la sisteme mai
mari, mai realiste și variabile spațial l a care are loc managementul (Bork și Su, 2007). Obținerea
unui număr suficient de măsurători în câmp este o condiție necesară pentru dezvoltarea
modelelor și evaluarea rezultatelor estimării. Aceste abordări consumă mult timp în special
pentru zonele de st udiu care sunt la distanță sau cu acces dificil și pot fi greu de implementat
(Wachendorf și colab., 2018).
Teledetecția (RS) ca metodă de eșantionare fără contact , de la distanță, poate cuantifica
atât proprietățile structurale cât și cele biochimice ale vegetației, cum ar fi înălțimea plantelor,
suprafața frunzelor sau conținutu l de clorofilă. Instrumentele teledetecției pot colecta date în
zone mari, complexe din punct de vedere spațial și temporal în comparație cu eșantionarea
distructivă sau măsurători de înălțime realizate în teren. Diverse variabile derivate au fost
utilizate pentru a dezvolta modele empirice de biomasă, cum ar fi indicii de vegetație spectrală,
înălțimea vegetației sau indexul zonei frunzelor. (Wijesingha și colab., 2019).
Datele det ectate de la distanță includ fotografii aeriene, videografii, precum și senzori spectrali,
radare aeriene și sateliți. Sunt tehnologii bine dezvoltate pentru cartografierea vegetației (de
obicei indici de vegetație – VI). Un astfel de indice de vegetație f recvent utilizat este indicele de
vegetație cu diferență normalizată (NDVI) (este un indicator grafic simplu care poate fi utilizat

28
pentru a analiza măsurători de teledetecție, adesea de pe o platformă spațială, evaluând dacă ținta
respectivă conține veget ație verde vie) (Bork și Su, 2007).
În aceste situații, teledetecția, cu colectarea repetitivă a datelor în format digital, permite
înregistrarea și procesarea rapidă a unor cantități mari de date, devenind astfel sursa principală
pentru estimarea biomasei pe suprafețe mari. Teledetecția (RS) a fost definită dr ept „domeniul de
studiu asociat cu extragerea informațiilor despre un obiect fără a intra în contact fizic cu acesta”.
În contextul actual, senzorii la distanță sunt folosiți pentru a capta informații despre vegetație
fără a face neapărat măsurarea directă a parametrilor de interes, ci doar prin furnizarea de date
din care informațiile dorite pot fi extrase pe baza caracteristicilor observate a le vegetației privite
de la distanță (Wachendorf și colab., 2018).
În timp ce eșantionarea distructivă a biomasei în zone extinse est e consumatoare de timp și
scumpă , metode alternative bazate pe teledetecție au fost descoperite în ultimele decenii.
Metodele tradiționale folosesc indici derivați din informațiile d espre reflectanța spectrală, legați
de structura vegetației, conținutul în apă și clorofilă al vegetației (de exemplu: NDVI – indice de
vegetație cu diferența normalizată. NDWI – indice de apă cu diferența normalizată) (Schulze și
colab., 2019). Teledetecț ia oferă o alternativă, este o metodă eficientă de a colecta date sinoptice
din zone inaccesibile și complexe (Bork și Su, 2007).
Teledetecția permite realizarea unor observații spațiale continue și dese asupra ecosistemelor,
este o t ehnică consacrată pen tru cartarea proprietăților plantelor. Mai recent acest potențial a fost
recunoscut în știința biodiversității, de exemplu în cartografierea diversității speciilor de plante și
strategiilor plantelor invasive (Van Cleemput și colab., 2018).
Tehnica LiDAR e ste cea mai cunoscută tehnică activă. Senzorii LiDAR emit lumină coerentă și
primesc energia reflectată de la obiectul îndepărtat. Distanța dintre senzor și obiect este calculată
pe baza perioadei de timp scurse în acest timp și a coordonatelor 3D (Wijesin gha și colab.,
2019).
În timp ce teledetecția optică este limitată la informații bidimensionale, LiDAR (Light Detecti ng
And Ranging) oferă date tridimensionale pentru cuantificarea directă a caracteristicilor vegetației
ca înălțimea sau volumul coronamentu lui. Această tehnică s -a folosit mai mult în silvicultură
pentru specii lemnoase, în pajiști nefiind atât de des folosit. Motivul ar putea consta în faptul că
structurile heterogene ale unei pajiști pot îngreuna procesul de dezvoltare al unor metode
funcți onale de estimare a biomasei bazate pe teledetecție. În timp ce arborii sau terenurile
cultivate au structuri fizice ușor de detectat și creștere uniformă, pajiștile prezintă forme de
creștere distincte (Schulze și colab., 2019).

29
Informațiile colectate de sistemele de teledetecție au informații cu diferite caracteristici, cum ar fi
caracteristici spectrale, radiometrice, spațiale și de rezoluție temporală, precum și polarizarea și
angularitatea. Mulți senzori folosiți pentru biomasă și estimarea calității a u caracteristici diferite
în ceea ce privește rezoluțiile spectrale, spațiale și temporale (Wachendorf și colab., 2018).
Spre deosebire de microunde și senzori optici tradiționali, senzorii L iDAR măsoară direct atât
locația verticală cât și distribuția ori zontală a elementelor plantelor, folosind lungimi de undă în
infraroșu sau aproape de infraroșu. Datele L iDAR au fost, de asemenea, utilizate pentru
clasificarea acoperirii terenului . Unii cercetători au folosit Li DAR pentru identificarea unor clase
de ter en (drum, apă, mlaștină, clădiri, arbore, și nisip). Clas ificarea rezultată din datele Li DAR a
prezentat o distribuție mai realistă și omogenă a caracteristicilor geografice (Bork și Su, 2007).
Principalele avantaje ale teledetecției includ următoarele:
i. Capacitatea de a obține măsurători din fiecare locație potențială în timp și spațiu;
ii. Viteza cu care datele sesizate de la distanță pot să fie colectate și prelucrate;
iii. Costul relati v scăzut al multor tipuri de dat e
iv. Capacitatea de a colecta date cu ușurință chiar și în zonele care, în mod normal, au un acces
dificil (Wachendorf și colab., 2018).

1.4 Lacune și incertitudini

Cele mai timpurii studii cu privire la trăsăturile funcționale ale plantelor s -au axat pe
productivitatea primară netă și pe producția de biomasă, variabile de interes major, în abordarea
agronomică. Ceva mai recent, de exemplu, Yavuz și Karadag (2015), tot din perspectivă
agronomică, au testat efectul fertilizarii asupra sistemelor radiculare ale plantelor ierboase.
Fertilizarea este însă o activitate necesară și în tehnicile de remediere a zonelor poluate cu
metale, unde concentratiile de N și P sunt de obicei mult mai mici decât în pajiștile de interes
agronomic (Iordache și colab, bază de date georeferențiate, disponib ilă on -line).
• Limitările abordărilor agronomice constau în faptul că nu s -au făcut măsurători empirice
legate de efectului nutrienților (N și P) asupra proprietăților mecanice (implicit asupra
erodabilității solurilor), ale plantelor crescute sub stres datorat prezenței metalelor grele.
Trăsăturile funcționale ale plantelor se bazează pe caracteristicile funcționale mai degrabă, decât
pe identitatea lor taxonomică astfel, răspunsul plantelor poate pune în evidență un grad ridicat de
plasticitate fenotip ică. Se cunoaște faptul că plantele tind să răspundă la limitarea nutrienților, cu
o alocare mai mare în biomasa sistemului radicular (Freschet și colab., 2015), nefiind însă clară

30
importanța relativă a schimbărilor în biomasa rădăcinilor și lungimii speci fice a rădăcinilor (eng.
“specific root length” – SRL), ca urmare a modificărilor disponibilității azotului.
• Nu au fost realizate studii de plasticitate fenotipică în legătură cu controlul eroziunii, deși
relevanța unei astfel de plasticități pentru ero dabilitatea solului depinde și de proprietăț ile
mecanice ale rădăcinilor plantelor.
Din analiza de literatură se poate afirma că există o listă comprehensivă cu trăsăturile funcționale
ale sistemului radicular, trăsături care pot fi utile pentru înțeleger ea fenomenului de alunecare de
teren (Stokes și colab., 2009), precum și articole de si nteză în care sunt descrise trăsăturile
măsurate, respectiv cele implicate în rezistența și controlul eroziunii. Vannopen și colab. (2015)
a subliniat faptul că plantel e din pajiști s -au dovedit a fi relevante în principal pentru controlarea
eroziunii datorate picăturilor de apă care vin în contact cu solul și ogașelor. Astfel, s -au propus
metodologii care relațion ează variația densității rădăcinilor și a densității în f uncție de lungime
(RLD), cu rata de detașare a solului (Vannopen și colab., 2016), sau care fac legătura între
rezistența la tracțiune a rădăcinilor și rezistența la forfecarea solului (De Baets și colab., 2008).
Rolul vegetației în controlul eroziunii se concentrează mai ales pe efectul acesteia asupra
erodi bilității și mai puțin asupra rugozității solului (care influențează viteza apei și indirect
intensitate a eroziunii). Stokes și colab. ( 2014 ) a relatat faptul că există și unele studii relevante
pentru controlul eroziunii, acestea descriu măsurători de densitate a tulpinilor plantelor și de
rigiditate la îndoirea tulpinilor.
• Nu este stabilit cu certitudine cum anume proprietățile funcționale ale plantelor influențează
procesul de eroziune a solului, în condiții diferite de nutriție, poluare și climatice
Există o literature vastă care tratează efectul plantelor asupra conductivității hidraulice. Cu toate
acestea, astfel de studii sunt foarte rare în zone contaminate cu metale grele (de exemplu, Neagoe
și colab. (2009) descrie un astfel de studiu într -un experiment cu lizimetre). În general, în astfel
de studii se ține seamă de biomasa și morfometria generală a rădăcinilor, nu și de morfometria
detaliată sau de proprietățile mecanice ale acestora.
Alte lacune sau incertitudini identificate:
• Lipsește cunoașterea despre efectele N, P și poluării cu metale grele asupra rugozității
vegetației măsurabilă în prezent cu ajutorul sistemului LiDAR.
• Nu există cunoștințe despre relația dintre variabilele măs urate cu liDAR și trăsăturile
mecanice ale plantelor, necesare în scopul raportării cantitative a rezultatelor planurilor de
remediere în zonele contaminate, cu îmbunătățirea serviciilor de control al eroziunii.

