Specializarea: Biologie [310580]

UNIVERSITATEA „LUCIAN BLAGA” DIN SIBIU

FACULTATEA DE ȘTIINȚE

Specializarea: Biologie

LUCRARE DE LICENȚĂ

Sibiu

2018

UNIVERSITATEA „LUCIAN BLAGA” DIN SIBIU

FACULTATEA DE ȘTIINȚE

Specializarea: Biologie

Acumularea poluanților organici persistenți în larvele de ephemeroptere și trichoptere.

Studiu de caz: râul Mureș

Sibiu

2018

Cuprins

Introducere

Poluanții organici persistenți (POP) [anonimizat], cu stabilitate mare și capacitate de bioacumulare și concentrare de-a lungul lanțurilor trofice (bioamplificare), devenind toxici de la un anumit nivel de acumulare pentru mediul înconjurător și pentru sănătatea omului. Având o [anonimizat], [anonimizat].

[anonimizat].

Menționăm că la nivelul mondial există puține studii referitoare la bioacumularea POP în nevertebrate din ecosistemele acvatice.

Ephemeropterele și trichopterele își petrec cea mai mare parte a [anonimizat] a organismului lor facilitează acumularea și depozitarea de POP. [anonimizat] o [anonimizat] o importantă sursă de transmitere a contaminării.

[anonimizat] a poluării sectoarelor de râu considerate și clasarea acestor organisme la nivel de biomonitori pentru POP în ecosistemele de tip lotic.

Studiul de față a fost realizat în cadrul proiectului Instrument suport pentru luarea deciziilor în domeniul managementului poluanților organici persistenți. Studiu de caz: [anonimizat]-[anonimizat] (SEE 1009-2014) în cadrul Programului RO04-Reducerea substanțelor periculoase.

Doresc să mulțumesc în mod special doamnei Conf. Univ. Dr. [anonimizat], [anonimizat] m-au susținut pentru ca această lucrare să ajungă la bun sfârșit.

Capitolul 1: POP în ecosistemele acvatice continentale

Considerații generale privind poluanții organici persistenți

Poluanții organici persistenți (POP) [anonimizat], [anonimizat], [anonimizat] (Convenția de la Stockholm 2001, Site 1).

[anonimizat], [anonimizat] (Daly și Wania 2005, Yang și colab. 2010).

Pentru a face parte din categoria POP un compus organic trebuie să îndeplinească următoarele criterii:

să prezinte capacitate de bioacumulare și de bioamplificare (Deribe și colab.2011; Hong și colab.2009; Wania și MacKay 1996);

să prezinte capacitate de transport pe distanță mare prin aer, apă sau specii migratoare, asigurându-se astfel extinderea poluanților pe alte teritorii (Wania și MacKay, 1996);

să fie toxic, având efecte nocive pentru mediul înconjurător și pentru sănătatea omului (Ashraf, 2017);

să fie persistent, cu rezistență mare la degradare, iar timpul său de înjumătățire în mediu să fie mare. O substanță persistentă are timp de înjumătățire (HL) mai mare de 180 de zile pentru substanțe din sol și sediment, 60 de zile pentru apă și mai mult de 2 zile pentru substanțe din aer (Ene, 2014) (Tab. 1.1).

Tabelul 1.1. Timpul de înjumătățire-HL (zile) pentru cei mai des întâlniți POP în diverse medii (sol, sediment, aer, apă) (Sursa: Gramatica și Papa, 2007).

Datorită acestor caracteristici, poluanții organici persistenți se numără printre poluanții cu risc ridicat pentru sănătatea umană și pentru mediul înconjurător și au efecte adverse pe perioade lungi de timp, datorită rezistenței ridicate la factorii de mediu (Jacob 2013, Dabrowski și colab., 2004, Wilson și colab., 2016, Barni și colab., 2014). Aceste substanțe pot avea un efect atât de toxic încât pot produce chiar și tulburări ale secreției glandelor endocrine, cancer sau dereglări ale dezvoltării sistemului nervos (Dungen și colab., 2016).

În categoria POP intră următoarele clase de substanțe: pesticidele organoclorurate (OCP), policlorobifenilii (PCB), compuși perflourinați (PFC), compuși bromurați (BFR), dioxine și furani. Marea majoritate a acestor poluanți sunt de origine antropică, dar substanțe cum sunt dioxinele și furanii pot avea și origine naturală – din vulcanism sau incendii de vegetație (Jacob, 2013; El-Shahawi și colab., 2010).

Figura 1.1. Clasificarea poluanților organici persistenți în funcție de proveniență (Sursa: Curtean-Bănăduc și colab., 2016).

De-a lungul timpului, s-a descoperit efectul extrem de toxic pe care îl au POP asupra mediului, asupra diferitelor grupe de organisme și asupra sănătății umane. Aceste efecte toxicologice cronice asupra organismelor și habitatelor sunt cauzate de contaminarea extensivă cu POP a diverselor medii terestre sau acvatice și a proceselor de bioacumulare și bioamplificare (Yu, 2009; Jürgens, 2013; Wang, 2016).

Programul Națiunilor Unite pentru Mediu (UNEP) a făcut un apel în anul 1995, pentru realizarea acțiunilor globale în domeniul POP. Forul Internațional pentru Securitatea Chimică (IFCS) și Programul Internațional pentru Securitate Chimică (IPCS) au realizat o evaluare a riscului pentru sănătatea umană și pentru mediu a 12 compuși chimici, considerați ca fiind cei mai periculoși, așa numita „duzină murdară”. Lista cuprindea: 8 pesticide organoclorurate: aldrin, clordan, DDT, dieldrin, eldrin, heptaclor, mirex și toxafen; 2 produse chimice industriale: hexaclorbenzen și policlorbifenili (PCB); 2 grupe de produse secundare: policlor-dibenzo-p-dioxine, policlor-dibenzo-furani.

Convenția de la Stockholm asupra poluanților organici persistenți a fost adoptată în anul 2001, având ca scop principal protejarea sănătății umane și a mediului de efectul negativ al POP prin garantarea eliminării în siguranță a acestor substanțe, precum și reducerea producției și a utilizării acestora. Convenția de la Stockholm este semnată de către 152 state și ratificată de către 178 state (Site 1). Deși adoptată în 2001, a fost pusă în vigoare în mai 2004, iar în România a fost transpusă prin legea 261/2004.

Pentru siguranța punerii în aplicare într-un mod cât mai corect și eficient, adecvat obligațiilor impuse de apartenența la Convenției de la Stockholm, Comunitatea Europeană a adoptat Regulamentul 850/2004/CE, care este actualizat conform amendamentelor aduse anexelor convenției.

Convenția cuprinde în anexele sale lista substanțelor care sunt vizate de aceasta, în funcție de impactul negativ pe care îl au asupra mediului și organismelor. Astfel, Anexa A cuprinde substanțele pentru care sunt necesare măsuri de eliminare a producerii și a utilizării, Anexa B cuprinde substanțele pentru care sunt necesare măsuri de restricționare a producerii și a utilizării, iar Anexa C cuprinde substanțele pentru care sunt necesare măsuri de reducere a eliberării accidentale în mediu (Harrad, 2012).

În momentul adoptării ei, mai 2004, Convenția cuprindea în anexele sale cele 12 substanțe chimice incluse în „duzina murdară”. Ulterior, Conferința Părților a adoptat amendamente la anexele A, B și C ale Convenției, în anii 2009, 2011, 2013, 2015, prin care acestea sunt completate cu noi POP.

Tabelul 1.2. POP listați în anexele Convenției de la Stokholm și care au fost adăugați ulterior în anii 2009, 2011, 2013, 2015 (Sursa: Megson, 2016).

A -substanțe pentru care sunt necesare măsuri de eliminare a producerii și utilizării

B -substanțe pentru care sunt necesare măsuri de restricționare a producerii și utilizării

C – substanțe pentru care sunt necesare măsuri de reducere a eliberării accidentale în mediu

Majoritatea POP sunt compuși hidrofobi și lipofili. În sistemele acvatice și în soluri, repartiția acestora este în substanțe solide, în special materie organică, aceștia evitând faza apoasă. În interiorul organismelor, acești contaminați se acumulează și se depozitează în țesuturile lipidice având o rezistență mare la degradare. Acesta este motivul pentru care, pentru analiza gradului de contaminare cu POP și a nivelului trofic pentru ecosistemele acvatice, sunt folosite probe de țesut organic extrase din organisme și în mod special din nevertebrate în diferite stadii de dezvoltare. Acest lucru este datorat dimensiunilor minuscule ale corpului nevertebratelor, reprezentând adevărate sfere de grăsime cu rapoarte mai mari de suprafață-volum, în special în stadiul larvar, decât corpurile vertebratelor, putând absorbi mult mai ușor compuși nepolari, cum sunt POP (Tomy și colab., 2008). Unele nevertebrate, cum ar fi amfipodele, sunt detritivore și pot acumula concentrații mai mari de POP prin intermediul detritusului contaminat (Sørmo și colab., 2006). În plus, capacitatea metabolică a nevertebratelor poate fi mai mică decât cea a peștilor sau a altor specii de rang superior din lanțurile trofice, dat fiind faptul că sistemul lor digestiv este slab dezvoltat iar regimul lor de hrană în stadiul larvar este în general prin filtrare, putând prelua mult mai ușor particulele contaminante (Tomy și colab., 2008).

