Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat [631283]

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
3
CUPRINS

Introducere 4
1. Specia invazivă. Definiții. Generalități 8
1.1. Definiții ale speciei invazive 17
1.2. Caractere generale ale speciilor invazive 23
1.3. Scări de abordare a cercetării speciilor invazive 24
1.4. Concepte și noțiuni refe ritoare la speciile invazive 27
1.5. Probleme cauzate de speciile invazive 30
2. Impactul ecologic și economic al speciilor invazive 32
2.1. Impactul ecologic al speciilor de plante invazive 32
2.1.1. Dezechilibrul ecologic – condiția necesară pent ru
dezvoltarea speciilor vegetale invadatoare 33
2.1.2. Efectul invaziei asupra principalelor elemente ale
unui ecosistem 36
2.2. Impactul economic al speciilor de plante invazive 39
3. Invazibilitatea ecosistemelor și invazivitatea speciilor 41
3.1. Invazibilitatea – o caracterisitică a ecosistemelor 41
3.2. Invazivitatea – o caracteristică a speciilor 50
4. Caracterizarea invaziei plantelor 55
4.1. Etapele invaziei plantelor 55
4.1.1. Introducerea speciilor de plante invazive 56
4.1.2. Co lonizarea speciilor de plante invazive 57
4.1.3. Naturalizarea speciilor de plante invazive 60
4.2. Faza de latență speciilor 62
5. Prognoza invaziei speciilor 64
6. Specii invazive răspândite în pajiștile din Banat 67
7. Ambrosia artemisiifolia L. – specie invazivă 97
7.1. Generalități. Taxonomie. Morfologie 97
7.1.1. Generalități 97
7.1.2. Origine și răspândire 98
7.1.3. Taxonomie 102
7.1.4. Morfologie 104
7.1.5. Biologia speciei 109
7.1.6. Ecologia speciei 111
7.2. Impactul speciei A. artemisiifolia L. 113
7.2.1. Impactul asupra sănătății – alergiile 113
7.2.2. Impactul asupra mediului 115
7.2.3. Impactul economic 117
7.3. Combaterea speciei Ambrosia artemi siifolia 118
Bibliografie 125

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
4

Introducere

Starea actuală a pajiștilor din Banat, ca de altfel și a majorității
pajiștilor din România, este influențată profund de practicile agricole din
perioada comunistă, dar și din perioada actuală, deoarece du pă 1989 multe
dintre aceste suprafețe au fost utilizate nerațional sau abandonate.
De asemenea și numărul de animale care folosesc pajiștea a
scăzut drastic. Aceste condiții au determinat modificări profunde în structura
vegetației multor pajiști din țară. Astfel au apărut condiții favorabile pentru
răspândirea unor specii cu caracter invaziv care dăunează vegetației
valoroase inițiale, unele din acestea chiar ajungând să domine în covorul
vegetal.
Speciile invazive concurează agresiv pentru elemente nutrit ive,
apă, lumină și spațiu speciile dorite din pajiște.
Speciile de plante invazive sunt fie străine, fie native (autohtone).
Potențialul acestora de a ocupa nișa ecologică a altor specii este determinat
de condițiile staționale favorabile. Acestea se man ifestă prin afectarea unuia
sau mai multor factori naturali (abiotici și biotici), schimbare determinată și
de modificarea presiunii unora dintre factorii antropici (utilizare, fertilizare,
lucrări de îngrijire) care pot influența compoziția floristică a u nei pajiști
permanente.
Ecosistemele perturbate au un potențial de invazibilitate ridicat.
Astfel de ecosisteme sunt și pajiștile luate în discuție deoarece echilibrul
acestora a fost modificat de exploatarea nerațională (acestea fiind în
general subexplo atate) și din lipsa lucrărilor de bază necesare pentru
întreținerea și utilizarea lor.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
5
Invazia plantelor este dificil de înțeles și de controlat, dacă
procesele și factorii care intervin nu sunt suficient cunoscuți.
Aflarea elementelor dominante care dete rmină succesul invaziei la
orice scară, și eforturile privind combatea acestora, ar trebui să ajute la
creșterea eficienței controlului acestui fenomen.
Prognozarea este relativ ușor de realizat, dar în același timp este
dificil de demonstrat. Ecologia inv aziei este un domeniu tânăr și multe din
previziunile a priori au fost făcute prea recent pentru ca noi să ne putem da
seama de acuratețea lor (PYŠEK, P., 2001).
Impactul ecologic și economic al speciilor invazive se simte de la
nivel local la scară global ă. Oamenii de știință, proprietarii de teren, și
publicul în general devine tot mai conștient asupra impactului acestui
fenomen. Invazia ecologică fiind considerată a doua amenințare serioasă
pentru habitatele naturale, după fragmentarea și pierderea acest ora
(RANDALL 1996 citat de KELLY SUSAN, 2003).
Rolul dezechilibrelor din ecosisteme asupra promovării speciilor de
plante invazive este esențial.
Dintre agenții naturali care determină dezechilibrul ecosistemelor
și care determină creșterea incidenței in vaziei, cei mai importanți sunt:
erupțiile vulcanice, incendiile, suprapășunatul și subpășunatul (PAUCHARD,
A., 2002).
În România doar 6,6% din suprafața de pajiști nu este afectată de
procesele de degradare.
Cele mai mari suprafețe sunt afectate de erozi uni și alunecări
(60%). Excesull de umiditate, alcalinitatea, afectează fiecare 10 % sau mai
puțin din suprafața totală. De reținut cele 379 000 ha la care roca mamă
este la suprafață și care sunt de fapt pajiști total degradate (MOISUC, A. et
ÐUKIČ, D., 2 002).
Și în județul Timiș și limitrofe situația este asemănătoare doar că
mărimea suprafețelor afectate de diferite procese de degradare diferă în

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
6
funcție de specificul reliefului județului respectiv. Astfel în județul Caraș –
Severin 81,1 % din pajiști sunt supuse eroziunii, în Timiș 35,5 % din pajiște
suferă de exces de umiditate, în Hunedoara pe 21,1 % din pajiște roca
mamă este la suprafață ș.a.m.d. (MOISUC, A. et ÐUKIČ, D., 2002).
Producțiile realizate pe pajiștile din România, în cea mai mare
parte sunt cu mult sub potențialul natural, din cauza multiplelor probleme
prezentate anterior.
Cea mai mare parte a pajiștilor permanente din România sunt
pajiști naturale secundare (cca. 4,5 milioane ha, față de pajiștile naturale
primare care reprezintă 100.000 h a). Aceste pajiști naturale secundare
trebuie să fie întreținute prin activitate umană, altfel vegetația tinde să se
modifice (după MOISUC, A. et ĐUKIČ , D., 2002).
Toate elementele de degradare afectează ecosistemele în cauză,
implicit și comunitățile veg etale ierboase din acestea, oferind condiții
prielnice pentru dezvoltarea și proliferarea speciilor invazive.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
7