31
• Nu există măsurători extensive pentru erod abilitate. Ridicarea la scară a acestora poate fi
făcută prin interpolarea variabilelor plantelor și solului prin metode geostatistice și calcularea
erodabilității sau a capacitășii de forfecare a solului, prin ecuații empirice.
• Nu este clar cum se poate face relaționarea proprietăților mecanice ale plantelor cu variabilele
relevante pentru procesele de eroziune și percolare și cum anume solul și funcțiile acestuia pot
răspunde la schimbările climatice.
• De asemenea, dacă trăsăturile plantelor diferă înt re specii, ne putem aștepta să existe diferențe
majore în ce privește achiziția și eficiența în conservarea de resurse obținute.

32
2 Testarea metodelor și proi ectarea unor viitoare cercetări pentru
caracterizarea rolului diversității funcționale a plantel or din pajiști în
controlul eroziunii în bazinele hidrografice din zone miniere

Habitatele degradate prin activități miniere sunt în prezent o problemă majoră de mediu .
Restaurarea ecologică prezintă, astfel, un interes major pentru a reduce impactul mini er asupra
biodiversității (wa Ilunga și colab., 2015). De asemenea, un interes deosebit trebuie acordat și
diversității funcționale a plantelor care intervin în controlul eroziunii din zonele afectate de
activități de minerit. Aceasta situație este prezent ă în zona bazinului hidrografic Ampoi care
urmează a fi descrisă în continuare .

2.1 Structura bazinului hidrografic al Ampoiului și cercetări existente
în acest bazin
Bazinul râului Mureș are o suprafață totală 28.310 km2. Aproximativ 2,3 milioane de oamen i
locuiesc în bazinul hidrografic Mureș. În România, Mureșul colectează o rețea de 10.8 km de
cursuri de apă, dintre cei mai importanți șapte afluenți sunt: Arieș, Târnava, Ampoi, Sebeș,
Cugir, Strei și râurile Cerna.
Râul Ampoi este situat in Munții Apuse ni. Acesta curge prin orașul Zlatna și se alătură
Mureșului lângă Alba Iulia. Râul Ampoi, afluentul pe partea dreaptă al râului Mureș are 59 km
lungime, o suprafață a bazinului hidrografic de 576 km² și o altitudine medie de 700 m,
altitudinile variind înt re 1060 m la izvorul râului Ampoi și 219 m la confluența sa cu râul Mureș,
la Alba Iulia. Râul Ampoi este un afluent de ordinul I al râului Mureș (Bănăduc, 2006). În tot
bazinul hidrografic Ampoi au fost observate frecvent inversări termice care determină condiții de
diseminare a poluanților, condiții evidențiate de diferite cercetări (Buiuc și Micu, 2006).
Următoarele râuri sunt afluenți ai râului Ampoi: pe partea stângă Valea Petrei, Vâltori, Feneș,
Valea lui Bibaț, Valea Albinei, Ampoița și Ighiu, iar p e partea dreaptă: Trâmpoiele, Valea Mare,
Valea Mică și Galați. Principalele localități traversate: Izvoru Ampoiului, Zlatna, Feneș, Meteș,
Șard.
În zona de studiu, șase clase de sol și douăzeci și două de asociații de sol au fost
delimitate. Principalele clase de sol din zona de studiu sunt următoarele: protisoluri, cernisoluri,
cambisoluri, luvisoluri, hidrisoluri și antrisoluri (Manea și colab., 2012). În această zonă, solurile
predominante sunt cambiosolurile și luviosolurile formând pante abrupte domi nate de gresii.
Poluarea actuală zonei este cauzată de emisiile atmosferice de dioxid și trioxid de sulf aduse de

33
vânturi sau de ploile acide din zonele industriale din apropiere (Răducu ș i colab., 2019). E xistă și
o poluare atmosferică cu metale grele, de și este istorică, poluanții persistă în sol.

Figura 8 . Localizarea râului Ampoi (Triebskorn și colab., 2018)

În regiunea transilvăneană, Valea Ampoiului se întinde de -a lungul cursului râului Ampoi, prin
Munții Vlădeasa, Trascău și Metaliferi. Pe lângă aceste zone cu o mare valoare a biodiversității,
Valea Ampoi traversează și regiunea în care activitățile miniere au avut cel mai mare impact
asupra mediului. În zona Zlatna, depunerea atmosferică a metalelor grele a avut un impact mare
atât pe pajiști câ t și pe păduri (Onete și colab., 2015). Aceasta taie Munții Apuseni de Sud din
vest spre est (Suciu -Krausz și colab., 2016).

Figura 9 .Bazinul hidrografic Ampoi (Marica și Corcheș, 2016)

Clima din această zonă se caracterizează prin anumite particulari tăți care confirmă și evidențiază
individualitatea sa geografică în comparație cu alte zone din România. Aceste particularități sunt
generate de factorii climatici, care prezintă în cazul Văii Ampoiului o serie de caracteristici
specifice, determinate de p oziția geografică și de caracteristicile specifice ale factorilor fizico –

34
geografici (Buiuc și Micu, 2006). Clima este continental temperată, cu o temperatură medie
anuală de 8,0 ° C și precipitații medii anuale de 630 mm (Răducu și colab., 2019).

În ce p rivește cercetările din această zonă se poate spune că b azinul Ampoiului prezintă un real
interes științific, întrucât este este o zonă foarte poluată. Cea mai importantă sursă de poluare din
bazinul Mureș este industria minieră care se află aproape de afl uentul Arieș, industria
metalurgică din afluenții Târnava, Ampoi, Cerna și Strei, industria chimică de la Târnava, iar pe
Mureș în sine există o serie de stații de epurare a apelor uzate municipale. Au avut loc destul de
multe serii de evenimente de poluar e accidentală, în principal din industrie, dar și din sectorul
minier și agricultură, în special între anii 1980 și 1990, cu cea mai mare frecvență în perioada
1986 -1999. Astfel, Triebskorn și colab. (2008) au raportat că deversările accidentale au conținu t
în principal nitrați, amoniu, ulei, cianură și metale grele Fabrica metalurgică S.C. Ampelum S.A
din Zlatna, sit uată pe râul Ampoi, precum și o unitate chimică conectată la aceasta, au funcționat
până în anul 2003 (Bălteanu și Șerban, 2004). În zona Zlat na, din cauza activității Fabricii de
sulfat de cupru, cantități mari de metale grele, sulfați și oxizi de cupru au fost eliberate în mediu,
acestea au provocat contaminarea solului și a plantelor (Manea și colab., 2012). Lăcătușu și
colab. (2001) au afir mat că zona Zlatna este una din zonele cele m ai contaminate cu metale grele,
rezultate din extracția intensă și prelucrarea minereurilor metalifere. Pe de altă parte, Jianu și
colab. (2012) au descris detaliat amploarea poluă rii cu metale grele din Munții metaliferi,
precum și numărul de halde de steril și iazuri de decantare, dar și stadiul de ecologizare al
acestora, sau stadiul activ. Există o bază mare de literatură publicată de cercetători din
Universitatea din București precum și din alte institute d e cercetare, partenere. Literatura a fost
produsă în urma derulării unor proiecte de cercetare de amploare, internaționale și naționale,
coordonate de către Universitatea din București, ca de exemplu: FP7 UMBRELLA -ENV -2008 –
1, nr. 22687, FITORISC PNII, 31 -012/2007, cu pagina web http://fitorisc.cesec.ro/ , PECOTOX
PNII, 31 -043/2007 cu pagina web http://pecotox.cesec.ro/), ASPABIR -PNII50/2012
(www.aspabir .,biogeochemistry.ro ), etc. Cele mai multe articole rezultate din astfel de proiecte,
abordează tehnici și metode inovative de remediere a unor soluri sau substraturi (iazuri de
decantare) poluate cu metale grele. Astfel, diverse tehnologii de fitoremediere și fito -mico –
remediere au fost descrise de Neagoe și colab. (2014), Nicoară și colab 2014, Constantinescu și
colab. 2019, acești autori au de zvoltat astfel de tehnologii și le -au implementat pe parcele
experimentale instalate pe iazul de decantare de la Valea mică, abandonat în anul 1990 și
localizat la 6 km de orașul Zlatna. Tot în cadrul acestor cercetări Iordache și colab. (2010) au
realiza t un alt studiu în zona Ampoiului, referitor la comunitățile biologice din zonele miniere,