Studii privind acumulare POP în nevertebratele acvatice

În decursul timpului, acumularea POP în ecosistemele acvatice – în matrici de mediu (apă și sediment) și în țesuturile organismelor acvatice a devenit o problemă din ce în ce mai serioasă.

Studiile care au fost realizate de-a lungul timpului asupra contaminării mediului cu POP au evidențiat efectele toxice pe care acestea le provoacă asupra organismelor din ecosistemele terestre și acvatice, precum și asupra sănătății umane.

S-a observat că nevertebratele acvatice în diferitele lor stadii de dezvoltare prezintă o sensibilitate aparte asupra schimbărilor de concentrație a apei sau sedimentului din ecosistemele acvatice (Russo și colab., 2004; Klobučar și colab., 2010) și în mod special la insecte în stadiul larvar, dat fiind faptul că acest stadiu dispune de o concentrație lipidică mult mai mare față de celelalte stadii de dezvoltare, deci o condiție prielnică de bioacumulare și depozitare a poluanților organici. Nevertebratele se află în contact direct cu poluanții din sediment și apă, astfel încât au fost folosite pentru numeroase studii ecotoxicologice, datorită structurii lor lipidice predispusă la bioacumulare și bioamplificare a POP (Tomy și colab., 2008). De asemenea, ele servesc ca și indicatori ai poluării în mediu acvatic și pot fi o sursă de hrană pentru consumatorii locali de rang superior din lanțurile trofice (Nacci și colab., 1996; Rinderhagen și colab., 2000; Rigonato și colab., 2005).

Nevertebratele acvatice din bazinele râurilor din țările industrializate pot fi expuse la un număr mare de contaminanți diferiți în funcție de nivelul de poluare a acestor ecosisteme. În anul 1998, van Hattum împreună cu colaboratorii realizează un studiu al nivelului de contaminare cu POP din bazinul Rhine-Meuse din Olanda, analizând țesuturile lipidice din Dreissena polymorpha (Scoica-Zebră) și Anguilla anguilla, specii care reprezintă un real pericol de transmitere a poluării cu acești compuși, fiind surse principale de hrană pentru pești, păsări sau specii de rang superior. Însumând studiile similare din zonă (Hendriks și Pieters, 1998; IKSR, 1993; De Boer, 1996; van Hattum și colab., 1993) și rezultatele acestui studiu, s-a evidențiat prezența în țesuturile nevertebratelor a aproximativ 40 de contaminanți individuali (12 categorii de compuși), dintre care cei predominanți fiind: PCB cu valori cuprinse între 13-84 ng/g țesut; concentrații de DDT cuprinse între 1-5 ng/g țesut; HCH cu valori între 0,1-6 ng/g țesut; clordan cu valori cuprinse între 0,2-1,1 ng/g țesut.

În anul 2016, Smalling și colaboratorii au realizat un studiu asupra acumulării de POP în țesuturile midiilor din New Jersey și estuarele din New York. Aceste bivalve au fost considerate ca fiind indicatori eficienți pentru studiul contaminării cu POP și productivității ecosistemelor acvatice, deoarece au o largă răspândire în mediile de coastă și sunt lipsite de preferințe trofice, hrănindu-se direct din coloana de apă (Chase și colab., 2001; Sericano și colab., 1995). De asemenea sistemul lor digestiv slab dezvoltat și lipsa unei funcții de detoxifiere le permite poluanților să se acumuleze și să contamineze organismul (Baumard și colab., 1998; Chase și colab., 2001). În acest studiu au fost colectate două specii de bivalve: Mytilus edulis și Geukensia demissa, iar rezultatele analizei au evidențiat acumularea de PCB în țesuturile acestor organisme cu o valoare medie de 27,8 ng/g țesut uscat, de DDT 32,8 ng/g, clordan 8,0 ng/g, dieldrin 0,1 ng/g.

Literatura de specialitate ne oferă și alte studii cu privire la analiza bioacumulării și bioamplificării POP în țesuturile lipidice ale bivalvelor. Analiza unor probe de Mytilus edulis colectate din ecosistemele acvatice ale Coastei Sydnei a Australiei în cadrul studiului realizat de Jennings și colab. în anul 1993 a indicat prezența clorofenolilor cu valori mai mici de 0,5 ng/g țesut, în timp ce un alt studiu efectuat pe aceeași specie de către Folke și colab. în anul 1986 în coasta daneză a indicat valori ale clorofenolilor cuprinse între 0,2-3 ng/g țesut. În ceea ce privește bivalvele din Suprafamilia Osteroidea, acestea au acumulat clordan în concentrații cuprinse între 15-29 ng/g țesut și heptaclor cu valori cuprinse între 2-4 ng/g țesut, rezultate obținute în urma studiului realizat de Sericano și colab. în anul 1993 în Golful Mexic din SUA. Tot clordan a fost detectat și în țesuturile de zooplancton din studiul realizat de Taylor și colaboratorii în 1991 asupra a 33 de lacuri din Ontario, Canada. Concentrațiile detectate au avut un minim de 0,7 ng/g țesut și un maxim de 22 ng/g țesut.

De asemenea, există multe studii din literatura de specialitate care au evidențiat faptul că anumite specii de nevertebrate acvatice se confruntă cu o bioacumulare și o bioamplificare mai mare a POP decât speciile de pești sau vertebrate din aceleași ape (Borgå și colab. 2004; Sobek și colab.2010; Stephansen și colab.2012).

Un alt studiu ce a avut ca scop principal identificarea bioacumulării de POP în țesuturile insectelor din ecosistemele acvatice a fost realizat în anul 2016 de către Ren și colaboratorii. Au fost recoltate probe de apă, sediment, fitoplancton, zooplancton, diferite țesuturi de pește în stadiul adult sau juvenil și insecte acvatice, iar stațiile de colectare au fost amplasate de-a lungul celui de al treilea lac ca mărime din Podișul Tibetan, Nam Co Lake (suprafață de 1920 km2). În ciuda unei biodiversități mici și a unei structuri ecosistemice relativ simple a lacului (Kang și colab., 2010) s-a evidențiat acumularea unei concentrații ridicate a POP în țesuturile lipidice ale insectelor acvatice. În zooplancton s-a detectat PCB cu valori cuprinse între 7,5 ng/g și 65,8 ng/g, HCH între 10,4 ng/g și 380,5 ng/g și DDT între 31,9 ng/g și 317,5 ng/g, iar în rândul insectelor acvatice s-au detectat valori ale PCB între 7,2 ng/g și 16,3 ng/g, DDT între 74,7 ng/g și 224,5 ng/g și HCH între 21,6 ng/g și 76,9 ng/g.

În ciuda faptului că Antarctica este cel mai izolat continent de pe Pământ, nu a scăpat de efectele negative ale activității umane, astfel încât ecosistemele sale marine unice și fauna endemică sunt afectate de poluarea și contaminarea cu POP (Aronson și colab., 2011). O sursă principală de contaminare cu POP a ecosistemelor acvatice ale Antarcticii este transportul pe cale atmosferică pe distanțe lungi, aceștia având o rezistență mare la degradare sau prin organisme migratoare, ca sursă secundară (Roosens și colab., 2007). Acest lucru a fost demonstrat pe baza unui studiu realizat în 2013 de către Cipro și colaboratorii săi, analizând distribuția și acumularea poluanților în diferite probe de pești, păsări, ouă de pasăre și nevertebrate în diferite stadii de dezvoltare, colectate din stații amplasate în jurul Insulei Regele George din nordul Antarcticii. Compușii predominanți care au fost detectați în probele de nevertebrate au fost: PCB, atingând valori de până la 41,3 ng/g, HCB cu valori până la 0,56 ng/g, DDT până la 0,74 ng/g. S-a detectat și prezența unor urme de contaminare cu poluanți ca endosulfan și mirex, însă valorile lor au fost nesemnificative. Pentru acest studiu s-au colectat din rândul nevertebratelor speciile Nacella concina și Euphausia superba.