Specia invazivă. Definiții. Generalități

Studiile asupra speciilor invazive fac în prezent obiectul unor noi
direcții de cercetare c are au dus la apariția unei noi ramuri a ecologiei, și
anume ecologia invaziei, în concordanță cu problematica actuală a
ecosistemelor, care suferă modificări profunde datorită activității directe sau
indirecte a omului asupra lor. Chiar dacă în multe cazu ri schimbările sunt
aproape imperceptibile trebuie sesizat fiecare amănunt deoarece în timp
implicațiile sunt de cele mai multe ori dezastruoase, iar rezultatele
ireversibile ( DUKES, J.S et MOONEY, H.A., 1999; REJMANEK, 1995).
Ecosistemele pot fi perturbat e prin prezența speciilor invadatoare și
colonizatoare. Planta invazivă este aceea care se înmulțește, în
dezavantajul celorlalte specii de plante, datorită unui factor ecologic
favorabil natural sau antropic.
Importanța studierii speciilor invazive este d ată de faptul că
problematica acestora este foarte puțin studiată în România. Studiile de
acest tip sunt deosebit de complexe datorită caracterului lor interdisciplinar,
astfel fiind necesare cunoștințe de ecologie, botanica, fitocenologie etc.
Studiile as upra speciilor invazive fac în prezent obiectul unor noi direcții de
cercetare care au dus la apariția unei noi ramuri a ecologiei, și anume
ecologia invaziei, în concordanță cu problematica actuală a ecosistemelor,
care suferă modificări profunde datorită activității directe sau indirecte a
omului asupra lor. Chiar dacă în multe cazuri schimbările sunt aproape

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
8
imperceptibile trebuie sesizat fiecare amănunt deoarece în timp implicațiile
sunt de cele mai multe ori dezastruoase, iar rezultatele ireversibile. Pe plan
internațional studiile de acest tip au devenit obișnuite deoarece s -au
demonstrat științific o serie de aspecte legate de aceste specii, dar cu toate
acestea sunt încă insuficiente deoarece impactul speciilor invazive este un
fenomen global ( http://www.invasive -species.ro/prezentare.html , consultat la
11.02.2011).
Plantele invazive anuale ocupă, de obicei, zone libere, în timp ce
plantele invazive perene pot elimina speciile indigene; a ceste specii pot
deveni un factor ecologic perturbator pentru vegetație, scăzând
biodiversitatea.
Inventarul DAISIE enumeră 10 822 de specii neindigene în Europa.
În timp ce nu toate sunt invazive, se estimează că aproximativ 10 -15 %
constituie o amenințar e potențială pentru biodiversitatea din Europa.
Agenția Europeană de Mediu a elaborat o listă cu cele 163 cele mai
dăunătoare specii alogene invazive care amenință ecosistemele din Europa.
Începând cu 1950, în fiecare an mai apare cel puțin încă o astfel d e specie
și nu există semne că rata ar scădea.
Majoritatea speciilor invazive sunt originare din America de Nord și
Asia.
Cu toate acestea, un număr semnificativ de specii, care își au
originea într -o anumită regiune europeană, au fost transportate către a lte
regiuni ale continentului.
Piața unică europeană și călătoriile fără frontiere susțin acest
fenomen (http://ec.europa.eu/environment/pub s/pdf/factsheets/Invasive%20
Alien%20Species/Invasive_Alien_RO.pdf , consultat la 28.04.2011).
Fenomenul de invazie apare în habitatele în care competiția dintre
specii este scăzută sau este slăbită de intervenția omului
(http://www.dmmt.ro/uploads/files/arbori_arbusti/Ambrosia%20artemisiifolia.
pdf, consultat la 30.07.2011).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
9
Dintre toate categoriile de organisme invazive străine care au
incidență în Europa, plantele terestre reprezintă cel mai numeros grup (fig.
1.1).

Fig. 1.1. Numărul de specii invazive cu incidență în Europa în 2008 pe categorii de
organisme ( http://www.europe -aliens.org/images/graphs/envgroupCount.png ,
consultat la 24.06.2011)

În ceea ce privește situația țărilor europene din punct de vedere al
numărul de specii de pla nte terestre străine, situația țării noastre este foarte
bună în comparație cu țări precum Belgia sau Marea Britanie care au cel
mai mare număr de specii de plante terestre străine, după cum reiese din
figura 1.2.
O plantă invazivă este caracterizată de: m odalități rapide de
propagare, producerea a numeroși germeni anual, mijloace de reproducere
vegetativă, creștere rapidă, lipsa dăunătorilor și a consumatorilor erbivori.
Globalizarea și dezvoltarea transporturilor, a comerțului și a
turismului au furnizat oportunități ca speciile să fie răspândite accidental sau
deliberat.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
10

Fig. 1.2. Situația numărului de specii de plante terestre străine în Europei pe țăr i
(http://www.europe -aliens.org/images/graphs/countryCountTP.png , consultat la
24.06.2011)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
11
Frecvent semințe sau fragmente din corpul vegetativ al unor plante
străine ajung prin intermediul mărfurilor la distanțe mari de locul de origine.
Degradarea habitatelor naturale, ecosistemelor și câmpurilor
agricole, care a avut loc în întreaga lume, a făcut să fie mult mai ușor pentru
speciile străine să se stabilească și să devină invaz ive.
Schimbarea climatică globală este, de asemenea, un factor
semnificativ care contribuie la răspândirea și stabilirea speciilor invazive
străine. Una dintre cele mai întâlnite plante invazive este Ambrosia
artemisiifolia (http://www.dmmt.ro/uploads/files/arbori_arbusti/Ambrosia%20a
rtemisiifolia.pdf , consultat la 30.07.2011).
Analizând calea de pătrundere a speciilor străine pe continentul
european, cele mai multe specii au fost introduse ca ornamentale, acestea
fiind urmate de cele introduse accidental, respectiv neintenționat, după cum
se poate observa din figura 1.3.
Alte căi de introducere a speciilor de plante terestre străine în
Europa sunt: agricultura, mărf uri contaminate, animale sălbatice sau
domestice importate, silvicultura, horticultura, hibrizi, eliberarea intenționată,
minereuri contaminate, dispersie naturală, semințe contaminate,
transporturile, de asemenea modalitatea de introducere a unora este
necunoscută.
Speciile de plante invazive sunt fie străine, fie native (autohtone).
Potențialul acestora de a ocupa nișa ecologică a altor specii este determinat
de condițiile staționale favorabile. Acestea se manifestă prin afectarea unuia
sau mai multor fac tori naturali (abiotici și biotici), schimbare determinată și
de modificarea presiunii unora dintre factorii antropici. Impactul ecologic și
economic al speciilor invazive se simte de la nivel local la scară globală.
Oamenii de știința, proprietarii de ter en, dar și publicul larg devine tot mai
conștient de acest fenomen. Invazia ecologică este considerată a doua
amenințare gravă pentru habitatele naturale sau seminaturale, după
fragmentarea și pierderea acestora ( http://www.invasive –

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
12
species.ro/rezumat.html , consultat la 11.02.2011).