35
urmărind tipare dependente de scară, potențialul organismelor ca bioindicatori și plante native
pentru remediere. În cadrul acelorași proiecte de cercetare s -a stud ii în acest bazin hidrografic și
fauna. Astfel, Manu și colab. (2016) a publicat un studiu referitor la evaluarea impactului
poluării cu metale grele asupra comunității de acarieni din sol (Acari: Mesostigmata) din
Depresiunea Zlatna – Transilvania. Un alt articol publicat de Manu și colab. (2017) descrie
rezultate obținute despre influența poluării cu metale grele asupra comunităților de acarieni din
sol (Acari) în pajiștile românești. Tot Manu și colab. (2015) a publicat un articolreferitor la
diversita tea acarienilor solului din ecosistemele de pajiști poluate din Munții Trasc ău, situați în
partea de sud -est a Munților Apuseni (Carpații Occidentali), limita lor sudică fiind reprezentată
de valea Ampoi.
De asemenea, s -au mai publicat multe alte articole cum ar fi: Bănăduc (2006) a relizeazat un
studiu referitor la efectele activităților antropice asupra comunităților de ihtiofaună pe râul
Ampoi. O serie de studii referitoare la flora din zona râului Ampoi a fost prezentată de Onete și
colab. (2015) într -o lucrare referitoare la diversitatea speciilor de plante din Valea lui Paul (râul
Ampoi, județul Alba, România). Un alt studiu care descrie efectul poluării cu metale a zonei
Zlatna, dar si impactul acestei poluări asupra populației umane, a fost decsris de Nedelescu și
colab. (2017). Rusu și colab. (2006) au realizat un studiu de biomonitorizare folosind o specie de
lichen ( Hypogymnia physodes ) și mostre de scoarță din apropiere de Zlatna, după închiderea unei
fabrici de prelucrare a minereurilor de cupru . Balc și colab. (2007) au publicat un studiu referitor
la biostratigrafia depozitelor cretacice din Valea Ampoi. Multe alte studii se referă la
caracteristicile fizico -chimice ale anumitor tipuri de sol din zona bazinului Ampoi, cum ar fi:
Manea și colab. (2009), Popa și colab. (2012).
Damian și colab. (2008) au studiat concentrația și distribuția Pb, Cu, Zn și Cd în solurile din
Zlatna și Copșa Mică puternic poluate de activitatea metalurgică, pentru diferite tipuri de soluri
corelate cu proprietățile fi zice și chimice ale acestora. Manea și colab. (2012) au realizat un
studiu referitor la evaluarea terenurilor pentru utilizarea pajiștilor din bazinul Ampoi în condiții
naturale și în condiții de poluare cu metale grele.
Răducu și colab. (2019) au publicat un studiu care oferă informații despre calitatea biodiversității
într-un sol poluat antropic și despre influența activității biologice asupra evoluției și auto –
remedierii acestui sol în zona bazinului hidrografic Ampoi. Având în vedere existența unui
numă r considerabil de lucrări găsite în urma unei analize a literaturii în bazinul hidrografic
Ampoi, pe atât de multe arii tematice din domeniul ecol ogiei, realizăm interesul mare al
cercetătorilor pentru aceast ă zonă, respectiv importanța atât la scară lo cală, cât și la scară
națională și internațională a cercetări lor existente în bazinul Ampoiului.

36

2.2 Testarea unor metode în domeniul investigării relației dintre
trăsături funcționale și serviciul ecosistemic de control al eroziunii
2.2.1 Încadrarea într -un program de cercetare existent

Testarea metodelor pentru lucrarea de master s -a făcut în cadrul proiectului de parteneriate
compl exe PN III INTER -ASPA, contract nr. 34/2018 finanțat de UEFISCDI. Ipotezele de lucru
formulate în proiect la care m -am racord at a fost următoarele:
Ipoteza 1. Variabilele independente: concentrațiile de N, P și metale în sol, influențează
semnificativ, separat și prin interacțiune, trăsăturile morfometrice ale plantelor relevante pentru
rolul acestora în controlul eroziunii solu lui (Experimentul 1 și Experimentul 2a, figura 9).
Ipoteza 2. Variabilele independente: concentrațiile de N, P și metale în sol, influențează
semnificativ, separat și prin interacțiune, trăsăturile mecanice ale plantelor relevante pentru rolul
acestora în controlul eroziunii solului (Experimentul 1 și Experimentul 2a, figura 10).

Figura 10. Trei experimente la scară de ghivei, derulate simultan la UB (exp. 1) și la IBB (exp.
2a și exp. 2b) (sursa: Raport anual, 2019, Peoiect de parteneriate complxe PN I II INTER -ASPA,
contract nr. 34/201 8, finanțat de UEFISCDI.

În continuare voi descrie tipurile de metode pe care le -am folosit în mod direct.
A1. Prelevarea și prelucrarea preliminară a solurilor
Pentru a face posibiă derularea celor trei experimente, s -a efectuat o deplasare în teren, în data de
13 iulie 2019, în cadrul căreia s -a prelevat sol contaminat cu metale grele, de la o adâncime de
aprox. 50 cm, ceea ce ar corespunde adâncimii maxime a rădăcinilor plantelor din pajiști. Solul a

37
fost prelevat din d ouă zone de studiu: Zlatna și Copșa Mică. Au fost prelevare aproximativ 230
kg sol de la Zlatna și 105 kg sol de la Copșa. Solul a fost transportat la București și în cadrul
Institutului de Biologie, au fost desfăsurate următoarele etape la care am partici pat în echipă :

1. Îndepărtarea manuală a resturilor vegetale din sol (figura 11 a, stânga)
2. Sitarea solului printr -o sită din fibră de sticlă cu dimensiunea ochiurilor de 0,4 cm (figura 11 b,
dreapta ).
3. Omogenizarea solului într -o mini -betonieră pentru obțin erea unor caracteristici cât mai
reproductible, în toată masa de sol.

Figura 11. a) Stânga Îndepărtare a resturilor vegetale (sursă: arhivă personală); b) Dreapta
Sitarea solului (sursă: arhivă personală )
A2. Prelucrarea preliminară a solului și te st de germinare
Din materialul de sol umed s -au selectat în primele 24 de ore de la prelevare, câte zece unități de
probă cărora li s -au efectuat măsurători pentru următoarele variabile: pH, conductivitate electrică
(CE), umiditate, formele de N mineral ( N-NH 4+, N-NO 3-, N-NO 2-), fosforul în formă
biodisponibilă P -PO4-3, capacitatea de retenție a apei, pierderea masei organice prin calcinare
(eng. loss on ignition – LOI), macro – și microelemente.
Uscarea solului s -a făcut într -o cameră umbrită, la temperatu ra camerei, solul fiind întins în strat
subțire și omogenizat zilnic timp de 30 de zile, pentru o uscare eficientă (figura 12).

Figura 12: Uscarea solului (sursă: arhivă personală)

38
Test de germinare și motivația selectării speciei Agrostis capillaris
Înainte de a derula experimentul propriu -zis s-a efectuat un test de germinare pentru verificarea
viabilitat ății semințelor, atât pe un sol necontaminat care are rolul de control pozitiv ( cu textură
medie și conținut moderat de materie organică și cu un pH cuprins între 6,5 și 7,3) , cât și pe solurile
cu nivele diferite de contaminare ( sol 1 -Copșa Mică și sol 2 -Zlatna) care s-au utliliza t în
continuare în experimente. Testul de germinare a durat 14 zile, timp în care s -au asigurat
condițiile necesare unei ge rminări de succes (temperatură constantă, umiditate și lumină intermitentă
corespunzătoare germinării, 8 h noapte/16 h zi). Instalația pentru testul de germinare (figura 13) a
constat într -un tub cu lumină colorată (favorizează germinația), un întrerupător , un programator
de timp (zi/noapte) și cele trei vase de vegetație însămânțate cu Agrostis capillaris. A fost
selectată specia A. capillaris deoarece prezența aceteia în sol este un indicator al unui sol sărac în
nutrienți, deseori cu un conținut extrem d e scăzut în P (Peeterrs, 2015), fiind o specie de graminee
perenă care tolerează foarte bine concentrații mari de metale și metaloizi (As), exceptând Mg (Wu,
1981). Testul a durat 14 zile, iar biomasa proaspătă obținută a avut valori descrescătoare în
ordinea: Control, Copșa Mică și Zlatna.

Figura 1 3. Testul de germinare (sursă: arhivă personală)

A3. Instalarea vaselor de vegetație, însămânțare
După stabilirea designului experimental care constă din 16 variante experimentale cu câte 5
replicate fieca re (tabelul 1), s-a trecut la umplerea vaselor de vegeta ție. Astfel, solul uscat și
omogenizat în prealabil , așa cum s -a descris la activitatea A2, s -a fertilizat cu soluții cu diferite
concentrații de N și P, astfel încât să se surprindă un nivel minim ( de carență), optimal și maxim
(de toxicitate). S -au utilizat vase de vegetașie de 450 ml care s -au umplut cu sol, după aducerea
acestuia la umiditatea adecvată (calculată în funcție de valoarea capacității de retenție a apei) și
adăugarea soluțiilor cu nu trienți, respectiv N sub formă de NH 4NO 3 și P sub formă de K 2HPO 4,
așa cum se poate vedea în tabelul 1. După pregătirea celor 80 de ghivece pentru fiecare

39
experiment , s-au însămînțat solurile în acord cu instrucțiunile firmei Riggen -Hofmann de unde
au fost achiziționate semințele de Agrostis capillaris (respectiv echivalentul a10 kg/ha pentru
solurile necontaminate și dublu pentru cele contaminate).