Un alt studiu realizat de Ko și colaboratorii săi și publicat în aprilie 2018, evidențiază gradul de poluare al ecosistemelor acvatice din Antarctica. Probele biotice de pește și nevertebrate au fost colectate în vara anului 2009 din apele adiacente din estul Antarcticii, stația Chun-Shan și stația Davis și în urma analizei s-a demonstrat faptul că nivelurile de POP în majoritatea probelor de nevertebrate antarctice au fost, în general, mai mari decât în cazul peștilor, sugerându-se astfel că pentru expunerea și absorbția fiecărui grup de contaminanți au fost implicate mai degrabă procesele biogeochimice specifice, decât transferul trofic. Au fost colectate 9 specii de nevertebrate acvatice din ecosistemele Antarcticii, iar pentru fiecare specie s-a detectat un nivel relativ ridicat de contaminare: Gammaridae sp. a acumulat Hidrocarburi Aromate Policiclice (PAH) în concentrație de 50,4 ng/g, Pesticide Organoclorurate (OCP) într-o concentrație de 38,9 ng/g, iar PCB în concentrație de 23,0 ng/g; Euphausia superba a acumulat PAH într-o concentrație de 67,4 ng/g, OCP în valoare de 4,4 ng/g, iar PCB în aceea și concentrație; Nacella concinna a atins un nivel de contaminare pentru PAH de 21,5 ng/g ,OCP și PCB de 15,1 ng/g; Amauropsis sp. a acumulat PAH în concentrație de 752,8 ng/g , OCP și PCB în concentrație de 123 ng/g; Yoldia sp. a acumulat PAH într-o concentrație de 35,85 ng/g, OCP în valoare de 22,15 ng/g, iar PCB în aceea și concentrație; Ophionotus victoriae are valori de contaminare de 7,4 ng/g pentru PAH și de 13,6 pentru OCP și PCB; Sterechinus neumayeri a acumulat PAH în concentrație de 49,2 ng/g, OCP și PCB în concentrație de 101,4 ng/g; Sterechinus sp. a atins un nivel de contaminare pentru PAH de 20,1 ng/g ,OCP și PCB de 29,9 ng/g, iar Salpidae sp. a acumulat PAH în valoare de 84,2 ng/g, iar OCB și PCB în aceea și valoare de 6,6 ng/g.

Oamenii de știință au descoperit prezența POP în probe colectate din ecosistemele acvatice din Antarctica încă din anul 1960 (Sladen și colab., 1966; George și colab., 1966; Tatton Jog și colab., 1967; Riseborough și colab., 1968). Deși multe POP, cum ar fi pesticidele organoclorurate (OCP) și difenileterii polibromurați (PBDE) au fost interzise, acestea continuă să fie raportate la concentrații toxice mari în organisme, chiar și în regiunile polare (Poulsen și colab., 2012; Poulsen și colab., 2013; Tartu și colab., 2015). Acest lucru se explică prin temperaturile extrem de scăzute ale acestui continent care scad volatilitatea și scad rata de degradare a POP, permițând mediului polar să servească drept masă globală de acumulare pentru poluanții persistenți (Nash și colab., 2011; Simonich și colab., 1995; Wania și colab., 1993). Organismele din mediul polar depind de lipide pentru stocarea energiei și astfel pot acumula mai multe POP pe durata unei vieți (Goutte și colab., 2013) ceea ce duce la transferul și acumularea eficientă a POP în lanțul alimentar (Corsolini și colab., 2006; Schiavone și colab., 2009).

În România există puține studii cu privire la acumularea și contaminarea ecosistemelor acvatice continentale cu poluanți organici persistenți (POP). Cele mai multe dintre studii au fost realizate pe ecosistemele acvatice din zona Dunării, Delta Dunării sau la zone relativ restrânse pe afluenții Dunării, oferind date despre concentrația în apă a compușilor cu moleculă polară și despre concentrația POP în sediment, mai puțin având ca obiect de studiu analiza acumulării și contaminării acestor poluanți în țesuturile lipidice ale viețuitoarelor din ecosistemele acvatice. Cu toate acestea, există un număr restrâns de studii ce au ca scop analiza bioacumulării și bioamplificării de POP în rândul nevertebratelor din ecosistemele acvatice.

În 2006, Covaci și colaboratorii au realizat un studiu cu privire la evaluarea cantității de POP în Delta Dunării, analizându-se probe de sediment și țesuturi animale (11 specii de pești, păsări, zooplancton și chironomide). În țesuturile de nevertebrate, respectiv chironomide s-au detectat concentrații mai mari de POP față de nivelul de contaminare din sediment, ceea ce are o importanță mare având în vedere că nevertebrate constituie veriga de la baza lanțurilor trofice în ecosistemele acvatice, jucând astfel un rol primordial în transmiterea acestor poluanți. În urma acestui studiu s-a evidențiat faptul că HCH și DDT au fost poluanții predominanți în chironomide, cu valori cuprinse între 26 ng/g și 39 ng/g pentru DDT și valori cuprinse între 29 ng/g și 83 ng/g pentru HCH. De asemenea, această familie de insecte diptere a înregistrat în țesuturile lor și acumularea de PCB cu valori între 8,9 ng/g și 10 ng/g și HCB cu valori maxime de 0,4 ng/g. În ceea ce privește zooplanctonul, s-au înregistrat valori de contaminare cu PCB cuprinse între 13 ng/g și 63 ng/g, cu DDT cuprinse între 26 ng/g și 99 ng/g. Concentrațiile de HCH identificate în probele de zooplancton au fost cuprinse între 34 ng/g și 54 ng/g, iar HCB a fost identificat în concentrații nesemnificative.

Aspecte generale privind zona studiată

Râul Mureș este cel mai mare afluent al Tisei, cu o lungime totală a cursului de 789 km, din care 716 km pe teritoriul României și un bazin de 27 830 km² (Posea, 1982). Bazinul hidrografic Mureș este situat în partea centrală și de vest a României, prezentând pe teritoriul său toate formele de relief. În cursul său, Mureșul izvorăște propriu-zis din sudul Depresiunii Giurgeului, la o altitudine de 850 m, lângă comuna Izvorul Mureșului, străbate Depresiunea Giurgeu și Defileul Deda – Toplița, traversează Transilvania separând Podișul Târnavelor de Câmpia Transilvaniei, străbate culoarul Alba-Iulia – Turda, în Carpații Occidentali separă Munții Apuseni de Munții Poiana Ruscă, străbate Dealurile de Vest, Câmpia de Vest trecând prin municipiul Arad spre Ungaria, unde se varsă în râul Tisa. Pentru 22,3 km râul marchează frontiera româno-ungară.

Cei mai importanți afluenți ai Mureșului de pe teritoriul României sunt, plecând de la cei din zona montană spre zona de deal-podiș și respectiv câmpie, sunt: Călimănel, Ilva, Râstolița, Luț, Șar, Lechința, Pârâul de Câmpie, Sălard, Gurghiu, Niraj, Arieș, Târnava, Orăștie, Strei, Cerna, Dobra, Pietriș, Troiaș, Bîrzava, Cladova etc. Cel mai mare afluent de dreapta al râului Mureș este râul Arieș, cu o suprafață a bazinului de 2 970 km², lungime de 164 km și un debit mediu multianual de 25,6 m3/s (Posea, 1982). Arieșul drenează o mare parte a Munților Apuseni și contribuie prin debitul său la creșterea cu mai mult de jumătate din debitul întregului râu. Cel mai mare afluent de stânga al Râului Mureș este Târnava, cu un bazin care ocupă o suprafață de aproximativ 6 157 km², o lungime de 249 km și un debit mediu multianual de 26,8 m3/s (Posea, 1982). Târnava drenează, prin cei doi afluenți ai săi Târnava Mare și Târnava Mică, o parte a sudului Platoului Transilvaniei și anume Platoul Târnavelor (Fig. 1.3.).

Figura 1.3. Harta Bazinului Hidrografic Mureș (Sursa: Site 2).

În ceea ce privește aspectul fizico-geografic al bazinului Mureș, acesta este extrem de variat. În aria județelor Harghita și Mureș, zonă de altitudine relativ ridicată, râul Mureș comportă caracteristicile unui rău tipic de munte, carpatic, având o pantă mare de 20-25 ‰, albie relativ îngustă și un defileu de aproximativ 40 km lungime (Defileul Toplița-Deda). Valea Mureșului devine din ce în ce mai largă pe măsură ce ajungem în zona deluroasă și de podiș, formând un culoar larg de eroziune unde panta ajunge la 1-5 ‰. În aval de confluența cu râul Niraj, panta scade, albia majoră a râului se extinde, iar patul albiei este puternic meandrat, prezentând în zona inundabilă brațe moarte și zone umede. În aval, panta generală ajunge să măsoare 5 ‰, în timp ce sunt prezente numeroase meandre (Posea, 1982). În județul Hunedoara, râul Mureș prezintă un pat al albiei stabil și o pantă constant scăzută (0,3-0,5 ‰), trecând printr-un coridor tectonic larg, între Munții Șureanu (orașul Sebeș) și Munții Poiana Ruscăi în sud, respectiv Munții Apuseni în nord.