Fig. 1.3. Clasificarea numărului de specii de plante străine în fu ncție de modul de
introducere în Europa ( http://www.europe -aliens.org/images/graphs/pathwayTP.png ,
consultat la 24.06.2011)

Programul global privind speciile străine invazive – Glob al Invasive
Species Programme (GISP) – promovează cooperarea interregională cu
privire la speciile străine invazive, publicând totodată o strategie globală
privind speciile străine invazive ( Global Strategy on Invasive Alien Species )
și un protocol privind cele mai bune practici de prevenire și management al
situațiilor create de noile specii invazive ( Toolkit of Best Prevention and
Management Practices ). Convenția asupra Diversității Biologice (CDB)
identifică speciile străine invazive ca una din problemel e interdisciplinare de
maximă importanță. Această convenție internațională cere părților
cosemnatare să prevină introducerea, să țină sub control iar în măsura
posibilităților să realizeze eradicarea speciilor invazive cu impact major

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
13
asupra ecosistemelor, habitatelor sau speciilor indigene (Art. 8 h). În anul
2002 a fost adoptată la conferința părților semnatare a CDB o decizie și o
serie de principii de bază. Aceasta decizie cere părților semnatare să
trateze cu prioritate problema speciilor străine invaz ive și să elaboreze
strategii și planuri de acțiune naționale și regionale în ideea de a
implementa principiile promovate de CDB
(http://www.ecoportal.ro/modsis/introducere.php , consultat la 2 9.03.2011).
Planul de acțiune al UE din 2006 privind biodiversitatea a evidențiat
problema speciilor invazive, iar bilanțul intermediar al progreselor realizate a
identificat necesitatea urgentă de a elabora o strategie la nivel european. În
prezent, în ti mp ce o serie de regiuni din Europa au adoptat măsuri
legislative relevante și au elaborat programe în acest sens, alte state
membre nu dispun nici de legislație și nici de planuri la nivel național.
Măsurile izolate nu vor fi eficiente. În trecut, nu a ex istat o abordare
comună, astfel că, în 2008, Comisia Europeană a publicat o comunicare
intitulată „ Către o strategie comunitară privind speciile invazive ”. Este
consimțit la nivel internațional faptul că problema presupune o abordare în
trei etape:
 Preve nirea este cea mai ieftină și cea mai eficientă
abordare și presupune controale mai stricte la frontiere
și un schimb de informații la nivel regional, național și
internațional.
 Din momentul aclimatizării speciilor invazive,
eradicarea reprezintă cea mai eficientă măsură.
Pentru a acoperi suprafețe vaste, astfel de acțiuni
necesită coordonare și finanțare la nivel central.
 În cazul în care eradicarea nu este posibilă, sunt
necesare măsuri de izolare și de control pe termen
lung pentru a stopa răspândirea î n continuare a
speciilor invazive. În rezolvarea acestor probleme,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
14
autoritățile locale se află deseori în linia întâi și prin
urmare au nevoie de sprijin
(http://ec.europa.eu/environment/pubs/pdf/factsheets/I
nvasive%20Alien%20Species/Invasive_Alien_RO.pdf ,
consultat la 28.04.2011 ).
Deși nu toate speciile alogene sunt dăunătoare, potrivit principiului
precauției toate speciile alogene trebuie să fie identificate, iar autoritățile
trebuie să fie pregătite să răspundă rapid și să soluționeze problemele.
Detectarea timpurie și răspunsul rapid sunt acțiunile cele mai eficiente din
punct de vedere economic și cu cel mai ridicat potențial de reușită
comparativ cu acțiunile adoptate după stabilizarea unei specii.
Informațiile și inițiativele de cercetare precum DAISIE, ALARM și
NOBANIS joacă un rol important în dezvoltarea de sisteme de avertizare
timpurie privind speciile alogene invazive.
Sensibili zarea populației cu privire la speciile invazive reprezintă o
parte importantă a acestei lupte. Comisia a efectuat recent o consultare
publică care a primit 880 de răspunsuri, trei sferturi dintre acestea provenind
de la persoane fizice.
Studiul evidențiaz ă sprijinul amplu în vederea luării de măsuri la
nivelul Uniunii Europene.
Aproximativ 91 % dintre respondenți au fost de acord cu privire la
necesitatea urgentă de a adopta măsuri noi pentru a preveni răspândirea
acestor organisme. Nouă din zece persoane au dorit un sistem european de
avertizare timpurie și 86 % au considerat că statele membre ar trebui să fi e
obligate prin lege să ia măsuri. Cei mai mulți respondenți (90 %) au văzut în
lipsa sensibilizării populației un impediment și au considerat impor tantă
creșterea gradului de conștientizare publică cu privire la acest aspect (77
%). UE folosește aceste rezultate în dezvoltarea politicii sale.
În 2002, părțile la Convenția Națiunilor Unite privind Diversitatea
Biologică (CBD) au convenit asupra unei a bordări globale cuprinzătoare în

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
15
ceea ce privește problema speciilor invazive. Acestea au solicitat guvernelor
să crească gradul de sensibilizare, să implice comunitățile și să colaboreze
cu țările învecinate. Prevenirea deplasărilor internaționale ale spe ciilor
alogene invazive și coordonarea unui răspuns prompt și eficient în ceea ce
privește invaziile va necesita cooperare și colaborare între guverne,
sectoare economice, ONG -uri, organizații înființate în temeiul tratatelor
internaționale și publicul lar g.
ONU a ales speciile alogene invazive ca temă pentru Ziua Anuală
Internațională a Diversității Biologice, din 22 mai 2009 ( http://ec.eur opa.eu/
environment/pubs/pdf/factsheets/Invasive%20Alien%20Species/Invasive_Ali
en_RO.pdf , consultat la 28.04.2011 ).
Convenția de la Berna, ratificată de 38 de state europene cere
statelor cosemnatare să controleze strict introducerea de specii străine
invazive (Art. 11.2.b). O serie de măsuri în vederea unei implementări
accelerate a acestui articol au fost luate, acestea incluzând adoptarea de
către Comitetul Director a unor recomandări de ordin general privind speciile
străine invazive și problemele spe cifice ridicate de acestea, editarea de
rapoarte pe această temă, organizarea de întâlniri de lucru pe aceasta temă
sau crearea unor grupe de experți în domeniul speciilor invazive.
Cu toate aceste măsuri de ordin administrativ, atât la nivel European cât și
la nivel național, măsurile luate în ceea ce privește speciile străine invazive
sunt mult în urma altor regiuni ale globului unde au fost dezvoltate strategii
de abordare a problemelor produse de speciile străine invazive în mod
holistic. Cu toate că E uropa în sine are o serie de caracteristici specifice de
natură să producă dificultăți în modul de abordare a problemei speciilor
invazive, aceasta nu ar trebui sa fie un motiv pentru amânarea măsurilor
care trebuiesc luate.
Impactul multor specii străine invazive ar putea fi redus dacă
statele europene ar aplica în mod uniform măsurile de prevenire și control a
speciilor străine invazive. Multe din problemele acute create de unele specii

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
16
străine invazive la nivel european pututeau fi prevenite dacă la niv el
European ar fi existat o abordare unitară și rapidă în ceea ce privește
avertizarea și prevenirea impactului speciilor invazive.
Starea actuală de inactivitate față de situația speciilor străine
invazive din marea majoritate a statelor europene reprezi ntă o amenințare
pentru biodiversitatea regională, sănătatea publică și economie. În perioada
actuală, este esențială dezvoltarea unei cooperări eficiente la nivel național
și regional în ideea de a preveni și diminua impactul speciilor străine
invazive ( http://www.ecoportal.ro/modsis/introducere.php , consultat la
29.03.2011 ).