2.2.2 Designul experimental și protocoalele metodologice de lucru testate
Tabelul 1. Coduri experimentale și variante experimentale celor 80 de ghivece/ cameră (adaptată
după Neagoe și colab. 2014, b). Legendă: N 1 sau P 1 = soluția N(+) sau P(+) cu concentrația 1, N 2
sau P 2 = soluția N(++) sau P(++) cu concentrația 2, și N 3 sau P 3 = soluția N(+++) sau P(+++) cu
concentrația
Nr.
ghiveci Cod
exerimental Variante experimentale
1 N(-), P(-) 450 g sol poluat + V ml apă + 0,0 5g semințe
2 N(+), P( -) 450 g sol poluat + 10 ml N1 + (V ml apă – 10 ml N1) + 0,05 g semințe
3 N(-), P(+) 450 g sol poluat + 10 ml P1 + (V ml apă – 10 ml P1) + 0,05 g semințe
4 N(+), P(+) 450 g sol poluat + 5ml N1 + 5ml P1 + [V ml apă – (5ml N1 + 5ml P1)] + 0,05 g
semințe
5 N(++), P( -) 450 g sol poluat + 10 ml N2 + (V ml apă – 10 ml N2) + 0,05 g semințe
6 N(-), P(++) 450 g sol polua t + 10 ml P2 + (V ml apă – 10 ml P2) + 0,05 g semințe
7 N(++), P(++) 450 g sol poluat + 5 ml N2 + 5 ml P2 + [V ml apă – (5ml N2 + 5ml P2)] + 0,05 g
semințe
8 N(+), P(++) 450 g sol poluat + 5 ml N2 + 5 ml P2 + [V ml apă – (5ml N2 + 5ml P2)] + 0,05 g
semințe
9 N(++), P(+) 450 g sol poluat + 5 ml N2 + 5 ml P1 + [V ml apă – (5ml N2 + 5ml P1)] + 0,05 g
semințe
10 N(+++), P( -) 450 g sol poluat + 10 ml N3 + (V ml apă – 10 ml N3) + 0,05 g semințe
11 N(-), P(+++) 450 g sol poluat + 10 ml P3 + (V ml ap ă -10 ml P3) + 0,05 g semințe
12 N(+++), P(+++) 450 g sol poluat + 5 ml N3 + 5 ml P3 + [V ml apă – (5ml N3 + 5ml P3)] + 0,05 g
semințe
13 N(+++), P(+) 450 g sol poluat + 5 ml N3 + 5 ml P1 + [V ml apă – (5 ml N3 + 5 ml P1)] 0,05 g
semințe
14 N(+), P(+++) 450 g sol poluat + 5 ml N1 + 5 ml P3 + [V ml apă – (5 ml N1 + 5 ml P3)] + 0,05 g
semințe
15 N(+++), P(++) 450 g sol poluat + 5ml N3 + 5 ml P2 + [V ml apă – (5ml N3 + 5 ml P2)] + 0,05 g
semințe
16 N(++), P(+++) 450 g sol poluat + 5 ml N2 + 5 ml P3 + [V ml apă – (5ml N2 + 5 ml P3)] 0,05 g
semințe
Total (80 x 3 exp.) = 240 vase de vegetație

40
Concentrațiile de azot și fosfor au fost de 0 (concentrația deja existentă în solul adus din zonele
de studiu), 30, 60 și 90 Kg/ha.
Semințele au fost ușor îngrop ate în stratul superficial de sol (aprox 5 mm), solul fiind bine afânat
(figura 14 ) După însămânțare, vasele de vegetație au fost introduse în pahare Berzelius,
împreună cu vasul aferent pentru a facilita atât germinarea, cât și cântărirea. Pentru irigare s -a
utilizat apă distilată, ale cărei caracteristici sunt mai apropiate de apa de ploaie , în comparație cu
apa de robinet. Până când a început germinarea, paharele Berzelius s -au mențin ut acoperite cu
sticlă de ceas pentru a asigura confort termic sporit și nu s-a adaugat apă (2 -3 zile) deoarece nu a
existat biomasă care să o consume. Menționăm că paharele astfel echipate au fost distribuite
randomizat pe rafturile fiecărei camere de vegetație (figura 14), având grijă ca în fiecare zi să se
re-distribuie ale atoriu pentru a minimiza influența variației microclimatice. Toate vasele de
vegetație au fost irigate zilnic, cu un volum de apă distilată care să asigure maximul capacității
de retenție.

Figura 14 . Însămânțarea semințelor în vasul de vegetație (sur să: Lazăr, 2020 ),

Pentru derularea experimentelor, au fost utilizate trei camere de vegetație (fitotroane), în fiecare
fiind așezate câte 80 de vase de vegetație , așa cum se observă în figura 1 5. Vasele au fost
cântărite în prealabil. În prima cameră so lul a fost din Copșa Mică, iar condițiile setate au fost:
T1(zi/noapte) = 22˚C (16 ore)/16˚C (8 ore), U=60%. În a doua și a treia cameră solul este din
Zlatna. Condițiile camerei a doua au fost identice cu cele din prima camera (perechea 1 din
figura 10). Condițiile din a treia cameră au fost: T2(zi/noapte)=32˚C (16 ore)/20˚C (8 ore),
U=40%. Intensitatea luminoasă a fost de 5000 lucși. Condițiile celei de a treia cameră (seria 1)
au simulat o perioadă cu o ariditate accentuată (rezultate care nu vor fi prez enatate în această

41
lucrare) Acest experiment nr. 3 a fost reluat în martie 2020, cu următoarele condiții :
T2(zi/noapte)=25˚C (16 ore)/19˚C (8 ore), U=5 0%., și 5000 lucși, simulând de data aceasta
condiții de ariditate mai redusă (figura 16).

Figura 15. Camerele de vegetație după instalarea experimentului (sursa: arhivă personală)

Figura 16. Imagine de ansam blu a vaselor de vegetație cu Agrostis capillaris , seria a doua în
care s -au simulat posibile schimbări climatice, mai scăzute decât în prima serie (sursă: arhivă
personală)

A4. Monitorizarea experimentelor
În timpul derulării experimentelor, etapa de monitorizare a constat în:
 Irigare zilnică cu apă distilată prin cântărire pe balanță semi -analitică;
 Verificarea stabilității parametrilor de lucru setați inițial: temperatur a, umiditatea, intensitatea
luminoasă, dinamica ritmului zi/noapte;
 Observații fenologice

42
A5. Recoltarea plantelor
Plantele au fost recoltate după ce au ajuns la maturitate (aprox. 3 luni), activitate care a constat în
urmă toarele etape :
 Scoaterea plantei din vasul de vegetație ;
 Spălare cu apă de robinet din abundență și în final cu apă distilată;
 Cântărire (obținerea biomasei umede de rădăcină și parte supraterană) ;
 Porționarea rădăcinii în parte sup raterană și subterană (f igura 1 7 a) pentru determinarea
variabilelor chimice și pentru măsurarea trăsăturilor morfometrice și mecanice. Pentru acestea
din urmă, subproba de rădăcină a fost stocată în alcool etilic 10%.

Figura 17. Porționarea în partea supraterană și subter ană (sursă: arhivă personală)

A6. Măsurarea proprietăților morfometrice ale rădăcinilor plantelor
Pentru partea subterană a urmat realizarea de măsurători ale proprietăților morfometrice prin
scanarea WinRhizo Pro (figura 18 a și b ) aflând în acest mod lungimea, diametrul și densitatea
rădăcinilor în raport cu lungimea.

43

Figura 18. Stânga Scanerul si soft -ul WinRHIZO PRO (USA) ; Dreapta Comparație între vas ele
de vegetație din aceeași variantă experimentală din camere diferite (stânga: camera 1, dreapta:
camera 2) (sursă: arhivă personală)

Descrierea protocolului de lucru
WinRHIZO este un sistem de analiză a imaginii special conceput pentru măsurarea rădăcinilor
sub diferite forme. Poate face măsurători de morfologie (lungime, suprafață, volu m etc.),
topologie, arhitectură și analize de culoare. Graficul de distribu ție a diametrului rădăcinii
afișează lungimea radacinii, aria, volumul, num ărul de varfuri în funcție de diametrul rădăcinii
sau de culoare. Culoarea folosită pentru a desena schele tul rădăcinii indică în ce clasă de
diametru a fost clasificată partea de rădăcină. Aceeași culoare este folosită pentru desenarea
graficului de distribuție a rădăcin ii deasupra imaginii. Datele de măsurare ale eșantionului
analizat sunt rezumate pe ecran, în partea stângă , și sunt disponibile în detaliu în fișierele de date.

Etape de lucru în realizarea măsurătorilor:
1. Se introduce stick -ul cu software -ul WinRhizo ;
2. Se conectează scanerul la un computer ;
3. Se apasă butonul on/off a scanerului ;
4. Se ridică parte a mobilă a scanerului ;
5. Se poziționează tava cu dimensiunea potrivită în funcție de mărimea rădăcinii analizate ;
6. Se umple această tavă cu apă distilată ;
7. Se plasează rădăcina în tava aleasă, fiind necesar ca aceasta să fie complet acoperită de apă ;
8. Cu ajuto rul unei pense se întinde foarte rădăcina pentru a nu exista suprapuneri ;
9. După ce rădăcina a fost foarte bine așezată, se coboară partea mobilă a scanerului ;

44
10. Se apasă butonul de analiză, va avea loc încălzirea scanerului , apoi, pe ecran se va obține
imagin ea scanată a rădăcinii așa c um se poate observa în figura 18;
11. Dupa scanare, se selectează din rădăcina scanată câteva fragmente de rădăcină de dimensiuni
aproximativ egale (au fost selectate 5 fragmente din fiecare probă, rezultând un total de 80
probe*5 f ragmente/probă*2 camere = 800 fragmente).

A7. Măsurarea proprietăților mecanice ale rădăcinilor plantelor
S-au măsurat proprietăți mecanice prin testarea rezistenței la rupere (rezistența la tracțiune ) (eng.
„tensile strength ”) și modulul Young (modul de elasticitate, reprezintă măsura rigidității unui
material solid care definește relația dintre efort (forța pe unitatea de suprafață) și tensiune
(deformarea proporțională) într -un material ), cu ajutorul i nstrumentului universal Instron (figura
19).