Din punct de vedere administrativ, bazinul hidrografic Mureș cuprinde integral județele Mureș și Alba, parțial județele Harghita, Sibiu, Cluj, Hunedoara, Arad, Timiș și mici suprafețe din județele Brașov, Bistrița-Năsăud, Caraș-Severin. La nivel de bazin hidrografic se regăsesc 16 municipii, 23 de orașe, 303 comune și 1780 de sate (Site 3). În ceea ce privește demografia, cele mai mari așezări cuprinse în sectorul bazinului Mureș sunt Târgu Mureș (peste 134.000 locuitori), Alba Iulia( 103.000 locuitori), Câmpia Turzii (peste 26.000 locuitori), Deva (61.00 locuitori), Mediaș (55.00 locuitori),Reghin (peste 36.000 locuitori), Georgheni (peste 18.000 locuitori), Toplița (peste 13.000 locuitori) și Luduș (peste 18.000 locuitori). În anul 2011 populația totală existentă pe teritoriul bazinului hidrografic Mureș era de 1.877.642 locuitori (Site 3).

Capitolul 2: Materiale și metode

2.1. Colectare și conservarea probelor

Pentru analiza acumulării poluanților organici persistenți în larvele de ephemeroptere și trichoptere au fost prelevate probe din nouă sectoare situate în bazinul hidrografic Mureș (Figura 2.1., Tabelul 2.1.), sectoare de râu în care aceste grupe taxonomice prezintă populații cu densități suficient de mari pentru a se putea colecta o cantitate de țesut de minim 20 g, necesară analizei.

Figura 2.1. Stațiile de recoltare a probelor din bazinul râului Mureș (cu roșu sunt reprezentate punctele de colectare) (Sursa: Curtean-Bănăduc și colab., 2016).

Stabilirea stațiilor de recoltare a probelor a avut la bază următoarele criterii:

prezența surselor punctiforme de poluare cu POP (surse industriale, depozite de deșeuri, stații de epurare a apelor reziduale, evacuări de ape uzate orășenești neepurate, evacuări directe de ape uzate industrial, surse de poluare din zootehnie);

zonele cu agricultură intensivă;

zonele cu densitate mare de animale domestice;

reprezentativitate pentru evaluarea gradului de poluare cu POP a ecosistemelor acvatice de suprafață din bazinul hidrografic Mureș.

În tabelul 2.1. sunt prezentate stațiile de recoltare a probelor, locația și codul acestor stații.

Tabelul 2.1. Localizarea stațiilor de prelevare a probelor de (E) Ephemeroptera și (T) Trichoptera.

Pentru celelalte stații de pe râul Mureș, reprezentate cu verde în figura 2.1, densitatea larvelor de trichoptere și ephemeroptere nu a permis colectarea unei cantități de probă semnificativă.

Probele au fost colectate manual, larvele de insecte au fost spălate de sediment și congelate la -20 șC imediat după colectare, transportate în laborator unde au fost depozitate la -50 șC.

Înainte de analiza chimică, probele au fost decongelate, au fost examinate la stereomicroscop pentru separarea ephemeropterelor și trichopterelor, apoi au fost uscate și cântărite.

2.2. Analiză laborator

Există mai multe metode folosite pentru extragerea POP (Poluanți organici persistenți) în funcție de matricea analizată. Pentru analiza POP din larvele de nevertebrate am utilizat metoda LLE (liquid liquid extraction), o tehnică de bază care este cunoscută și sub numele de extracție și separare de solvent și constă în purificarea analiților folosind un solvent pentru extragerea solutului din soluție, unde solventul și soluția trebuie sa fie imiscibile (Curtean-Bănăduc și colab. 2016).

După procesul de extragere a POP din proba analizată, se trece la separarea compușilor pe baza masei moleculare și a caracteristicilor acestora, prin metoda care utilizează gaz cromatograful cuplat cu spectrometru de masă (GC/MS/MS). Această metodă este mult mai eficientă, spre deosebire de cealaltă metodă de separare, cromatografia lichidă, deoarece oferă o rezoluție mult mai bună în identificarea compușilor, cu precădere pentru POP precum PCB, pesticide organoclorurate, compuși perfluorinați și compuși de ignifugare cu brom. Spectrometria de masă de tip triplu quadrupol oferă un nivel mai ridicat de specificitate față de spectrometria de masă clasică.

La fel de important în depistarea POP din analiza țesuturi de nevertebrate, pe lângă metoda de extragere și cea de separare, este și tipul detectorului. Pentru acest studiu s-a folosit MS/MS – spectrometrul de masă triplu quadrupol (spectrometrie de masă în tandem). Un astfel de spectrometru este format din doua spectrometre de masă quadrupol între care se află un quadrupol RF (fără detector de masă) care permite scindarea ionilor prin disociere indusă de coliziune. În primul spectrometru de masă are loc detectarea ionilor prin SCAN (sau SIM), în celula de coliziune are loc scindarea acestora, iar în cel de-al doilea spectrometru de masă are loc detectarea produșilor de scindare prin SCAN (sau SIM) (Javahery și Thomson, 1997). Pentru analiza calitativă a compușilor din larvele de nevertebrate am folosit metoda SCAN. După metoda SCAN, am folosit metoda MRM (Multiple Reaction Monitoring), care este o metoda cantitativă ce selectează ioni specifici și îi fragmentează utilizând o energie de coliziune caracteristică.

În analiza MRM sunt necesare cel puțin două tranziții, una pentru cuantificare, iar cealaltă pentru specificitate. Metoda MRM este bazată pe studii de spectrometrie de masă precum Wylie și Meng, 2009, Mariappan și Kumar, 2014, Xiang și Zhai, 2015 și Ciscato și colab. 2015 fiind confirmate în laborator, în cadrul analizelor realizate (Curtean-Bănăduc și colab., 2016).

Pentru poluanții de tipul OCP (pesticide organoclorurate) și PCB (policlorobifenili) am utilizat un program de temperatură modificat după Polder și colab., 2008 pentru gaz cromatograf ce are următoarele faze:

2 minute la 90⁰C

2 minute la 180⁰C cu rampă de 25⁰C/min

2 minute la 220⁰C cu rampă de 1,5⁰C/min

12 minute la 275⁰C cu rampă de 3⁰C/min

Sursa spectrometrului de masa de tip HES (High Efficiency Source) este setata la temperatura de 230⁰ C, iar în celula de coliziune este setat un flux de heliu de 2,25 mL/min și un flux de azot (acesta reprezintă gazul folosit pentru coliziune) de 1,5 mL/min. Heliul în acest caz are rolul de a neutraliza particulele de heliu încărcate electric care se formează în sursă.

2.2.1. Parametri de control

Pentru fiecare serie de probe (un set de probe preparat și analizat în același timp) am analizat o serie de parametri de control (PC), pentru fiecare serie analizându-se cel puțin trei recuperări, o probă de control și un blanc de reactivi. În plus se va analiza un control orb de recuperare dacă nu se știe ce conține aceasta. De asemenea, pe gaz cromatograf, se vor încărca și probe de abatere, pe lângă probele de analizat, care sunt utile pentru a determina posibila derivă din sistem. În tabelul 2.2. sunt prezentați parametri de control folosiți și utilizarea acestora.

Tabelul 2.2. Parametrii de control și utilizarea acestora.

Pentru că probele analizate să fie valide, datele trebuie să respecte o serie de criterii care trebuie să fie în conformitate cu standardele impuse. Câteva dintre aceste criterii de bază sunt prezentate în tabelul 2.3.

Tabelul 2.3. Criterii și limite pentru validarea datelor

(Sursa: Curtean-Bănăduc și colab. 2016).

Pentru crearea curbei de etalonare se utilizează soluțiile PCB 29, PCB 112 și PCB 207 ca și etaloane interne. Acestea sunt compuși care lipsesc din probă, dar care au proprietăți fizico-chimice cât mai apropiate posibil de cele ale analitului de identificat și care se adaugă într-o cantitate cunoscută în fiecare probă, inclusiv la recuperări, control orb și blancuri, cu scopul de a compensa posibilele pierderi ale analiților în timpul analizelor:

2,4,5 – Triclorobifenil (PCB 29), 100 µg/mL în Hexan;

2,3,3´,5,6 – Pentaclorobifenil (PCB 112), 100 µg/mL în Hexan;

2,2´,3,3´,4,4´,5,6,6´ – Nonaclorobifenil(PCB 207), 100 µg/mL în Hexan.

La crearea soluției de etaloane interne se adaugă 0,5 mL din fiecare soluție, rezultând un volum de 1,5 mL. Peste acesta se adaugă 3,5 mL de ciclohexan astfel rezultând o soluție cu un volum final de 5 mL și o concentrație finală de 1000 ppb sau 1000 ng/mL.

Pentru crearea curbei de etalonare se utilizează o soluție cu concentrație egală și cunoscută a fiecărui analit împreună cu concentrația cunoscută și constantă a etaloanelor interne.