1.1. Definiții ale speciei invazive

Definiția speciilor invazive sau invadatoare nu este unitară. Cei mai
mulți autori de finesc o plantă invazivă ca fiind o specie introdusă într -o arie
din afara celei de origine și în care aceasta este capabilă să se reproducă
prolific. Acestea se mai numesc plante străine, exotice, non -native,
introduse sau non -indigene ( DUKES, J.S., 2000; DUKES, J.S et MOONEY,
H.A., 1999; HOBBS, R .J., 2000; LEE, C.E. , 2002; LEVINE, J.M. , 2000;
MACK, M.C. et D’ANTONIO, C.M., 199 8; MACK, R.N. et al ., 2000,
NATHAN, R. et MÜLLER -LANDAU, H.C., 2000; REJMANEK, M. et
RICHARDSON, D.M., 19 96; SAX, D.F. et BROWN, J. M., 2000; SHEA, K. et
CHESSON, P., 2002; T ILMAN, D., 1997; VIT OUSEK, P.M., 1990;
WILLIAMSON, M. et FITTER, A., 1996).
În 1995, PYŠEK a făcut o recenzie a definițiilor speciei invazive
găsind următoarele precizări:
 o specie străină într -un habitat semi -natural (MACDONALD
et al., 1989);

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
17
 o specie nativă sau străină care intră într -un nou habitat
(MACK, 1985; GOUYON, 1990);
 o specie nativă sau străină a cărei populații este în creștere
(JOENJE, 1987; MOONEY et DRAKE, 1989; LE FLOCH et
al., 1990);
 orice specie străină a cărei populații este în creștere
(PRACH et WADE, 1992; BINGELLI, 1994; REJMANEK,
1995);
 orice specie străină (KOWARIK, 1995).
Se poate remarca astfel faptul că unii autori (MACK, 1985;
GOUYON, 1990; JOENJE, 1987; MOONEY et DRAKE, 1989; LE FLOCH
et al., 1990) promovează ideea că o specie invazivă poate fi nativă.
În 1999, BARBOUR et al . a definit buruienile ca f iind „plante
invazive non -native” și a făcut distincția între „plantele invazive” care
invadează doar habitatele naturale sau pe cele slab perturbate, și „plante
dăunătoare” care se asociază cu terenurile agricole și cu zonele naturale
gestionate de om.
Termenii invadator, colonizator și buruiană sunt adesea folosiți
în manieră contradictorie (Fig.1.4 ). Distincția dintre aceștia este subtilă și
rezultă din puncte de vedere diferite (BOOTH, B.D. et al., 2003).
Din punctul de vedere al lui REJMÁNEK (1995), sp eciile invazive
sunt specii introduse într -un habitat non -nativ, speciile colonizatoare sunt
cele care reușesc să se instaleze după dezechilibru, iar buruienile se referă
la utilizarea terenului agricol. Acești termeni se suprapun destul de mult,
deoarece o plantă poate fi încadrată în una dintre aceste definiții, dar de
asemenea poate fi introdusă în toate aceste categorii.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
18

Fig.1.4 Speciile invazive, speciile colonizatoare și buruienile din diferite puncte de
vedere (BOOTH, B.D. et al., 2003 după REJMÁN EK, M., 1995)

Terminologia recomandată în ecologia invaziei plantelor (tabelul
1.1) a fost inițial pusă la punct de un colectiv de cercetători de marcă din
domeniu de pe mai multe continente în anul 2000 în lucrarea „ Naturalization
and invasion of alien p lants: concepts and definitions ” (RICHARDSON D.M.
et al., 2000).
Tabelul 1.1
Terminologia recomandată în ecologia invaziei plantelor
(RICHARDSON, D.M. et al., 2000)
Plantă străină Unitatea taxonomică vegetală dintr -o arie dată a cărei
prezență în acel l oc este datorată introducerii
intenționate sau accidentale ca rezultat al activității
umane (sinonime: plante exotice, plante non -native,
plante neindigene).
Unii autori sugerează că distincția trebuie făcută între
plantele non -native introduse de om în ti mpuri
preistorice și cele care au sosit recent. De exemplu în
Europa centrală, „arheofitele” și „neofitele” se referă la
taxonii introduși înainte și respectiv după 1492
(MANDÁK et PYŠEK, 1998). În alte părți ale lumii (ex:
Australia; KLOOT, 1987), este fă cută uneori distincție
între taxonii sosiți înainte și după colonizarea
europeană. La o scară temporală de decenii
(necesară pentru ceea ce tratăm noi), cazurile
introducerii de taxoni printr -un agent care nu e asociat
cu activitatea umană (ex: prin seminț e atașate de

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
19
penele păsărilor migratoare, sau prin dispersie pasivă
cu ajutorul vânturilor puternice sau prin intermediul
curenților marini) sunt foarte rare (ex:(re)colonizarea
spontană a Insulelor Krakatau; WHITTAKER et al .,
1989). Astfel de evenimente a u fost tratate ca
fenomene naturale. Cât de departe trebuie să se fi
deplasat un taxon încât acestă să poată fi numit
rezonabil „străin”? Este clar „> 100 km” reprezintă o
aproximație estimativă. Unii taxoni sunt notați ca
„străini” în localități în care p opulațiile native se
găsesc la circa 100 km (ex: Phragmites australis în
West Virginia; HUTTON et CLARKSON, 1961). Cu
toate acestea, 100 km, din punctul nostru de vedere,
pot fi folosiți ca delimitare în majoritatea cazurilor. În
unele circumstanțe, distan țele critice scurte pot fi luate
în considerare (ex: 30 km, deoarece 32 km separă
Marea Britanie de continentul european). Taxonii pot fi
străini pentru continente, insule, bio – sau eco -regiuni,
state sau județe.

Plante străine
ocazionale Plantele străin e care pot crește luxuriant și chiar să
se reproducă ocazional într -o arie, dar care nu
formează populații auto -înlocuitoare, și care se
bazează pe introducerea repetată pentru persistența
lor (include taxonii denumiți în literatura de specialitate
„hoinar i”, „pasageri”, evadați ocazionali” sau
„persistenți după cultivare”, și corespund termenului
„adventiv” utilizat de DE CANDOLE (1855, p. 643).
Termenul „adventiv” a fost utilizat mai târziu în sens
mult mai restrâns ( ocazional + naturalizat ) de mulți
autori (ex: MÜHLENBACH, 1979; BURDA, 1991;
PROVOST, 1998).

Plante
naturalizate Plantele străine care se reproduc consistent
(comparativ cu plantele străine ocazionale ) și susțin
populații de -a lungul a mai multor cicluri de viață fără
intervenția directă a omului (sau în ciuda intervenției
omului); acestea adesea generează liber urmași, de
obicei aproape de plantele adulte, și nu invadează
întotdeauna ecosistemele naturale, seminaturale sau
antropice.