Figura 19. Instrument de testare a rezistenței la tracțiune (Instron , USA ) (sursă: Popescu , 2019 ,
Influența trăsăturilor funcționale ale plantelor în furnizarea de servicii ecosistemice , Lucrare de
licență, 2019 , Facultatea de Biologie, Universitatea din B ucurești , 58 pagini )

Descrierea protocolului de lucru
Etape de lucru pentru măsurarea proprietăților mecanice:
1. Se conectează aparatul Instron la un computer ;
2. Se pornește generatorul ;
3. Se apasă butonul On/Off al aparatului ;
4. Se deschide în laptop software -ul Instron ;

45
5. S-a lucrat pe aceleași probe descrise la punctul 11 din descrierea protocolului de lucru pentru
proprietăți morfometrice;
6. Se deschid clemele aparatului cu ajutorul pedalelor ;
7. Se prinde fiecare fir în cleme, acestea închizându -se cu ajutorul pe dalelor astfel încât firul
rădăcinii să fie bine prins ;
8. Se apasă butonul Play din programul de pe calculator ;
9. Se repetă pașii pentru toate firele selectate și se salvează rezultatul ;
10. Se obțin măsurătorile așa c um se poate observa în figura 20 .

Forța apli cată pentru testarea rezistenței la rupere a fost de 5 mm/minut. Pentru calculul
rezistenței la tensiune (sau tracțiune) se utilizează ecuația:

Unde:
F = reprezintă maximul forței necesare pentru a determina ruperea rădăcin ii, se exprim ă în [N]
d = diametrul rădăcinii, se exprim ă în [cm]

Modulul Young (E) se calculează utilizând ecuația:

Unde:
F = forța aplicată pentru a rupe o rădăcină, exprimată în [N]
Lo = lungimea inițială a subprobei de rădăcină înainte de testare, exprimată în [cm]
L = modif icarea în lungimea rădăcinii, exprimată în [cm]

46
În figura 20 am selectat un exemplu în care se pot vedea rezultatele generate de instrumentul
Instron .

Figura 20 . Exemplu de r ezultate obținute cu ajutorul instrumentului universal Instron (sursă:
arhivă personală)

În cadrul lucrării de master nu am testat și metode de prelucrare a datelor.

47
2.2.3 Exemple de rezultate obținute în echipă colateral testării
metodelor

Întrucât obiec tivul acestei dizertații nu a fost testarea unor ipoteze de cercetare, ci numai a
metodelor folosite în acest domeniu, nu de zvolt prezentarea rezulatatelor obținute în proiectul în
care am fost implicată, ci ofer un exemplu de astfel de rezultat (figura 21). Scopul exemplului
este de a arăta că metodele au fost puse în practică cu succes.

Figura 21 Exemplu de rezultat obținut în echipă. Sus Efectul solului (prelevat din zona Zlatna
și Copșa Mică) , al azotului și fosforului adăugat în sol, asupra rezidualelor corelației dintre
rezistența la rupere și elasticitatea (modului Y oung) ca variabile dependente și diametrul
rădăcinilor plantelor crescute în două camere experimentale cu vase de vegetație . Efectul
azotului adăugat este statistic semnificativ (ANOVA) asupra rezidualelor rezistenței la rupere,
în timp ce efectul fosforu lui este statistic semnificativ asupra rezidualelor modulului Young.
Jos Ecuație de regresie multiplă între rezidualele rezistenței la rupere (numai pentru plantele
crescute în solul de la Copșa mică) și pH -ul și concentrația de amoniu extractabil din sol.
Creșterea concentrației de amoniu e corelată negativ cu rezistența la rupere, în timp ce
creșterea pH -ului e corelată pozitiv. Aceste relații nu sunt semnificative statistic în cazul
solului de la Zlanta, arătând că modul de manipulare a vegetației pentru optimizarea
trăsăturilor plantelor trebuie să fie diferit în funcție de solul din zona de interes.

48
2.3 Propuneri ale unor direcții viitoare de cercetare

După discuțiile și analizele efectuate în echipă s -au conturat următoarele obiective de interes
pentru viitor:
 Obiectivul 1 Investigarea efectelor temperaturii la care cresc plantele și concentrației
de metale grele din sol asupra trăsăturilor funcținale ale plantelor.
 Obiectivul 2 Identificarea corelațiilor între trăsăturile funcționale supraterane ale
plantelor și variabile măsurate prin LiDAR pe parcele experimentale în zone
contamiante cu metale.
 Obiectivul 3 Identificarea relației dintre chimismul curgerilor superficiale de apă și
proprietățile vegetației dezvoltate în zone poluate cu metale.
Obiec tivul 1 ar urma să fie atins printr -o serie de experimente în camere de vegetație în care
să fie folosite soluri cu diferite concentrații de metale din diferite zone, două variante de
vegetație (monospecifică și cu mai multe specii însămânțate) și trei tem peraturi de creștere.
Ipotezele propuse sunt următoarele:
 I1.1 Creșterea temperaturii duce rapoarte C:N și C:P mai mari în rădăcini și partea
supraterană a plantelor crescute în soluri contaminate cu metale .
 I1.2 Cu cât concentrațiile de metale în plante s unt mai mari, cu atât creșterea
rapoartelor stoichiometrice C:N și C:P datorat e temperaturii , este mai mare.
 I1.3 Creșterea temperaturii duce la o cantitate mai mare de N și P exportată din sol ,
după inundarea cu apă a vaselor de vegetație cu plante crescu te în soluri contaminate
cu metale.
 I1.4 Efectele cu privire la care s -au emis ipotezele I1.1 -I1.3 sunt mai mici în cazul în
care în ghiveci cresc mai multe specii de plante decât atunci când în ghiveci crește o
singură specie de plante.
Obiectivul 2 ar ur ma să fie atins folosind situl de cercetare pe termen lung Valea lui Paul de
lângă Zlatna, unde există o bază de date georeferențiată la două niveluri de rezoluție: 200×200
m pe tot subbazinul și 10×10 m în 13 parcele experimentale de 50×50 m mărime amplas ate în
bazin pe gradienți de poluare și altitudinali. Măsurătorile LiDAR se vor face prin cooperare cu
experți geodezi care folosesc această metodă.

49
Obiectul 3 ar urma să fie atins în aceeași zonă, Valea lui Paul, lucrând pe anumite parcele
experimentale ș i folosind un simulator de ploaie , proiectate pentru evaluarea eroziunii solului.
Ipotezele propuse la acest obiectiv sunt următoarele:
 I3.1 Concentrațiile de metale din sol sunt corelate pozitiv cu panta ecuației de regresie
liniar ă pozitiv ă (crescătoare) dintre raportul N:P în apa scursă pe parcelă din teren și
cantitatea de apă scursă pe parcelă în urma simulării unei ploi, atunci când parcela este
acoperită 100 % .
 I3.2 Concentrațiile de metale din sol sunt corelate pozitiv cu panta ecuației de regresie
liniară negativă (descrescătoare) dintre raportul N:P în apa scursă pe parcelă din teren
și cantitatea de apă scursă pe parcelă în urma simulării unei ploi, atunci când parcela
este acoperită sub 30% cu vegetație (având suprafațe mari de sol gol).
Tabelul 2 prezintă activitățile propuse pentru atingerea obiectivelor și o posibilă planificare a
lor pe durata de trei ani.
Ipotezele de la obiectivul 3 sunt inspir ate din lucrarea Sardans și Peñuelas (2014)
Mai multe detalii cu privirea la organizarea unui astfel de program individual de cercetare vor
putea fi oferite atunci când se va cunoaște proiectul de ansamblu în care activitatea mea s -ar
încadra în cea a unei echipe de cercetare.

50
Tabelul 2 . Diagram a Gantt -Pert pentru atingerea direcțiilor de cercetare propuse pe durata a trei ani. Săgețile roșii indică relațiile dintre activități.
L1-L3 sunt trei livrabile monitorizabile constând în seturi de date și ipoteze testate , sau obiective atinse . Fiecărui livrabil îi corespunde o
publicație științifică într -o revistă cotată ISI de felul celor analizate critic în capitolul 1. Alți indicatori de p rogres sunt la finalul fiecărui an
calendaristic și constau în date și rapoarte de cercetare.

I F M A M I I A S O N D I F M A M I I A S O N D I F M A M I I A S O N D
A1.1 Prelevarea solulului, analize preliminare și proiectarea
formei finale a experimentului în camere de vegetație
A1.2 Monitorizarea experimentului cu ghivece, de trei ori la trei
temperaturi
A1.3 Măsurarea proprietăților mecanice ale plantelor
A1.4 Analiza în laborator a probelor rezultate din experimentul în
ghivece
A1.5 Procesarea și interpretarea datelor pentru testarea
ipotezelor I1.1 – I1.4 L1
A2.1 Măsurători LiDAR și la sol pentru construirea modelelor de
corelare
A2.1 Procesasrea datelor pentru corelarea indicatorilor de
structură a norilor de puncte 3D rezultați din măsurătorile LiDAR
și indicatorii de diversitate structurală și funcțională a plantelor la
sol. L2
A3.1Măsurători ale solului, vegetației și scurgerilor superficiale
de apă folosind un simulator de ploaie pe parcele în teren.
A3.2 Analiza în laborator a probelor rezultate din simularea ploii
în teren
A3.3 Procesarea și interpretarea datelor pentru testarea
ipotezelor I3.1 și I3.2 L3Anul 3
O2
O3O1Anul 1 Anul 2

51
Concluzii
La Obiectivul 1 am identificat un număr de lacune și incertitudini , descrise pe larg în
subcapitolul respectiv, dintre care reiau aici trei:
• Nu es te stabilit cu certitudine cum anume proprietățile funcționale ale plantelor influențează
procesul de eroziune a solului, î n condiții diferite de nutriție, poluare și climatice .
• Lipsește cunoașterea despre efectele N, P și poluării cu metale grele asupra rugozității
vegetației măsurabilă în prezent cu ajutorul sistemului LiDAR.
• Nu există cunoștințe despre relația dintre variabilele măsurate cu liDAR și trăsăturile
mecanice ale plantelor, necesare în scopul raportării cantitative a rezultatelor planurilo r de
remediere în zonele contaminate, cu îmbunătățirea serviciilor de control al eroziunii.