Punct din curba de etalonare 0,1 ng/mL (100 ppt)

Punct din curba de etalonare 0,25 ng/mL (250 ppt)

Punct din curba de etalonare 0,5 ng/mL (500 ppt)

Punct din curba de etalonare 1 ng/mL (1 ppb)

Punct din curba de etalonare 2,5 ng/mL (2,5 ppb)

Punct din curba de etalonare 5 ng/mL (5 ppb)

Punct din curba de etalonare 10 ng/mL (10 ppb)

Punct din curba de etalonare 25 ng/mL (25 ppb)

Punct din curba de etalonare 50 ng/mL (50 ppb)

Punct din curba de etalonare 100 ng/mL (100 ppb)

2.2.2. Principiul metodei

Metoda pe care am utilizat-o pentru purificarea Poluanților Organici Persistenți din țesuturile larvelor de nevertebrate are la bază principiul metodei dezvoltate și publicate de Brevik, în 1978, care a fost dezvoltată inițial pentru laptele uman, dar a fost modificată ulterior pentru a servi la studiul majorității matricelor biologice și mai mulți analiți.

POP sunt compuși liposolubili și astfel se depozitează în țesuturile lipidice ale larvelor de nevertebrate, respectiv trichoptere și ephemeroptere, iar prin metoda de extracție LLE, pe care am utilizat-o, se coextrag lipide din țesuturile animale, care se pot înlătura prin utilizarea acidului sulfuric concentrat, care are rolul de a degrada lipidele prin deshidratare oxidativă lăsând în urmă ciclohexanul și POP de tipul PCB și a unor pesticide (cu excepția: heptaclor, endosulfan, dieldrin, endrin și metoxiclor) (Barcelo, 2000).

Primul pas în demararea tehnicilor de lucru este omogenizarea probelor, care este un proces esențial pentru obținerea unor rezultate reprezentative pentru amestecul de indivizi, constând în mărunțirea într-un mojar a acestora după uscare. Scopul omogenizării este eliberarea tuturor compușilor din țesuturi, pentru ca ciclohexanul sa aibă o acțiune cât mai eficientă asupra particulelor animale cu scopul extragerii lipidelor din țesut.

Cantitatea prelevată pentru analiză este foarte importantă, deoarece depinde de dimensiunea indivizilor, numărul de indivizi, concentrațiile preconizate de substanțele analizate, conținutul preconizat de grăsimi. Probele pot avea maxim 20 grame deoarece cantitățile mai mari duc la formarea de emulsii.

Astfel, după mojarare probele au fost puse în cutii Petri și cântărite pentru analiză, iar cantitățile sunt prezentate în tabelul 2.4.

Tabelul 2.4. Greutatea uscată a probelor analizate pentru indivizii de Ephemeroptera (E) și Trichoptera (T) pe stații.

2.2.3. Metoda de lucru

Extracția cu solvent

Se clătesc tuburile de 50 mL, 15 mL și 10 mL cu amestec ciclohexan:acetonă 1:1,cu scopul de a scapă de posibilele impurități sau contaminanți de pe pereții tuburilor; după care se lasă la uscat și se notează conform probelor, controalelor și blancurilor;

Țesutul omogenizat în mojar se cântărește în tuburi de 50 mL;

Se cântăresc țesuturile control (control orb, recuperare, etc.);

Se păstrează la -20ș C, după care se decongelează timp de o oră la temperatura camerei;

Se adaugă etaloanele interne pentru o concentrație finală adecvată. Această etapa se face pentru a putea monitoriza diferitele pierderi în timpul procedeului de analiză;

Se adaugă 2 mL 6% NaCl, 10 mL apă ultra pură. 15 mL acetonă, 20 mL ciclohexan;

Sonicare cu ultrasunete pentru 2 minute 20 kHz, 25% amplitudine:

Într-un tub de 50 mL se adaugă acetonă:ciclohexan 1:1 folosit pentru spălarea inițială și dintre probe a vârfului sonicatorului;

Se șterge cu etanol vârful sonicatorului;

Tubul de centrifugă de 50 mL este așezat în stativul sonicatorului;

Se spală vârful sonicatorului 5 secunde la ultrasunete de amplitudine 25% în tubul de 50 mL cu acetonă:ciclohexan 1:1;

Vârful sonicatorului se introduce la 1,5 cm în probă;

Se setează timpul și se pornește sonicatorul;

Se șterge vârful sonicatorului și se clătește în acetonă:ciclohexan 1:1;

Centrifugare 10 minute la 2000g;

Preluarea supernatantului se face în tuburi de 50 mL, care se notează conform probelor. În cazul în care se preia și din interfață, aceasta este picurată înapoi și se păstrează în pipetă doar ce este curat;

Peste faza rămasă în tuburile centrifugate de 50 mL se adaugă 5 mL acetonă și 10 mL ciclohexan;

Sonicare cu ultrasunete pentru 1 minut;

Centrifugare 10 minute la 2000 grame;

Figura 2.2. Sonicare.

Supernatantul se adaugă în aceleași tuburi de 50 mL notate conform probelor;

Soluția din tuburile de 50 mL notate conform probelor se lasă peste noapte la evaporare la o temperatură de 40ș C în tuburi de 15 mL până la 5 mL;

Din soluția de 5 mL se transferă cîte 2,5 mL în două tuburi de câte 10 mL; Stativele sunt spălate după oprirea lucrului;

Se șterge suprafața de lucru cu etanol;

Probele se stochează la -20ș C până a doua zi (1 mL este folosit pentru determinarea gravimetrică a lipidelor, înainte de stocare).

Figura 2.3. Probele stocate la -20ș C și apoi dezghețate

Purificare folosind acid sulfuric

Se adaugă acid sulfuric 96% la 2 mL soluție extract de lipide în tubul de 10 mL;

Se vortexează, puls scurt și puternic cu formarea conului până la capac

Se amestecă prin inversare o dată;

Se lasă la întuneric la temperatura camerei timp de o oră;

Se adaugă soluție malahit verde în blanc pentru observarea interfeței;

Figura 2.4. Colorarea interfeței cu malahit verde.

Se centrifughează 10 minute la 3000 g

Supernatantul este colectat cu o pipetă de sticlă și transferat în tub de 15 mL, gradat (dacă supernatantul nu este transparent sau este gelatinos se congelează probele, apoi se decongelează și se recentrifughează );

Se testează daca s-a transferat acid sulfuric prin picurarea unei picături pe hârtie de pH;

Se adaugă 1 mL cu pipeta de sticlă peste tubul cu acid sulfuric, se revortexează, recentrifugheză și supernatantul este transferat în tubul de 15 mL corespunzător;

Se lasă la evaporat ciclohexanul până la un volum final de 1 mL pe termobloc;

Figura 2.5. Termobloc.

Se recentrifughează soluția pentru 10 minute la 3000g;

Se transferă 0,5 mL din interfață în tubul GC și se încarcă pe GC/MS/MS.

2.3. Analiză statistică

2.3.1. Modul de prelucrare a datelor primare

Pentru calcularea concentrațiilor de POP din larvele de ephemeroptere și trichoptere s-a utilizat următoarea formulă de calcul: concentrația analitului este egală cu raportul dintre concentrația raportată de GC/MS/MS și cantitate de substanță uscată introdusă în analiză, având în vedere volumul final de 1 mL.

2.3.2. Utilizarea testelor statistice

După obținerea datelor primare acestea au fost testate cu ajutorul programului bioinformatic GraphPad Prism 6.0. Folosind testul D’Agostino-Pearson s-a determinat dacă datele prezintă distribuție Gauss. În conformitate cu rezultatele de normalitate, a fost utilizat testul Mann-Whitney pentru a observa dacă există diferențe semnificative între concentrațiile analiților de la ephemeroptere și cele de la trichoptere. O valoare P < 0,05 a fost considerată statistic semnificativă.

Capitolul 3: Rezultate și discuții

În țesuturile larvelor de insecte analizate au fost identificate următoarele clase de poluanți organici persistenți: policlorobifenili (PCB) și pesticide organoclorurate (HCB, HCH, DDT).

Policlorobifenilii au fost detectați în țesuturile larvelor celor doua grupe de insecte analizate (Ephemeroptera și Trichoptera) din stațiile M6, M11 și M12; în stațiile M1 și M3 au fost identificați doar în țesuturile larvelor de ephemeroptere, iar în stația M14 au fost identificați doar în țesuturile larvelor de trichoptere. În stațiile M2, M4 și M7 nu au fost detectați compuși din clasa PCB.

În cazul policlorbifenililor (PCB) cea mai mare concentrație (68,56 ng/g de țesut) a fost detectată în stația M3 (Figura 3.1), cea mai mică concentrație (23,99 ng/g de țesut) a fost detectată în stația M1 (figura 3.1), în țesuturile ephemeropeterelor.

Figura 3.1. Concentrațiile de ΣPCB în larvele de trichopetere și ephemeroptere pentru stațiile analizate.

Tabelul 3.1. Concentrația de ΣPCB ng/g substanță uscată în larvele de trichopetere și ephemeroptere pentru stațiile analizate.

Hexaclorbenzenul (HCB) a fost identificat doar în stațiile M11, M12, M14 și doar în larvele de trichoptere. Cea mai mare concentrație de HCB (0,90 ng/g de țesut) prezentă în probele analizate a fost detectată în stația M12 în larvele de trichoptere (figura 3.2, tabelul 3.2), cea mai mică concentrație a fost detectată în larvele de trichoptere colectate din stația M11 (0,90 ng/g de țesut). Ephemeropterele din stațiile de prelevare în care a fost detectat și cuantificat HCB în trichoptere, nu au acumulat acest compus, ceea ce poate duce la ideea că ephemeropterele nu prezintă mecanisme de absorbție a HCB, ipoteză care însă, trebuie verificată prin studii experimentale.