Plante invazive Plantele naturalizate care produc lăsta ri generativi,
adesea în număr foarte mare, la distanțe

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
20
considerabile de plantele parentale (scară
aproximativă: > 100 m < 50 ani de la răspândirea
taxonului prin semințe sau alte propagule; > 6 m/3 ani
pentru taxonii răspândiți prin rădăcini, rizomi, stol oni
sau tulpini târâtoare), și astfel au un potențial de
răspândire pe o arie considerabilă.
O potențială complicație a acestei definiții se referă la
taxonii care s -au răspândit în prealabil, dar nu se
răspândesc în prezent deoarece toate habitatele
adecv ate și toate peisajele au fost deja ocupate. Astfel
de taxoni trebuie de asemenea numiți invazivi
deoarece eradicarea locală va conduce fără îndoială
la re-invadare.
Termenul propagule se aplică de asemenea și pentru
plantele dioice care se reproduc prin p ropagule
vegetative (ex: Salix spp. Prin ramuri rupte;
HENDERSON, 1991; HUSSEY et al ., 1997). Pentru
taxonii dioici care se bazează exclusiv pe înmulțirea
prin semințe, termenul se aplică „< 50 de ani” după
introducerea ambelor sexe.

Buruieni Plante (nu neapărat străine ) care cresc în locuri în
care nu sunt dorite și care de obicei au efecte
economice sau ecologice detectabile (sinonime:
dăunători vegetali, specii vătămătoare, plante
problemă). „Buruienile de mediu” sunt taxoni de
plante străine care inva dează vegetația naturală, cu
efecte negative asupra biodiversității native sau/și
asupra funcționării ecosistemului (HUMPRIES et al.,
1991; RANDALL, 1997).
Plante
transformatoare O diviziune a plantelor invazive care schimbă
caracterul, condiția, forma sa u natura ecosistemelor
pe o arie substanțială odată cu extinderea acelui
ecosistem.
Transformatorii sunt toți acei taxoni care au impact
clar în ecosistem. Pot fi distinse câteva categorii de
transformatori: (a) utilizatori excesivi ai resurselor (apă
– Tamarix spp., Acacia mearnsii ; lumină – Pueraria
lobata, Rubus armeniacus ; apă și lumină – Arundo
donax ; lumină și oxigen – Salvinia molesta; Eichornia
crassipes ); (b) donori de resurse limitante (azot –
Acacia spp., Lupinus arboreus, Myrica faya, Salvinia
molesta ); (c) promotori/supresori de incendii
(promotori – Bromus tectorum, Malaleuca

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
21
quinquinervia, Melinis minutiflora ; supresori – Mimosa
pigra ); (d) promotori ai eroziunii ( Andropogon
virginicus – în Hawaii, Impatiens glandulifera în
Europa); Colonizat ori ai limbilor de pământ noroios
acoperit de maree în timpul fluxului și stabilizatori ai
sedimentelor ( Rhizophora mangle, Spartina spp.); (g)
acumulatorii de litieră ( Eucalyptus spp., Lepidium
latifolium, Pinus strobus, Taeniatherum caput –
medusae ); (h) a cumulatorii/ redistribuitorii de săruri
(Mesembryanthemum crystallinum, Tamarix spp.)

Lucrarea menționată are scopul de a elimina confuzia existentă în
literatura de specialitate, în domeniul ecologiei invaziei plantelor, între
termenii „naturalizat” și „invaziv” și conceptele asociate cu acești termeni.
BOOTH et al. (2003) face următoarele precizări când definește
speciile invazive și caracteristicile invaziei:
 invazia este expansiunea geografică a unei specii într -o
arie vecină care nu a fost ocupată an terior de aceasta, pot
fi invazive atât speciile non -native cât și cele native;
 multe invazii eșuează deoarece specia nu posedă seria de
însușiri necesare dispersiei, instalării, reproducerii și
răspândirii într -un habitat;
 există trei caracteristici ale h abitatului care favorizează
invazia în general, acestea fiind perturbarea (dezechilibrul),
biodiversitatea scăzută și disponibilitatea mare a
resurselor;
 impactul invaziei depinde de suprafața acoperită de specie,
de abundența acesteia și de efectul asupra indivizilor din
alte specii care alcătuiesc covorul vegetal;
 estomparea invaziei este determinată de atenuarea
impactului speciilor invazive asupra ecosistemelor stabile,
datorată interacțiunilor sinergice din acestea;

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
22
 în timp ce ne perfecționăm în explic area invaziilor, nu
suntem prea buni în previziunea acestora.
VERMEIJ (1996) citat de BOOTH et al. (2003) definește invazia ca
fiind expansiunea geografică a unei specii într -o arie care nu a fost ocupată
anterior de specia respectivă. Definiția include și ideea că majoritatea
speciilor invazive sunt non -native, dar aceasta nu este o condiție necesară.
Astfel, BOOTH et al. (2003), prezintă ca exemplu cercetările lui DE
LA CRETAZ et KELTY (1999) referitoare la specia invazivă Dennstaedtia
punctilobula (o sp ecie de ferigă parfumată de pajiște) care devine invazivă
în cazul pășunatului intensiv al căprioarelor cu coadă albă. Acestea
micșorează densitatea vegetației lemnoase, sau chiar o îndepărtează, astfel
feriga este avantajată de faptul că primește o cantit ate mai mare de lumină
și formează un covor dens care nu permite regenerarea celorlalte specii.

1.2. Caractere generale ale speciilor invazive

Speciile invazive perturbă ecosistemele naturale prin alterarea
fertilității, proprietăților fizico -chimice ale sol ului, caracteristicilor de producție
(calitate, cantitate etc.) ale covorului vegetal. Acestea fac concurență
agresivă pentru hrană, apă, lumină, spațiu și de aemenea se pot hibrida cu
speciile native. Un alt element ce poate fi profund afectat de speciile
invazive este rețeaua (rețelele) trofică (e) (BOOTH, B.D. et al., 2003).
Într-un habitat nou, o plantă invazivă este introdusă accidental sau
cu un scop practic (culturi agricole, plante ornamentale, plante medicinale
etc.). Semințele pot fi transportate inoportun în arii noi odată cu solul, cu
furajele, cu produsele agricole etc. (LEVINE, J.M., 2000 ).
Unele specii invazive au fost introduse inițial în scopul de a corecta
anumite probleme grave de mediu, cum este de exemplu eroziunea solului
(Courtesy of the Norcross Wildlife Foundation , 2002). Alte surse

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
23
bibliografice menționează că aceste specii odată introduse într -o zonă pot fi
răspândite de către oameni, automobile și alte mijloace de transport, și de
asemenea de animalele domestice ( Colorado Weed Man agement Act.,
2002, BOOTH, B.D. et al., 2003).
Tot caracteristici ale plantelor invazive sunt și următoarele:
răspândirea facilă (număr mare de semințe etc.), răspândirea cu ajutorul
vectorilor naturali (păsări care consumă unele semințe care nu se digeră și
sunt transportate la distanțe mari), perioada de creștere și avantajul
sezonului (aceste plante se dezvoltă atunci când au condiții propice), lipsa
dăunătorilor și bolilor naturale care să controleze populația etc. ( Lancaster
County, Weed Control Author ity, The Truth About Invasive Plants, 2002;
LEVINE, J.M., 2000; BOOTH, B.D. et al., 2003).