La obiectivul 2 am testat cu succes o gamă largă de metode pornind de la prelevarea solului
pentru experimente, până la instalarea experimentelor, monitorizarea lo r și mă surarea
variabilelor de interes, astfel încât într -un viitor program de cercetare individuală acestea să
nu mai reprezinte un factor constrângător în punerea în practică a obiectivelor.
La obiectivul major 3 am propus un pachet de trei obiective și un număr de ipoteze de testat în
cadrul acestora, precum și o schiță de planificare a activităților pentru atingerea obiectivelor
propuse. Aceste obiective răspund unora dintre lacunele și incertitudinile identificate și au fost
formulate astfel încât să f ie realistă atingerea lor într -un orizont de timp de circa trei ani.

52
Mulțumiri
Doresc să mulțumesc, în primul rând, domnului profesor coordonator Conf. Dr. Iordache Virgil
Alexandru pentru tot sprijinul acordat în timpul elaborării acestei lucrări.
Mulț umesc colegilor mei cercetători CS1 Dr. Neagoe Aurora, CS 3 Onete Marilena, CS 3 Manu
Minodora, Senior researcher Mounford J. Owen, Dr. Dincă George, Stănescu Elena pentru tot
sprijinul acordat în vederea elaborării lucrării de față.
Mulțumesc colegilor tehnicieni Tudorescu M ioara și Plumb Simona pentru tot ajutorul în
realizarea părții experimentale a acestei lucrări.
Mulțumesc Institutului de Biologie al Academiei Române în cadrul căruia s -au desfășurat
activități pentru realizarea acestui studiu.

Testarea metodelor și sc hița de proiectare a unei viitoare cercetări a fost făcută în cadrul
proiectului PCCDI III, INTER -ASPA , contract nr. 34/2018, finanțat de UEFISCDI (pagina web
a proiectului: www.inter -aspa.ro) .

53
Bibliografie
1. Addo -Danso, S. D., Prescott, C. E ., & Smith, A. R. (2016). Methods for estimating root biomass
and production in forest and woodland ecosystem carbon studies: A review. Forest Ecology and
Management , 359, 332 -351.
2. Akram, S., Yu, B., Ghadiri, H., Rose, C., & Hussein, J. (2014). The links b etween water profile,
net deposition and erosion in the design and performance of stiff grass hedges. Journal of
hydrology , 510, 472 -479.
3. Albert, C. H., Thuiller, W., Yoccoz, N. G., Douzet, R., Aubert, S., & Lavorel, S. (2010). A
multi‐trait approach revea ls the structure and the relative importance of intra ‐vs. interspecific
variability in plant traits. Functional Ecology , 24(6), 1192 -1201.
4. Balc, R., Suciu -Krausz, E., & Borbei, F. (2007). Biostratigraphy of the Cretaceous deposits in
the Western Transylvan ides from Ampoi Valley (Southern Apuseni Mountains,
Romania). Studia UBB Geologia , 52(2), 37 -43.
5. Bardgett, R. D., Mommer, L., & De Vries, F. T. (2014). Going underground: root traits as drivers
of ecosystem processes. Trends in Ecology & Evolution , 29(12), 692-699.
6. Bănăduc, D. (2006). E fects of the anthropogenic impact on the Ampoi river fish
communities . Acta oecologica , 13, 1-2.
7. Bork, E. W., & Su, J. G. (2007). Integrating LIDAR data and multispectral imagery for enhanced
classification of rangeland veget ation: A meta analysis. Remote Sensing of Environment , 111(1),
11-24.
8. Burylo, M., Rey, F., Bochet, E., & Dutoit, T. (2012). Plant functional traits and species ability
for sediment retention during concentrated flow erosion. Plant and soil , 353(1-2), 135 -144.
9. Burylo, M., Rey, F., Mathys, N., & Dutoit, T. (2012). Plant root traits affecting the resistance of
soils to concentrated flow erosion. Earth Surface Processes and Landforms , 37(14), 1463 -1470.
10. Cerdà, A., & Rodrigo -Comino, J. (2020). Is the hillslope p osition relevant for runoff and soil loss
activation under high rainfall conditions in vineyards?. Ecohydrology & Hydrobiology , 20(1),
59-72.
11. Cerdà, A., & Rodrigo -Comino, J. (2020). Is the hillslope position relevant for runoff and soil loss
activation und er high rainfall conditions in vineyards?. Ecohydrology & Hydrobiology , 20(1),
59-72.
12. Chanteloup, P., & Bonis, A. (2013). Functional diversity in root and above -ground traits in a
fertile grassland shows a detrimental effect on productivity. Basic and appl ied ecology , 14(3),
208-216.

54
13. Chapin APIN III, F. S. (2003). Effects of plant traits on ecosystem and regional processes: a
conceptual framework for predicting the consequences of global change. Annals of
Botany , 91(4), 455 -463.
14. Chun, J. H., Lim, J. H., & Le e, C. B. (2020). D ifferent contribution of species and functional trait
diversity to aboveground biomass dynamics in a forest long -term ecological research site, South
Korea . Journal of animal and plant sciences , 30(3), 730 -741.
15. Cimpoiașu, M. O., Kuras, O. , Pridmore, T., & Mooney, S. J. (2020). Potential of geoelectrical
methods to monitor root zone processes and structure: A review. Geoderma , 365, 114232.
16. Curtean -Bănăduc, A., & Bănăduc, D. (2006). A mpoi R iver watershed management plan
elements proposal . Acta oecologica , 13, 1-2.
17. Damian, F., Damian, G., Lăcătușu, R., & Iepure, G. (2008). Heavy metals concentration of the
soils around Zlatna and Copșa Mică smelters Romania. Carpthian Journal of Earth and
Environmental Sciences , 3(2), 65 -82.
18. De Baets, S., Poes en, J., Gyssels, G., & Knapen, A. (2006). Effects of grass roots on the
erodibility of topsoils during concentrated flow. Geomorphology , 76(1-2), 54 -67.
19. De Baets S., J. Poesen, B. Reubens, K. Wemans, J. De Baerdemaecker, B. Muys, 2008, Root
tensile strengt h and root distribution of typical Mediterranean plant species and their contribution
to soil shear strength, Plant and Soil, 305, 207 -226
20. De Baets, S., Quine, T. A., & Poesen, J. (2014). Root strategies for rill and gully erosion control.
In Root Engineer ing (pp. 297 -323). Springer, Berlin, Heidelberg.
21. Deb, D., Deb, S., Chakraborty, D., Singh, J. P., Singh, A. K., Dutta, P., & Choudhury, A. (2020).
Aboveground biomass estimation of an agro -pastoral ecology in semi -arid Bundelkhand region
of India from Land sat data: a comparison of support vector machine and traditional regression
models. Geocarto International , 1-16.
22. Dong, Y., Xiong, D., Su, Z. A., Yang, D., Zheng, X., Shi, L., & Poesen, J. (2018). Effects of
vegetation buffer strips on concentrated flow hy draulics and gully bed erosion based on in situ
scouring experiments. Land Degradation & Development , 29(6), 1672 -1682.
23. Dwire, K. A., Kauffman, J. B., & Baham, J. E. (2006). Plant species distribution in relation to
water -table depth and soil redox potenti al in montane riparian meadows. Wetlands , 26(1), 131 –
146.
24. Easdale, T. A., Richardson, S. J., Marden, M., England, J. R., Gayoso -Aguilar, J., Guerra –
Cárcamo, J. E., … & Brandon, A. M. (2019). Root biomass allocation in southern temperate
forests. Forest E cology and Management , 453, 117542.
25. Eisenhauer, N., & Powell, J. R. (2017). Plant trait effects on soil organisms and functions.

55
26. Eizenberg, H., Shtienberg, D., Silberbush, M., & Ephrath, J. E. (2005). A new method for in -situ
monitoring of the underground development of Orobanche cumana in sunflower (Helianthus
annuus) with a mini -rhizotron. Annals of botany , 96(6), 1137 -1140.
27. Fadini, S. R. M., Barbosa, R. I., Rode, R., Corrêa, V., & Fadini, R. F. (2020). Above -ground
biomass estimation for a shrubby mistle toe in an Amazonian savanna. Journal of Tropical
Ecology , 36(1), 6 -12.
28. Faucon, M. P., Houben, D., & Lambers, H. (2017). Plant functional traits: soil and ecosystem
services. Trends in plant science , 22(5), 385 -394.
29. Freschet G.T., Swart E. M., Cornelissen J . H. C., 2015, Integrated plant phenotypic responses to
contrasting above – and below -ground resources: key roles of specific leaf area and root mass
fraction, New Phytologist, 206: 1247 -1260
30. Grime, J. P. (1998). Benefits of plant diversity to ecosystems: i mmediate, filter and founder
effects. Journal of Ecology , 86(6), 902 -910.
31. Grüner, E., Astor, T., & Wachendorf, M. (2019). Biomass prediction of heterogeneous temperate
grasslands using an SfM approach based on UAV imaging. Agronomy , 9(2), 54.
32. Gurnell, A. ( 2014). Plants as river system engineers. Earth Surface Processes and
Landforms , 39(1), 4 -25.
33. Gyssels, G., & Poesen, J. (2003). The importance of plant root characteristics in controlling
concentrated flow erosion rates. Earth Surface Processes and Landform s: The Journal of the
British Geomorphological Research Group , 28(4), 371 -384.
34. Hamilton, A. T., Schäfer, R. B., Pyne, M. I., Chessman, B., Kakouei, K., Boersma, K. S., … &
Bierwagen, B. (2020). Limitations of trait ‐based approaches for stressor assessmen t: The case of
freshwater invertebrates and climate drivers. Global Change Biology , 26(2), 364 -379.
35. Hevia, V., Martín ‐López, B., Palomo, S., García ‐Llorente, M., de Bello, F., & González, J. A.
(2017). Trait ‐based approaches to analyze links between the dr ivers of change and ecosystem
services: Synthesizing existing evidence and future challenges. Ecology and evolution , 7(3),
831-844.
36. Hou, J., Wang, H., Fu, B., Zhu, L., Wang, Y., & Li, Z. (2016). Effects of plant diversity on soil
erosion for different vege tation patterns. Catena , 147, 632 -637.
37. Iordache, V., Onete, M., Pauca, M., Oromulu, L., Honciuc, V., Purice, D., … & Neagoe, A.
(2010). Biological communities in mining areas: scale dependent patterns, organisms’ potential
as bioindicators, and native pl ants for remediation. In Proceedings 7th European Conference on
Ecological Restoration Avignon, France (pp. 23 -27).