Figura 3.2. Concentrațiile de HCB în larvele de trichopetere pentru stațiile analizate.

Tabelul 3.2. Concentrația de HCB ng/g substanță uscată din larvele de trichopetere și ephemeroptere pentru stațiile analizate.

Compușii hexaclorciclohexan (ΣHCH) au fost analizați în toate stațiile în larvele de ephmeperoptere și trichoptere, însă s-au înregistrat valori semnificative doar pentru stațiile M6, M11, M12 (figura 3.3, tabelul 3.3). În stația M7 au fost detectați acești compuși doar în larvele de ephemeroptere, iar în stația M14 apar doar larvele de trichoptere cu valori mici. În stațiile M1, M2, M3, M4 aparatul nu a detectat nicio urmă de poluare cu acești compuși pentru larvele de insecte analizate. Acești poluanți au fost identificați atât în larvele de ephemeproptre cât și în cele de trichoptere, însă concentrația maximă a fost înregistrată în stația M6, pentru larvele de ephemeroptere având o valoare de 239,39 ng/g țesut. Cea mai mică valoare a ΣHCH (9,64 ng/g de țesut) a fost înregistrată în larvele de trichoptere colectate din stația M14.

Figura 3.3. Concentrațiile de ΣHCH în larvele de trichopetere și ephemeroptere pentru stațiile analizate.

Tabelul 3.3. Concentrația de HCH ng/g substanță uscată din larvele de trichopetere și ephemeroptere pentru stațiile analizate.

În cazul diclordifeniltricloretanului (ΣDDT) s-au înregistrat valori de contaminare în toate stațiile din care au fost colectate probele (figura 3.4, tabelul 3.4). În stațiile M2, M3, M7 s-au detectat valori ale ΣDDT doar pentru larvele de ephemeroptere, pe când în stația M14 doar larvele de trichoptere au acumulat acești compuși. În stațiile M1, M4, M6, M11 și M12 s-au înregistrat concentrații semnificative ale DDT atât în țesuturile de trichoptere cât și în țesuturile de ephemeroptere. Valoarea maximă de contaminare cu ΣDDT (148,31 ng/g de țesut) a fost înregistrată în stația M7 pentru larvele de ephemeroptere. Cea mai mică valoare a ΣDDT (26,73 ng/g de țesut) a fost detectată în stația M4 pentru larvele de trichoptere.

Figura 3.4. Concentrațiile de ΣDDT în larvele de trichopetere și ephemeroptere pentru stațiile analizate.

Tabelul 3.4. Concentrația de DDT ng/g substanță uscată din larvele de trichopetere și ephemeroptere pentru stațiile analizate.

Rezultatele din urma studiului au demonstrat faptul că larvele de ephemeroptere și trichoptere prezintă, prin structura lor organică, capacitatea de acumulare și amplificare a poluanților organici persistenți, compuși cu moleculă hidrofobă și lipofilă. În urma analizei probelor, s-au detectat compușii ΣPCB, ΣHCH, ΣDDT în majoritatea stațiilor de colectare atât în țesuturile larvelor de ephemeroptere, cât și în țesuturile larvelor de trichoptere, iar în ceea ce privește compusul HCB, acesta a fost identificat doar în larvele de trichoptere. În conformitatea cu testul Mann-Whitney pentru comparare între grupuri (trichoptere și ephemeroptere), s-a observat că nu există diferențe statistic semnificative între concentrațiile analiților de la ephemeroptere și cele de la trichoptere așa cum se observă și în figura 3.5.

Comparând rezultatele din urma acestui studiu cu cele ale studiilor din literatura de specialitate, se observă faptul că nivelul de contaminare al bazinului hidrografic Mureș cu POP este relativ mare, acest lucru având un impact negativ asupra ecosistemelor acvatice, asupra mediului și asupra sănătății umane.

Nivelul de contaminare al larvelor de ephemeroptere și trichoptere cu compușii ΣPCB este cuprins între valorile 23,99-68,56 ng/g de țesut, concentrații mult mai mari spre deosebire de cele înregistrate în studiul realizat în 2016 de către Smalling și colaboratorii asupra acumulării de POP în țesuturile midiilor din New Jersey și din estuarele New York, unde concentrația medie de PCB înregistrată în probele colectate a fost 27,8 ng/g țesut uscat sau de valorile înregistrate în urma studiului asupra nevertebratelor colectate din stațiile amplasate în jurul Insulei Regele George din nordul Antarticii, realizat de către Cipro și colaboratorii săi în anul 2013, unde valoarea maximă de contaminare cu compusul PCB a fost 41,3 ng/g. Un alt studiu realizat de Ko și colaboratorii săi și publicat în 2018, evidențiază gradul de poluare mai ridicat al ecosistemelor acvatice din bazinul râului Mureș, dat fiind faptul că valorile de contaminare cu PCB ale probelor din Antarctica au fost cuprinse între 13,6-29,9 ng/g. Cu toate acestea, concentrația de PCB înregistrată în prezentul studiu este aproximativ echivalentă cu cea a studiului realizat de Ren și colaboratorii în 2016, asupra zooplanctonului ecosistemelor acvatice din lacul Nam Co Lake, unde concentrația minimă de PCB înregistrată a fost 7,5 ng/g, iar cea maximă 65,8 ng/g și mai mică decât cea detectată în studiul realizat de van Hattum împreună cu colaboratorii în anul 1998, pe țesuturile lipidice din Dreissena polymorpha (Scoica-Zebră) colectate din bazinul Rhine-Meuse din Olanda , unde concentrația maximă de PCB a fost de 84 ng/g țesut.

Figura 3.5. Comparare între grupuri (trichoptere și ephemeroptere).

Testul Mann-Whitney (P ≤ 0,05 considerat semnificativ).

Bioacumularea compusului HCB a fost detectată doar în larvele de trichoptere, unde valoarea maximă obținută în cele trei stații unde a fost înregistrat compusul a fost 0,90 ng/g țesut uscat, concentrație mult inferioară față de cea înregistrată în studiul din anul 2016 realizat de către Ren și colaboratorii, unde valorile HCB au fost cuprinse între 21,6-76,9 ng/g, dar superioară față de concentrația HCB înregistrată în studiul realizat în 2013 de către Cipro și colaboratorii săi, unde HCB a înregistrat valori până la 0,56 ng/g. Concentrația HCB din studiul realizat în 2006 de Covaci și colaboratorii săi a înregistrat în țesuturile nevertebratelor valoarea maximă de 0,4 ng/g, semnificativ mai mică față de cea identificată în larvele de ephemeroptere și trichoptere.

În ceea ce privește acumularea compușilor ΣHCH în larvele de ephemeroptere, valoarea maximă înregistrată (239,39 ng/g țesut) este cu mult mai mare față de valoarea HCH înregistrată în studiul realizat de van Hattum împreună cu colaboratorii săi în anul 1998 (0,1-6 ng/g țesut) sau de concentrația HCH depistată în urma studiului din România, realizat de către Covaci și colaboratorii în 2006 (29-83 ng/g țesut), dar este mai mică față de nivelul de contaminare cu HCH înregistrat în studiul realizat în anul 2016 de către Ren și colaboratorii (10,4- 380,5 ng/g țesut).

De asemenea, concentrația compușilor ΣDDT identificată în larvele de ephemeroptere și trichoptere din studiul de față (26,73-148,31 ng/g de țesut) este statistic mai mare față de valorile acestor compuși identificate în studiul asupra bazinului Rhine-Meuse din Olanda, studiu realizat de van Hattum împreună cu colaboratorii în anul 1998, unde au fost înregistrate valori cuprinse între 1-5 ng/g țesut sau față de valoarea medie de 32,8 ng/g identificată în urma studiului din anul 2016, realizat de Smalling și colaboratorii. Studiul efectuat în 2016 asupra lacului Nam Co Lake din Podișul Tibetan de către Ren și colaboratorii, evidențiază un nivel de contaminare cu acești compuși semnificativ mai mare față de ecosistemele din bazinul râului Mureș, înregistrându-se concentrații de ΣDDT cuprinse între 31,9 ng/g și 317,5 ng/g.

Concluzii

În urma acestui studiu s-a evidențiat faptul că larvele de ephemeroptere și trichoptere au capacitatea, prin structura lor lipidică, să acumuleze și să depoziteze în țesuturile lor poluanți organici persistenți. Analizând probele de larve colectate din diferite stații amplasate în bazinul hidrografic Mureș, s-a detectat prezența în structura lor organică a patru grupe de astfel de contaminanți: policlorbifenili (ΣPCB), hexaclorciclohexan (ΣHCH), hexaclorbenzen (HCB), diclordifeniltricloretan (ΣDDT).