1.3. Scări de abordare a cercetării speciilor invazive

Unul dintre rezultatele activităților umane este fenomenul de
invazie a unor specii provenite de pe alte contine nte sau de la distanțe mari,
iar prezența acestora afectează echilibrul ecologic al ecosistemelor în care
apar, în cazul nostru ecosistemul de pajiște permanentă. Mecanismele
invaziei și impactul ecologic al plantelor invazive variază din punct de
vedere t emporal și spațial (PAUCHARD, A., 2002). Scara la care se
studiază aceste fenomene ajută la înțelegerea procesului invaziei (tabelul
1.2).
Multe studii explorează mecanismele invaziei speciilor vegetale la
scară mică, și doar puține analizează fenomenul du pă modele la scară
mare, acesta fiind o lacună în înțelegerea interacțiunii dintre scările
proceselor de invazie. Raportarea la o scară nu este un simplu fapt,
deoarece controlul multor procese de invazie este dependent de scară.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
24
Invazia plantelor este dif icil de înțeles și de controlat fără înțelegerea
suficientă a proceselor care conduc la aceasta (PAUCHARD, A., 2002).

Tabelul 1.2
Cadrul conceptual pentru înțelegerea rolului scării de interpretare asupra procesului
de invazie a plantelor (PAUCHARD, A., 2 002)

Scară

Element Globală
Regională
Ecosistem (arie)
Locală

Procesele
invaziei Introducere Expansiune în
regiune Stabilirea de noi
amplasamente Arii infestate,
extinderea
peticelor mici
Scara temporală Secole sau milenii Decenii sau
secole decenii ani
Impactul Creșterea florei
exotice și
omogenizarea
globală a florei. Schimbări în
ciclurile bio -geo-
chimice și
perturbarea
regimurilor,
pierderi în
producția
agricolă. Impactul regional
e concentrat
asupra
elementelor
specifice ale
peisajului (ex:
rezervații, zone
riverane. Schimbări în
comunitățile
vegetale, relații
de competiție și
înlocuirea
speciilor native.
Metodologia de
studiu și
monitorizarea Liste de specii,
specimene
martor, prima
mențiune.
Cercetarea
speciilor potențial
invadatoare. Georefe rințe ale
noilor arii
invadate și
monitorizare
avansată (ex:
județe, alte
diviziuni
regionale). Determinarea
centrelor de
infestare,
coridoare și petice
noi, stabilirea
schimbărilor
biochimice și
perturbarea
ciclurilor. Determinarea
schimbărilor în
comunit ățile de
plante,
conducerea de
studii ale
populațiilor
incluzând
combaterea
plantei
respective,
interacțiuni ale
speciei cu boli și
dăunători.
Combaterea Limitarea
introducerii de
specii noi,
detectarea
timpurie a celor
deja introduse și
răspunsul rapid. Eforturi
concentrate
asupra
expansiunii
rapide a
fronturilor,
verificarea
listelor de specii. Controlul
focarelor noi și a
mecanismelor
locale de
dispersie,
evaluarea
priorităților de
control. Controlul direct al
speciilor invazive.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
25
Cercetătorii ar treb ui să abordeze aceste studii la nivelul mai
multor scări pentru a putea înțelege dinamica sistemelor expuse invaziei
plantelor, ceea ce poate asigura un context mult mai eficient pentru studiul
speciilor de plante invazive (STOHLGREN et al., 1999).
LEVINE (2000) a dovedit că este importantă determinarea rolului
presiunii propagulelor (semințe, rizomi, stoloni, lăstari etc.), a dezechilibrului
sau a diversității speciilor, asupra caracterului de invazivitate a comunității
vegetale.
PAUCHARD (2002) afirmă c ă scările temporale au un rol foarte
important în cercetarea fenomenului invaziei speciilor deoarece, de cele mai
multe ori invazia are loc în perioade lungi de timp. TONEY et al. (1998)
afirmă că schimbările de -a lungul tipului sunt rar liniare.
MACK (20 00) menționează că loturile de experiență permanente
cu mărime mică și mijlocie, care reprezintă cea mai clasică abordare a
variației temporale a vegetației, sunt necesare pentru înțelegerea
schimbărilor pe termen lung în comunitățile de plante.
Determinar ea elementelor dominante care favorizează succesul
invaziei la orice scară ecologică și eforturile privind combaterea acestora ar
trebui să ajute la creșterea eficienței controlului speciilor invazive. De
exemplu, în arii protejate în care distanța medie d e propagare este esențială
pentru invazia buruienilor, specialiștii trebuie să combată cauzele propagării.
Acestea nu se referă doar la mecanismele de propagare, ci și la sursele de
propagule din afara ariei protejate (PAUCHARD, A., 2002).
În concluzie, de signul cadrului conceptual de lucru pentru
studierea evoluției proceselor de invazie a speciilor de plante, trebuie să se
realizeze cu ajutorul mai multor scări de abordare și ținând cont de:
procesele de dezechilibru, ciclurile bio -geo-chimice și metode d e studiu a
biodiversității.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
26
1.4. Concepte și noțiuni referitoare la speciile invazive

Ecologia invaziei este o ramură relativ nouă a ecologiei. Aceasta
este conturată de principii teoretice fundamentale (REJMÁNEK, M., 1996;
RICHARDSON et al., 2000), modelel e globale (PYŠEK, P., 1998;
LONSDALE, M., 1999) și are conotații practice importante (CRONK, Q.C.B.
et FULLER, J.L., 1995; PERRINGS, C., WILLIAMSON, M. et
DALMAZZONE, S., 2000; GROVES et BURDON, 1986; MACDONALD et
al., 1986; MOONEY, H.A. et DRAKE, 1986; KO RNBERG et WILLIAMSON,
1987; DRAKE et al ., 1989; PYŠEK, P. et al., 1995; REJMANEK, M., 1996;
DAVIS et al ., 2000; RICHARDSON, D.M. et al ., 2000; REJMANEK, M. et
RICHARDSON, D.M, 1996 ș.a.).
Fenomenul de invazie a speciilor este un proces care impune ca
taxon ul respectiv să traverseze bariere le biotice și abiotice (fig. 1.5 )
(RICHARDSON, D.M., et al., 2000).
Ecologia invaziei a suferit numeroase modificări comparativ cu alte
discipline până când noțiunea de „invazie” a fost edificată, aceasta preluând
anterio r o serie de concepte antropocentrice (agresiune, asalt, atac,
năvălire, incursiune, încălcare, intruziune, atac violent, raid etc.) (după
RICHARDSON, D.M., et al., 2000).
Într-un studiu realizat de RICHARDSON et al. (2000), dintr -un
număr de 157 de lucră ri din domeniu analizate, termenul „naturalizat” este
sinonim cu „invaziv” în 29% dintre acestea.
SIMBERLOFF (1989) propune noțiunea de „nișă vacantă” pentru
ecosistemele invadate ca să explice succesul invaziei speciilor introduse.
Conceptul de nișă ecolo gică este fundamental în ecologie, sensurile variind
larg în timp, în interpretarea dată de cercetătorii din domeniu, pentru
fondurile botanice sau pentru cele zoologice (SCHOENER, T.W., 1989).
Ansamblul de relații trofice ale unei specii cu ecosistemul s ău a
fost denumit de către CH. ELTON (1927) – nișă ecologică. Ulterior

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
27
conținutul noțiunii de nișă ecologică s -a extins înglobând în jurul acesteia
ansamblul de relații trofice cu rol de nucleu central și celelalte relații legate
de adăpost, apărare, repro ducere etc. (COSTE, I., BORZA, I. et ARSENE,
G.G., 2001).