56
38. Iordache V., Neagoe A., Onete M., Lăcătușu R†, 2012 -2016, bază de date georeferențiate
obținută în proiectul ASPABIR -PNII UEFISCDI, contract nr. 50/2012,
39. Johnson, M. G., Tingey, D. T., Phillips, D. L., & Storm, M. J. (2001). Advancing fine root
research with minirhizotrons. Environmental and Experimental Botany , 45(3), 263 -289.
40. Kervroëdan, L., Armand, R., Saunier, M., & Faucon, M. P. (2019). Effects of plant traits and
their divergence on runoff and sediment retention in herbaceous vegetation. Plant and
Soil, 441(1-2), 511 -524.
41. Kervroëdan, L., Armand, R., Saunier, M., Ouvry, J. F., & Faucon, M. P. (2018). Plant functional
trait effects on runo ff to design herbaceous hedges for soil erosion control. Ecological
engineering , 118, 143 -151.
42. Laliberté, E., & Legendre, P. (2010). A distance ‐based framework for measuring functional
diversity from multiple traits. Ecology , 91(1), 299 -305.
43. Lazăr A., (202 0). Plasticitatea fenotipică a plantelor din pajiști în privința unor trăsături
funcționale cu rol în producția de servicii ecosistemice de reglaj, lucrare de licență, Facultatea de
Biologie, Universitatea din București, 66 )
44. Li, C., Wulf, H., Schmid, B., He, J. S., & Schaepman, M. E. (2018). Estimating Plant Traits of
Alpine Grasslands on the Qinghai -Tibetan Plateau Using Remote Sensing. IEEE Journal of
Selected Topics in Applied Earth Observations and Remote Sensing , 11(7), 2263 -2275.
45. Liang, H., Xing, L., & Lin, J. (2020). Application and Algorithm of Ground -Penetrating Radar
for Plant Root Detection: A Review. Sensors , 20(10), 2836.
46. Liu, J., Gao, G., Wang, S., Jiao, L., Wu, X., & Fu, B. (2018). The effects of vegetation on runoff
and soil loss: Multidimen sional structure analysis and scale characteristics. Journal of
Geographical Sciences , 28(1), 59 -78.
47. Lu, J., Wang, H., Qin, S., Cao, L., Pu, R., Li, G., & Sun, J. (2020). Estimation of aboveground
biomass of Robinia pseudoacacia forest in the Yellow River Delta based on UAV and Backpack
LiDAR point clouds. International Journal of Applied Earth Observation and
Geoinformation , 86, 102014.
48. Manea, A., D umitru , M., R isnoveanu , I., & D umitru , S. (2012). L and Evaluation for grassland
use from Ampoi basin under na tural and heavy metal pollution conditions . Lucrări Științifice,
Universitatea de Stiinte Agricole Și Medicină Veterinară" Ion Ionescu de la Brad" Iași, Seria
Agronomie , 55(2 Supplement), 43 -46.
49. Manea, A., Dumitru, M., Vrînceanu, N., & Tănase, V. (2010). A ccumulation coefficient of Pb in
soils from Zlatna Area. Annals Food Science and Technology , 11(1), 118 -121.

57
50. Manu, M., & Onete, M. (2015). Diversity of soil mite fauna (Acari: Mesostigmata) from some
cliff ecosystems –Romania. Muzeul Olteniei Craiova. Olten ia. St și com Șt Nat , 31, 95-100.
51. Manu, M., Băncilă, R. I., Iordache, V., Bodescu, F., & Onete, M. (2017). Impact assessment of
heavy metal pollution on soil mite communities (Acari: Mesostigmata) from Zlatna Depression –
Transylvania. Process Safety and Env ironmental Protection , 108, 121 -134.
52. Manu, M., Iordache, V., Băncilă, R. I., Bodescu, F., & Onete, M. (2016). The influence of
environmental variables on soil mite communities (Acari: Mesostigmata) from overgrazed
grassland ecosystems –Romania. Italian Jour nal of Zoology , 83(1), 89 -97.
53. Mao, Z., Wang, Y., McCormack, M. L., Rowe, N., Deng, X., Yang, X., … & Stokes, A. (2018).
Mechanical traits of fine roots as a function of topology and anatomy. Annals of botany , 122(7),
1103 -1116.
54. Marica, E., & C orcheș , M. (2016). Study on water quality of the ampoi River Alba
County. Research Journal of Agricultural Science , 48(4), 100 -104.
55. Mason, N. W., Mouillot, D., Lee, W. G., & Wilson, J. B. (2005). Functional richness, functional
evenness and functional divergence: the primary components of functional
diversity. Oikos , 111(1), 112 -118.
56. McGill, B. J., Enquist, B. J., Weiher, E., & Westoby, M. (2006). Rebuilding community ecology
from functional traits. Trends in ecology & evolution , 21(4), 178 -185.
57. Merritt, D. M., Scott, M. L., LeRoy Poff, N., Auble, G. T., & Lytle, D. A. (2010). Theory,
methods and tools for determining environmental flows for riparian vegetation: riparian
vegetation ‐flow response guilds. Freshwater Biology , 55(1), 206 -225.
58. Mohammad, A. G., & Adam, M. A. (2010). The impact of vegetative cover type on runoff and
soil erosion under different land uses. Catena , 81(2), 97 -103.
59. Neagoe, A., Merten, D., Iordache, V., & Buechel, G. (2009). The effect of bioremediation
methods involving different degrees of soil d isturbance on the export of metals by leaching and
by plant uptake. Geochemistry , 69, 57-73.
60. Nedelescu, M., Baconi, D., Neagoe, A., Iordache, V., St an, M., Constantinescu, P., Tsatsakis, A.
M. (2017). Environmental metal contamination and health impact ass essment in two industrial
regions of Romania. Science of the Total Environment , 580, 984 -995.
61. Nwoke, H. U., Dike, B. U., Okoro, B. C., & Nwite, S. A. (2016). Uprooting Resistance and
Morphological Traits of Plants Used In Erosion Mitigation. International Journal of Civil
Engineering and Technology , 7(3).
62. Ola, A., Dodd, I. C., & Quinton, J. N. (2015). Can we manipulate root system architecture to
control soil erosion. Soil, 1(2), 603 -612.

58
63. Onete, M., I on, R., M anole , A., M oldoveanu , M., M anu, M., & F lorescu , L.(2015) – Plant
species diversity from Paul valley (the Ampoi river catchment, Alba county, Romania) .
64. Peeters A., 2015, Agrostis capillaris L., Rome, Italy: FAO.
http://w ww.fao.org/ag/agp/AGPC/doc/gbase/data/pf000418.htm .
65. Perez -Harguindeguy, N., Diaz, S., Garnier, E., Lavorel, S., Poorter, H., Jaureguiberry, P., … &
Urcelay, C. (2016). Corrigendum to: new handbook for standardised measurement of plant
functional traits worldwide. Australian Journal of botany , 64(8), 715 -716.
66. Pokorny, M. L., Sheley, R. L., Zabinski, C. A., Engel, R. E., Svejcar, T. J., & Borkowski, J. J.
(2005). Plant functional group diversity as a mechanism for invasion resistance. Restoration
Ecology , 13(3), 448 -459.
67. Quijano, L., Kuhn, N. J., & Navas, A. (2020). Effects of interrill erosion on the distribution of
soil organic and inorganic carbon in different sized particles of Mediterranean Calcisols. Soil and
Tillage Research , 196, 104461.
68. Rahman, G. , Sohag, H., Chowdhury, R., Wahid, K. A., Dinh, A., Arcand, M., & Vail, S. (2020).
SoilCam: A Fully Automated Minirhizotron using Multispectral Imaging for Root Activity
Monitoring. Sensors , 20(3), 787.
69. Ravindranath, N. H., & Ostwald, M. (2008). Methods fo r estimating above -ground
biomass. Carbon inventory methods handbook for greenhouse gas inventory, carbon mitigation
and roundwood production projects , 113 -147.
70. Răducu, D., Lăcătușu, A. R., Alina, E., Alexandrina, M., & Domnariu, H. (2019). T he life
qualit y of the biodiversity in a forest soil affected by anthropic pollution . International
Multidisciplinary Scientific GeoConference: SGEM , 19(1.4), 445 -452.
71. Roscher, C., Schumacher, J., Baade, J., Wilcke, W., Gleixner, G., Weisser, W. W., … & Schulze,
E. D . (2004). The role of biodiversity for element cycling and trophic interactions: an
experimental approach in a grassland community. Basic and Applied Ecology , 5(2), 107 -121.
72. Rosenfield, M. F., & Müller, S. C. (2020). Plant traits rather than species richne ss explain
ecological processes in subtropical forests. Ecosystems , 23(1), 52 -66
73. Rusu, A. M., Jones, G. C., Chimonides, P. D. J., & Purvis, O. W. (2006). Biomonitoring using
the lichen Hypogymnia physodes and bark samples near Zlatna, Romania immediately following
closure of a copper ore -processing plant. Environmental Pollution , 143(1), 81 -88
74. Sardans, J., & Peñuelas, J. (2014). Hydraulic redistribution by plants and nutrient stoichiometry:
Shifts under global change. Ecohydrology, 7(1), 1 -20.