Compușii ΣPCB, ΣHCH, ΣDDT au fost identificați și cuantificați în majoritatea stațiilor de colectare atât în țesuturile larvelor de ephemeroptere, cât și în țesuturile larvelor de trichoptere.

În urma analizei nu au fost observate diferențe statistic semnificative în ceea ce privește gradul de acumulare al acestor poluanți pentru cele două grupe de insecte, ceea ce indică faptul că aceste organisme sunt la fel de vulnerabile și predispuse la contaminare.

În ceea ce privește compusul HCB, datele noastre relevă bioacumulare doar pentru trichoptere. Ephemeropterele din stațiile de prelevare în care a fost detectat și cuantificat HCB nu au acumulat acest poluant, ceea ce poate duce la ideea că ephemeropterele nu au capacitatea de a acumula HCB.

Poluanții organici persistenți (POP) sunt compuși chimici organici cu moleculă nepolară, greu solubili în apă și capacitate mare de bioacumulare și bioamplificare. Astfel prezența acestora în ecosistemele acvatice este strict legată de particulele de sediment, de unde pot fi preluați de organisme, organismele bentonice fiind cele mai vulnerabile la acumularea POP.

Faptul că larvele de ephemeroptere și trichoptere acumulează POP le califică pentru a fi utilizate pentru evaluarea și monitorizarea POP în ecosistemele de tip lotic.

Comparând rezultatele din studiile pe care le oferă literatura de specialitate, se observă că nivelul de contaminare cu POP al ecosistemelor acvatice din bazinul râului Mureș este ridicat, lucru îngrijorător pentru creșterea și dezvoltarea în limitele normale ale speciilor vegetale și animale acvatice, pentru mediul înconjurător și pentru sănătatea omului.

Referințe bibliografice

Aronson, R.B., Thatje, S., McClintock, J.B. and Hughes, K.A., 2011. Anthropogenic impacts on marine ecosystems in Antarctica. Annals of the New York Academy of Sciences, 1223(1), pp.82-107.

Ashraf, M.A. 2017. Persistent organic pollutants (POPs): a global issue, a global challenge. Environmental Science Pollution Research International. 1-5.

Van Hattum, B., Hendriks, A.J., Beek, M.A., de Boer, J., 1998. Critical Levels of Selected Lipophilic ContaminantsFish and Shellfish from the Rhine-Meuse Basin, Institute for Inland Water Manage-ment and Waste Water Treatment (RIZA). Contract no. RI-2245.

Barni, M.F.S., Gonzalez, M. and Miglioranza, K.S., 2014. Assessment of persistent organic pollutants accumulation and lipid peroxidation in two reproductive stages of wild silverside (Odontesthes bonariensis). Ecotoxicology and environmental safety, 99, pp.45-53.

Baumard, P., Budzinski, H., Garrigues, P.H., Sorbe, J.C., Burgeot, T. and Bellocq, J., 1998. Concentrations of PAHs (polycyclic aromatic hydrocarbons) in various marine organisms in relation to those in sediments and to trophic level. Marine Pollution Bulletin, 36(12), pp.951-960.

Borgå, K., Fisk, A.T., Hoekstra, P.F. and Muir, D.C., 2004. Biological and chemical factors of importance in the bioaccumulation and trophic transfer of persistent organochlorine contaminants in arctic marine food webs. Environmental Toxicology and Chemistry, 23(10), pp.2367-2385.

Cipro, C.V., Colabuono, F.I., Taniguchi, S. and Montone, R.C., 2013. Persistent organic pollutants in bird, fish and invertebrate samples from King George Island, Antarctica. Antarctic Science, 25(4), pp.545-552.

Chase, M.E., Jones, S.H., Hennigar, P., Sowles, J., Harding, G.C.H., Freeman, K., Wells, P.G., Krahforst, C., Coombs, K., Crawford, R. and Pederson, J., 2001. Gulfwatch: Monitoring spatial and temporal patterns of trace metal and organic contaminants in the Gulf of Maine (1991–1997) with the blue mussel, Mytilus edulis L. Marine Pollution Bulletin, 42(6), pp.490-504..

Corsolini, S., 2009. Industrial contaminants in Antarctic biota. Journal of Chromatography A, 1216(3), pp.598-612.

Corsolini, S., Covaci, A., Ademollo, N., Focardi, S. and Schepens, P., 2006. Occurrence of organochlorine pesticides (OCPs) and their enantiomeric signatures, and concentrations of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in the Adélie penguin food web, Antarctica. Environmental Pollution, 140(2), pp.371-382.

Covaci, A., Gheorghe, A., Hulea, O. and Schepens, P., 2006. Levels and distribution of organochlorine pesticides, polychlorinated biphenyls and polybrominated diphenyl ethers in sediments and biota from the Danube Delta, Romania. Environmental pollution, 140(1), pp.136-149.

Curtean-Bănăduc, A. – 2016. Evaluarea și monitorizarea poluanților organici persistenți în ecosistemele de tip lotic Ghid Metodologic. Editura Universității “Lucian Blaga” din Sibiu.

Dabrowska, D., Kot-Wasik, A. and Namiesnik, J., 2004. The Importance of Degradation in the Fate of Selected Organic Compounds in the Environment. Part II. Photodegradation and Biodegradation. Polish Journal of Environmental Studies, 13(6).

Daly, G.L. and Wania, F., 2005. Organic contaminants in mountains. Environmental science & technology, 39(2), pp.385-398.

Megson, D., Reiner, E.J., Jobst, K.J., Dorman, F.L., Robson, M. and Focant, J.F., 2016. A review of the determination of persistent organic pollutants for environmental forensics investigations. Analytica chimica acta, 941, pp.10-25.

de Boer, J., Wester, P.G., Evers, E.H. and Udo, A.T., 1996. Determination of tris (4-chlorophenyl) methanol and tris (4-chlorophenyl) methane in fish, marine mammals and sediment. Environmental Pollution, 93(1), pp.39-47.

El-Shahawi, M.S., Hamza, A., Bashammakh, A.S. and Al-Saggaf, W.T., 2010. An overview on the accumulation, distribution, transformations, toxicity and analytical methods for the monitoring of persistent organic pollutants. Talanta, 80(5), pp.1587-1597. Ene A.M. 2014. Persistent organic pollutants (POPs): environment persistence and bioaccumulation poltential. Scientific Buletin „Mircea cel Bătrân” Naval Academy 17:7.

Folke, J. and Birklund, J. (1986): Danish coastal water levels od 2,3,4,6-tetraphenol, penta-chloropehnol and total organohalogens in blue mussels. Chemoshpere, 15:895-900.

Ferencz L., și Balog A. -2010. A pesticide survey in soil, water and foodstuffs from central Romania. Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences. 5(1): 11-118.

George JL, Frear DEH. Pesticides in Antarctica. J Appl Ecol. 1966; 3: 155–167.

Goutte A, Chevreuil M, Alliot F, Chastel O, Cherel Y, Eléaume M, et al. Persistent organic pollutants in benthic and pelagic organisms off Adélie Land, Antarctica. Mar Pollut Bull. 2013; 77: 82–89.

Gramatica P. și Papa E. 2007. Screening and Ranking of POPs for Glbal Half-Life: QSAR Approaches for Prioritization Based on /molecular Structure. Environmental Science & Technology. 41: 2833-2839.

Hendriks, A.J., H. Pieters and J. de Boer (1998). Accumulation of metals, polycyclic (halo-genated) aromatic hydrocarbons and biocides in zebramussel (Dreissena polymorpha) and in eel (Anguilla anguilla) of the rivers Rhine and Meuse, Environmental Toxicology and Chem-istry (in press).

Harrad, Stuart. Persistent organic pollutants. John Wiley & Sons, 2009.

Hong S., Lee K., Hou S., Hur S.D., Ren J., Burn L.J., Rosman K:J:R., Barbante C. și Boutron C.F. 2009. An 800-Year Record of Atmospheric As, Mo, Sn, and Sb in central Asia in High-Altitude Ice Cores from Mt. Qomolangma (Everest), Himalayas, Environmental Science & Technology. 43:8060-8065.

IKSR (1993): Statusbericht Rhein. Chemisch-physikalische und biologische untersuchungen bis 1991.Vergleich Istzustand 1990 – Zielvorgaben. Koblenz (Germany). Internationale Kommis-sion zum SChutze des Rheins.1-120.

Jacob J. 2013. A Review of the Accumulation and Distribution of Persistent organic pollutants (POPs) in the Environment. International Journal of Bioscience, Biochemistry and Bioinformatics. 657-661.

Jennings, J.G., Nys, R.d., Charlton, T.S., Duncan, M.W., and Steinberg, P.D. (1996): Phenolic compounds in the nearshore waters of Sydney, Australia. Mar.Freshwater Res. 47:951-959.