Barierele sunt : (A) Bariere geografice majore(intercontinentale și/sau infracontinentale, scara
aproximativă >100 km; (B) Bariere de mediu (abiotice și biotice) la locul introducerii; (C)
Barier e reproductive (prevenirea înmulțirii consistente și pe termen lung vegetativă și/sau
generativă); (D) Bariere locale/regionale de dispersie; (E) Bariere de mediu în vegetația
modificată antropic sau în vegetația dominată de plante străine; (F) Bariere de mediu în
vegetație naturală sau seminaturală. Săgețile de la a la f indică direcția urmată de taxoni
pentru a ajunge în diferite stadii, de la introdus la invaziv în vegetația naturală. Traversarea
barierelor nu este ireversibilă. De exemplu fluctuațiile c limatice pot pune noi bariere (care ar
putea duce la extincția taxonilor străini la scară locală și/sau regională), sau pot incapacita
taxonul să supraviețuiască sau să se răspândească.

Fig.1.5 Reprezentarea grafică a barierelor majore limitante ale răspâ ndirii plantelor
introduse (după RICHARDSON, D.M., et al., 2000)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
28
Printr -o comparație plastică, ecologul american E.P. ODUM (1959)
asemăna nișa ecologică a unei specii cu profesia pe care o practică un om,
iar habitatul ei cu adresa unei persoane, sublini ind extinderea mai largă a
conceptului de nișă în raport cu cel de habitat (COSTE, I., BORZA, I. et
ARSENE, G.G., 2001).
GRUBB (1977) afirmă că la o nișă ecologică vegetală pot fi
recunoscute următoarele componente: habitat, fenologie, forma de viață și
regenerare.
Plantele își desfășoară întreaga activitate biologică într -un spațiu
înconjurător limitat de unde își procură atât elementele nutritive cât și
energia necesară astfel că nișa lor ecologică are o componentă spațială
preponderentă, suprapunându -se în cea mai mare parte cu habitatul
(COSTE, I., BORZA, I. et ARSENE, G.G., 2001).
Teoria modernă a nișei ecologice se concentrează mai ales asupra
competiției pentru resurse. Astfel nișa este privită ca o proprietate a
individului în opoziție cu noțiunea de habitat. Din această perspectivă nu
există nișe vacante (BINGELLI, P., 1997). Oricum, prin concentrarea asupra
resurselor de bază, care sunt esențiale pentru toate plantele, această
definiție modernă a nișei ecologice este prea restrânsă ca sens pentru a
putea explica procesul invaziei speciilor vegetale (BINGELLI, P., 1997).
Un alt concept referitor la studiul speciilor invazive este acela de
„specii echivalente ecologic”. După BINGELLI (1996), această noțiune
definește speciile vegetale care prezintă sim ilarități în ceea ce privește
forma de viață, mărimea, modul de înmulțire, tipul fructului, agentul de
răspândire etc., cu speciile native din locul invadat. De asemenea, acest loc
trebuie să prezinte condiții staționale asemănătoare cu locul de origine, î nsă
există și excepții deoarece o foarte mare parte dintre invadatori prezintă
plasticitate ecologică foarte mare.
Un bun exemplu de specii echivalente este dat de două specii
arboricole europene, Acer pseudoplatanus L. și Fraxinus excelsior L., acești

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
29
arbori fiind invazivi în multe părți ale lumii. Autoecologia lor e apropiată
considerabil, dar aceste două specii sunt diferite în ceea ce privește starea
de latență a semințelor, toleranța la inundare, susceptibilitatea la competiția
cu speciile ierboase și variația în ceea ce privește distribuția pe latitudine și
longitudine (BINGELLI, P., 1992).
Alte specii invazive prezintă caracteristici care nu sunt prezente la
cele din flora locală (ex: Pteridium aquilinum se înmulțește prin spori, iar
speciile din paji ște se înmulțesc prin semințe și vegetativ), iar aceste
caracteristici unice vor asigura specia invadatoare cu avantaje
competiționale împotriva speciilor native (BINGELLI, P., 1997; MEYER, J. –
Y., 1994).
JULIEN (1992) afirmă că succesul multor specii invad atoare este
datorat lipsei dăunătorilor sau bolilor, ceea ce influențează capacitatea de
răspândire a acestora în timp scurt, dar nici acest lucru nu este generalizat.

1.5. Probleme cauzate de speciile invazive

Speciile invazive reprezintă o amenințare majoră din ce în ce mai
acută la adresa biodiversității indigene în Europa.
Plantele și animalele care ajung să se adapteze la habitate străine
pot acapara flora și fauna indigenă, provocând daune mediului. Acestea au
de asemenea repercusiuni economice și sociale, spre exemplu asupra
sănătății umane, pescuitului, agriculturii și producției de alimente.
Răspândirea acestora a fost accelerată de intensificarea
schimburilor comerciale, a turismului și a transportului transfrontalier de
mărfuri.
Uniunea Europea nă alocă în prezent cel puțin 12 miliarde de euro
pe an pentru prevenirea răspândirii speciilor invazive și repararea daunelor
produse de acestea.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
30
UE a elaborat recent propuneri pentru o strategie paneuropeană de
combatere a speciilor invazive.
Detectarea timpurie este esențială: combaterea speciilor invazive
înainte ca acestea să se aclimatizeze este mult mai ușoară și mai eficientă
din punct de vedere economic.
Sensibilizarea publicului cu privire la speciile invazive constituie
una dintre condițiile nece sare pentru succesul acestei lupte
(http://ec.europa.eu/environment/pubs/pdf/factsheets/Invasive%20Alien%20
Species/Invasive_Alien_RO.pdf , consultat la 28.04.2011).
Speciile invazive au devenit una dintre cele mai serioase probleme
de mediu în întreaga lume. De exemplu, pierderile economice totale
datorate speciilor invazive în China în anii 2001 și 2003 s -au ridicat la 14,45
miliarde USD, luându -se în calcul atât pi erderile directe cât și cele indirecte
(XU et al., 2006).
Pe teritoriul Uniunii Europene, costul controlului speciilor invazive și
al reparării daunelor produse de acestea a fost estimat, în 2008, la 9,6 –
12,7 miliarde EUR. Dar această este cu siguranță o subestimare, având în
vedere că numeroase țări încep abia acum să contabilizeze costurile.
Fondurile alocate prin programul LIFE sunt, de asemenea, investite în
scheme care vizează speciile invazive. Începând cu 1992, UE a cheltuit
peste 38 de milioane d e euro pentru 180 de proiecte vizând atât zone de
conservare aparținând rețelei Natura 2000, cât și zone în afara acesteia. Cu
titlu comparativ, SUA estimează cheltuielile pentru combaterea speciilor
invazive ca ridicându -se la o valoare de 80 de miliarde EUR pe an
(http://ec.europa.eu/environment/pubs/pdf/factsheets/Invasive%20Alien%20
Species/Invasive_Alien_RO.pdf , consultat la 28.04.2011 ).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
31

Impactul ecologic și economic al speciilor invazive

Impactul ecologic și economic al speciilor invazive se simte de la
nivel local la scară globală. Oamenii de știință, proprietarii de teren, și
publicul în general devine tot mai conștient asupra impactu lui acestui
fenomen. Invazia ecologică este considerată a doua amenințare serioasă
pentru habitatele naturale, după fragmentarea și pierderea acestora
(RANDALL 1996 citat de KELLY SUSAN, 2003).