59
75. Schulze -Brüninghoff, D., Hensgen, F., Wachendorf, M., & Astor, T. (2019). Methods for
LiDAR -based estimation of extensive grassland biomass. Computers and electroni cs in
agriculture , 156, 693 -699.
76. Schumacher, J., & Roscher, C. (2009). Differential effects of functional traits on aboveground
biomass in semi ‐natural grasslands. Oikos , 118(11), 1659 -1668.
77. Schwilk, D. W., & Caprio, A. C. (2011). Scaling from leaf traits to fire behaviour: community
composition predicts fire severity in a temperate forest. Journal of Ecology , 99(4), 970 -980.
78. Serban, M., Balteanu, D., Macklin, M. G., Brewer, P. A., & Bird, G. (2004, May). Mining
activities and heavy metal river pollution in the Apuseni Mountains, Romania. In Water
Observation and Information System for Decision Support Conference, Ohrid, FY, Republic of
Macedonia .
79. Shit, P. K., & Maiti, R. (2014). Gully Erosion Control: Lateritic Soil Region of West
Bengal. Indian Science Cru iser, 28(3), 54 -61.
80. Sima, N., & Popa, R. (2014). Managementul extensiv al pajiștilor. Suport de curs pentru
facilitatorii comunitari.
81. Stokes A., G. Douglas, T. Fourcaud, P. Giadrossich, C. Gillies, T. Hubble, J.H. Kim, K. Loades,
Z. Mao, I. McIvor, S.B. Mi ckovski, S. Mitchell, M. Obriejetan, N. Osman, C. Phillips, J. Poesen,
D. Polster, F. Preti, P. Raymond, F. Rey, M. Schwarz, A. Simon, A.R. Walker, 2014, Ecological
mitigation of hillslope instability: ten key issues facing practitioners and researchers, P lant and
Soil, 377, 1 -23
82. Suciu -Krausz, E., Bălc, R., & Borbei, F. (2006). New data on the Western Transylvanides along
the Ampoi Valley (Southern Apuseni Mts., Romania). Studia UBB Geologia , 51(1), 55 -60.
83. Tavșanoğlu, Ç., & Pausas, J. G. (2018). A function al trait database for Mediterranean Basin
plants. Scientific data , 5, 180135.
84. Triebskorn, R., Telcean, I., Casper, H., Farkas, A., Sandu, C., Stan, G., … & Köhler, H. R.
(2008). Monitoring pollution in River Mureș, Romania, part II: metal accumulation an d
histopathology in fish. Environmental monitoring and assessment , 141(1-3), 177 -188.
85. Van Cleemput, E., Vanierschot, L., Fernández -Castilla, B., Honnay, O., & Somers, B. (2018).
The functional characterization of grass -and shrubland ecosystems using hypers pectral remote
sensing: trends, accuracy and moderating variables. Remote Sensing of Environment , 209, 747 –
763.
86. Van Cleemput, E., Vanierschot, L., Fernández -Castilla, B., Honnay, O., & Somers, B. (2018).
The functional characterization of grass -and shrubla nd ecosystems using hyperspectral remote

60
sensing: trends, accuracy and moderating variables. Remote Sensing of Environment , 209, 747 –
763.
87. Vannoppen, W., De Baets, S., Keeble, J., Dong, Y., & Poesen, J. (2017). How do root and soil
characteristics affect th e erosion -reducing potential of plant species?. Ecological
Engineering , 109, 186 -195.
88. Vannoppen, W., Poesen, J., Peeters, P., De Baets, S., & Vandevoorde, B. (2016). Root properties
of vegetation communities and their impact on the erosion resistance of ri ver dikes. Earth
Surface Processes and Landforms , 41(14), 2038 -2046.
89. Vannoppen, W., Vanmaercke, M., De Baets, S., & Poesen, J. (2015). A review of the mechanical
effects of plant roots on concentrated flow erosion rates. Earth -Science Reviews , 150, 666 -678.
90. Villéger, S., Mason, N. W., & Mouillot, D. (2008). New multidimensional functional diversity
indices for a multifaceted framework in functional ecology. Ecology , 89(8), 2290 -2301.
91. Wachendorf, M., Fricke, T., & Möckel, T. (2018). Remote sensing as a tool to assess botanical
composition, structure, quantity and quality of temperate grasslands. Grass and forage
science , 73(1), 1 -14.
92. Westoby, M., & Wright, I. J. (2006). Land -plant ecology on the basis of functional traits. Trends
in ecology & evolution , 21(5), 261 -268.
93. Wijaya, A., Gloaguen, R., & Heilmeier, H. (2008). A pplication of remote sensing to estimate
above ground biomass in tropical forests of Indonesia . Indonesian Journal of Geography , 40(2),
133-152.
94. Wijesingha, J., Moeckel, T., Hensgen, F., & Wache ndorf, M. (2019). Evaluation of 3D point
cloud -based models for the prediction of grassland biomass. International Journal of Applied
Earth Observation and Geoinformation , 78, 352 -359.
95. Wijesingha, J., Moeckel, T., Hensgen, F., & Wachendorf, M. (2019). Eval uation of 3D point
cloud -based models for the prediction of grassland biomass. International Journal of Applied
Earth Observation and Geoinformation , 78, 352 -359.
96. Yaffar, D., & Norby, R. J. (2020). A historical and comparative review of 50 years of root da ta
collection in Puerto Rico. Biotropica .
97. Yavuz T., Y. Karadag, 2015, The effect of fertilization and grazing applications on root length
and root biomass of some rangeland grasses, Turkish Journal of Field Crops, 20: 38 -42.
98. Zhao, N., Yu, G., Wang, Q., Wan g, R., Zhang, J., Liu, C., & He, N. (2020). Conservative
allocation strategy of multiple nutrients among major plant organs: From species to
community. Journal of Ecology , 108(1), 267 -278.

61
99. Zhu, H., Fu, B., Wang, S., Zhu, L., Zhang, L., Jiao, L., & Wang, C. (2015). Reducing soil
erosion by improving community functional diversity in semi ‐arid grasslands. Journal of Applied
Ecology , 52(4), 1063 -1072.
100. wa Ilunga, E. I., Mahy, G., Piqueray, J., Séleck, M., Shutcha, M. N., Meerts, P., & Faucon, M.
P. (2015). Plan t functional traits as a promising tool for the ecological restoration of degraded
tropical metal -rich habitats and revegetation of metal -rich bare soils: A case study in copper
vegetation of Katanga, DRC. Ecological engineering, 82, 214 -221.
101. Whalley, W. R ., Leeds -Harrison, P. B., Clark, L. J., & Gowing, D. J. G. (2005). Use of
effective stress to predict the penetrometer resistance of unsaturated agricultural soils. Soil and
Tillage Research, 84(1), 18 -27.
102. http://www.agrigoda.com/?go=page&p=227
103. https://www.kci.com/resources -insights/innovator/ground -penetrating -radar -as-part-of-sue-
and-damage -prevention/ )
104. https://alanhamr.weebly.com/water -erosion.html
105. http://www.cesec.ro/index.ph p?option=com_content&task=view&id=31&Itemid=2
106. Procedura de evaluare economică a retenției poluanților toxici stabili în sisteme fluviale ”
(PECOTOX), coordonator principal: Universitatea din București; IBB partener, finantare Buget de Stat –
Ministerul Edu cației, Cercetării și Tineretului, Programul Parteneriate in domeniile prioritare – 2007 –
2010 http://www.cesec.ro/index.php?option=com_content&task=view&id=9&Itemid= 2
107. Procedura de fitoremediere și evaluare a riscului în zone contaminate cu metale (FITORISC),
coordonator principal: Universitatea din București; IBB partener, finantare Buget de Stat – Ministerul
Educației, Cercetării și Tineretului, Programul Parteneria te in domeniile prioritare – 2007 – 2010
http://www.cesec.ro/index.php?option=com_content&task=view&id=8&Itemid=2
108. Instrumente de modelare a proceselor de interfață apă -sol-plante -aer pentru administrarea inteligenta și
durabilă a bazinelor hidrografice și a ecosistemelor dependente de apa subterană (INTER -ASPA), Proiect
de parteneriate complexe PN -III-1.2-PCCDI -2017 -0721, Contract finantare nr. 34PCCDI – 2018 – 2021
https://inter -aspa.ro/
Accounting for the service providing units of plants in the environmental assessment of plans and projects
with biogeochemical impact at multiple scales in Rivers basins (ASPABIR) (Includerea servic iilor
biogeochimice furnizate de plante în evaluarea de mediu a planurilor și proiectelor cu impact
biogeochimic la multiple scări în bazine hidrografice (ASPABIR)), coordonator Universitatea din
București; IBB partener, finantare Buget de Stat – Ministeru l Educației, Cercetării și Tineretului,
Programul Parteneriate in domeniile prioritare, Contract 50/2012, project code PN -II-PT-PCCA -2011 –
3.1-1779 – 2012 – 2016 http://www.aspabir.biogeochemistry.ro/