Jiao Ren, Xiaoping Wang, Chuanfei Wang, Ping Gong, Xiruo Wang, Tandong Yao, 2016. Biomagnification of persistent organic pollutants along a high-altitude aquatic food chain in the Tibetan Plateau: Processes and mechanisms. Environmental Pollution 220 (2017) 636-643.

Jürgens M.D., Johnson A.C., Jones K.C., Hughes D. și Lawlo, A.J. – 2013. The presence of EU priority substances mercury, hexachlorobenzene, hexachlorobutadiene and PBDEs in wild fish from four English rivers. Science of the Total Environment. 461: 441-452.

Kelly L. Smalling, Ashok D. Deshpande, Heather S. Galbraith, Beth L. Sharack, DeMond Timmons, Ronald J. Baker 2016. Regional assessment of persistent organic pollutants in resident mussels from New Jersey and New York estuaries following Hurricane Sandy; Marine pollution bulletin, 107 (2016) 432–441.

Klobučar, G. I. V., Štambuk, A., Pavlica, M., Sertić, P.M. Kutuzović, H., Hylland. 2010. Genotoxicity monitoring of freshwater environments using caged carp (Cyprinus carpio). Ecotoxicology 19:77–84.

Myrthe W. van den Dungen , Dieuwertje E. Kok , Anuschka Polder ,Ron L.A.P. Hoogenboom , Stefan P.J. van Leeuwen , Wilma T. Steegenga , Ellen Kampman , Albertinka J. Murk, 2016, Accumulation of persistent organic pollutants in consumers of eelfrom polluted rivers compared to marketable eel, Environmental Pollution 219, pp. 80-88;

Nacci, D.E., Cayulab S., Jackim E. 1996. Detection of DNA damage in individual cells from marine organisms using the single cell gel assay. Aquat. Toxicol. 35:197-210.

Nash SB. Persistent organic pollutants in Antarctica: current and future research priorities. J Environ Monit. 2011; 13: 497–504.

Posea G.-1982. Enciclopedia Geografică a României. București, 847 p.

Poulsen AH, Kawaguchi S, Kukkonen JVK, Leppanen MT, Nash SMB. Aqueous uptake and sublethal toxicity of p,p’-DDE in non-feeding larval stages of Antarctic krill (Euphausia superba). Environ Pollut. 2012; 160: 185–191.

Poulsen AH, Landrum PF, Kawaguchi S, Kukkonen JVK, Nash SMB. Dietary exposure of Antarctic krill to p,p’-DDE: Uptake kinetics and toxicological sensitivity in a key polar species. Environ Pollut. 2013; 175: 92–99.

Rigonato, J., Mantovani, M.S., Quinzani, J.B. 2005. Comet assay comparasion if different Corbicula fluminea (Mollusca) tissues for detection of genotoxicity. Genet. Mol. Biol. 28: 464-468.

Rinderhagen, M., Ritterhoff, J. & Zauke, G.P. 2000. Crustaceans as bioindicators. In Biomonitoring of polluted water: reviews on actual topics (A. Gerhardt, ed.). Trans Tech Publications; Environmental Research Forum, Uetikon, p. 161-194.

Riseborough RW, Reiche P, Peakall DB, Herman SG., Kirven MN, Polychlorinated biphenyls in the global ecosystem. Nature 1968; 220: 1098–1102.

Roosens, L., Van Den Brink, N., Riddle, M., Blust, R., Neels, H. Covaci, A. 2007. Penguin colonies as secondary sources of contamination with persistent organic pollutants. Journal of Environmental Monitoring, 9, 822–825.

Russo, C., Rocco, L., Morescalchi, M.A., Stingo, V. 2004. Assessment of environmental stress by the micronucleus test and the comet assay on the genome of teleost populations from two natural environments. Ecotoxicol. Environm. Saf. 57:168-174.

Schiavone A, Corsolini S, Borghesi N, Focardi S. Contamination profiles of selected PCB congeners, chlorinated pesticides, PCDD/Fs in Antarctic fur seal pups and penguin eggs. Chemosphere 2009; 76: 264–269.

Sericano, J.L., Wade, T.L., Jackson, T.J., Brooks, J.M., Tripp, B.W., Farrington, J.W., Mee, L.D., Readman, J.W., Villeneuve, J.P., Goldberg, E.D., 1995. Trace organic contamination in the Americas: an overview of the US National Status and Trends and the International ‘Mussel Watch’ programs. Mar. Pollut. Bull. 31, 214–225.

Sericano, J.L., Wade, T.L., Brooks, J.M., Atlas, E.L., Fay, R.R., and Wilkinson, D.L. (1993): Na-tional status and trends mussel watch program chlordane-related compounds in Gulf of Mex-ico oysters 1986-9 Environmental Pollution, 82:23-32.

Simonich SL, Hites RA. Global distribution of persistent organochlorine compounds. Science 1995; 269: 1851–1854.

Sladen WJL, Menzie CM, Reichel WL. DDT Residues in Adelle penguins and crab eater seal from Antarctica. Nature 1966; 210: 670–673.

Sobek A, McLachlan MS, Borgå K, Asplund L, Lundstedt-Enkel K, Polder A, et al. A comparison of PCB bioaccumulation factors between an arctic and a temperate marine food web. Sci Total Environ. 2010; 408: 2753–2760.

Sørmo EG, Salmer MP, Jenssen BM, Hop H, Bæk K, Kovacs KM, et al. Biomagnification of polybrominated diphenyl ether and hexabromocyclododecane flame retardants in the polar bear food chain in Svalvard, Norway. Environ Txicol Chem. 2006; 25: 2502–2511.

Stephansen DA, Svendsen TC, Vorkamp K, Frier JO. Changes in patterns of persistent halogenated compounds through a pelagic food web in the Baltic Sea. Mar Environ Res. 2012; 73: 17–24.

Tartu S. Angelier F. Wingfield JC, Bustamante P, Labadie P, Budzinski H, et al. Corticosterone, prolactin and egg neglect behavior in relation tomercury and legacy POPs in a long-lived Antarctic bird. Sci Total Environ. 2015; 505: 180–188.

Tatton JOG, Ruzicka JH. Organochlorine Pesticides in Antarctica. Nature 1967; 215: 346–348.

Taylor, W.D., J.H. Carey, D.R.S. Lean and D.J. McQueen (1991). Organochlorine concentra-tions in the plankton of lakes in Southern Ontario and their relationships to plankton biomass. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 48: 1960-1966.

Tomy GT, Pleskach K, Oswald T, Halldorson T, Helm PA, Macinnis G, et al. Enatioselective bioaccumulation of hexabromocyclododecane and congener-specific accumulation of brominated diphenyl ethers in an Eastern Canadian Arctic marine food web. Environ Sci Technol. 2008; 42: 3634–3639.

Van Hattum, B., P. Leonards, I. Burgers en B. van der Horst (1993). Microverontreinigin-gen in organismen uit de Nieuwe Merwede en de Dordtse Biesbosch – Nader Onder-zoek Nieuwe Merwede. Rapport nr. E-92/19. Instituut Voor Milieuvraagstukken, Vrije Universiteit. Am-sterdam (in Dutch).

Wania F. și Mackay D. 1996. Peer Reviewed: Tracking the Distribution of Persistent organic pollutants. Environmental Science & Technology. 30:390A-396A.

Wang X., Gong P., Wang C., Ren J. și Yao T. – 2016. A review of current knowledge and future prospects regarding persistent organic pollutants over the Tibetan Plateau. Science of the Total Environment. 573: 139-154.

Wilson J., Berntsen H.F., Zimmer K.E., Frizzell C., Verhaegen S., Ropstad E. și Connolly L. 2016. Effects of defined mixtures of persistent organic pollutants (POPs) on multiple cellular responses in the human hepatocarcinoma cell lne, HepG2, using high content analysis screening. Toxicology and Applied Pharmacology. 294: 21-31.

Xu, J., Kang, S.C., 2010. Aquatic ecology in Lake Nam Co, Tibetan Plateau: current awareness and perspective. Ecol. Sci. 29 (3), 298e305 (in Chinese with English abstract).

Yang R., Wang Y., Li A., Zhang Q., Jing C., Wang T., Wang P., Li Y. și Jiang G. – 2010. Organochlorine pesticides and PCBs in fish from lakes of the Tibetan Plateau and the implications. Environmental Pollution. 158(6): 2310-2316.

Yu M., Luo X.-J., Wu J.-P., Chen S.-J. și Mai B.-X. – 2009. Bioaccumulation and trophic transfer of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in biota from the Pearl River Estuary, South China. Environment International. 35: 1090-1095.

*Legea Nr. 261 din 16 iunie 2004 pentru ratificarea Convenției privind poluanții organici persistenți, adoptată la Stockholm la 22 mai 2001 Monitorul Oficial nr. 638 din 15 iulie 2004.

Site 1: http://chm.pops.int/ accesat 02.07.2018

Site2:http://www.arcgis.ro/tiny_mce/plugins/imagemanager/files/Harta_bazin_Mures.jpg accesat 02.07.2018

Site 3: http://mmediu.ro/ accesat 02.07.2018