2.1. Impactul ecologic al speciilor de plante invazive

Impactul ecologic al speciilor invazive în lume are adesea rezultate
dezastruoase asupra tuturor indivizilor ecosistemelor afectate. Astfel,
transporturile, degradarea și fragmentarea habitatelor naturale datorată
creșterii populației umane și urbanizării, ag ricultura intensivă și practicile
silviculturale, sunt principalele forțe care conduc la deplasarea speciilor
peste limitele naturale și tot acestea ajută la succesul noilor invazii. Din
acestă cauză, flora multor țări este bogată în specii non -native. Nu toate
speciile străine cauzează probleme, însă ele devin invazive în locul în care

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
32
au fost introduse și pot avea un impact puternic asupra habitatului respectiv
(BRUNDU, G. et al., 2001).

2.1.1. Dezechilibrul ecologic – condiția necesară pentru dezvoltar ea
speciilor vegetale invadatoare

Rolul dezechilibrelor din ecosisteme asupra promovării speciilor de
plante invazive este esențial. Astfel, D’ANTONIO et al. (1999) afirmă că
dezechilibrul este indispensabil oricărei invazii. Aceeași părere o întâlnim și
la alți autori (MAXWELL, B. et al. ,2003).
GRIMME (1979) definește dezechilibrul ca fiind îndepărtarea sau
deteriorarea biomasei plantelor. O definiție incomparabil mai completă este
dată de PICKETT et WHITE (1985) citați de MAXWELL, B. et al. (2003).
Autor ii definesc dezechilibrul ecologic astfel „orice eveniment relativ discret
în timp, care perturbă ecosistemul, sau structura populației și schimbă
resursele sau disponibilitatea substratului sau a mediului fizic” (n.a.
biotopului).
HOBBS și HUENNEKE (1992) afirmă că dezechilibrul poate fi
provocat la scară mare de incendii, inundații și furtuni, iar la scară mică de
evenimente ca întoarcerea stratului de sol sau îndepărtarea vegetației de
către animale sau de către oameni.
D’ANTONIO et al. (1999) afirmă că dintre elementele naturale care
asigură un mediu propice pentru speciile invazive fac parte incendiile
naturale, uraganele, evenimentele vulcanice și ierbivorele ungulate.
O serie de autori menționează faptul că cele mai perturbate arii
sunt cele din aprop ierea căilor de comunicație și culturilor agricole, aceste
zone conținând de obicei cel mai mare număr de specii invadatoare
(PARENDES et JONES, 2000; SPELLERBERG, 1998; HECKMAN, 1999;
HOBBS, 2000; PAUCHARD, 2002).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
33
Explicația relației dintre dezechilibru ș i invazie este prea puțin
înțeleasă datorită complexității factorilor implicați în perturbarea unui
ecosistem (PAUCHARD, A., 2002).
Principala ipoteză este că ecosistemele perturbate eliberează
resurse pe care plantele invazive le pot utiliza mai repede d ecât speciile
native, acest fapt ducând la colonizare și ieșirea din competiție a plantelor
native (SAX et BROWN, 2000).
MAXWELL, B. et al. (2003) afirmă că dezechilibrul nu conduce
totdeauna la invazia plantelor, dar poate asigura o locație temporară sau un
„loc sigur” pentru o specie potențial invazivă care să se instaleze formând o
populație fondatoare, dar unele forme de dezechilibru însoțesc succesul
speciilor de plante invazive.
HOBBS și HUENNEKE (1992) au observat că dezechilibrul în
general, și mult iple dezechilibre în particular, au crescut densitatea și
biomasa speciilor invazive dintr -o comunitate vegetală.
Pentru a studia dezechilibrul ecologic se analizează trei
caracteristici principale ale acestuia: tipul, extinderea și frecvența (WALKER
et WILLING, 1999).
Tipul este definit de agentul care determină dezechilibrul ecologic
(ex: natural sau antropic). Scara spațială a dezechilibrului este reprezentată
de extindere, iar frecvența reprezintă numărul incidenței dezechilibrelor
pentru o perioadă dat ă (PAUCHARD, A., 2002).
Dintre agenții naturali care determină dezechilibrul ecosistemelor
și care determină creșterea incidenței invaziei, cei mai importanți sunt:
erupțiile vulcanice, incendiile, suprapășunatul și subpășunatul (PAUCHARD,
A., 2002).
Deze chilibrele cu extindere mare au în general efect mai puternic
asupra proceselor din ecosisteme comparativ cu cele cu extindere mică,
prin modificarea disponibilității resurselor în avantajul potențial al speciilor
invazive pioniere (FOSTER et al., 1998).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
34
Extinderea dezechilibrelor ecologice influențează de asemenea
numărul speciilor invazive capabile să colonizeze o arie. Speciile pioniere
invadatoare preferă ariile fără competiție și cu o largă disponibilitate a
resurselor (SAX et BROWN, 2000).
Dacă dezech ilibrul ecologic este destul de frecvent pentru ca să
mențină o proporție semnificativă din ecosistem propice pentru invazie,
există mici șanse pentru speciile native să concureze cu cele invadatoare
(PAUCHARD, A., 2002).
Un exemplu de frecvență a dezechil ibrului este datorat ierbivorelor.
Astfel D’ANTONIO et al. (1999), făcând o sinteză a cercetărilor, arată că
prezența speciilor invazive în pajiști este favorizată de ierbivorele mari.
În România, putem vorbi de dezechilibre (de origine naturală și
antropi că) în cazul majorității suprafețelor de pajiște. Acest lucru se poate
desprinde din situația prezentată de MOISUC (1991) (tabelul 2.1).

Tabelul 2.1
Caracterizarea agropedologică a pajiștilor naturale din Timiș și județele limitrofe (mii
hectare), ( MOISUC , A., 1991)

Toate elementele de degradare afectează ecosistemele în cauză,
implicit și comunitățile vegetale ierboase din acestea, oferind condiții
prielnice pentru dezvoltarea și proliferarea speciilor invazive.
Județul

Total
Din care:
From which:
Neafectate
de degradare Eroziuni,
alunecări Exces de
umiditate Acidulate Sărături Pietriș,
bolovani
S % S % S % S % S % S %
Arad 132,6 0,4 0,3 50,5 42,6 21,2 16 15,8 11,9 21,7 16,4 17 12,8
Caraș S everin 244,2 0,5 0,2 198 81,1 11,1 4,5 20,1 8,2 0,8 0,3 13,7 5,6
Hunedoara 248,9 15,4 0,2 143,6 57,8 19,9 8 17,2 6,9 0,2 0,1 52,6 21,1
Timiș 118,1 3,6 3,0 31,1 23,3 42 35,5 10,2 8,6 28,4 24 2,8 2,3
Total România 4439,1 289,3 6,6 2663,4 60 467,9 10,5 445,1 10 193,3 4,3 379 8,4

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
35
Producțiile realizate pe paj iștile din România, în cea mai mai mare
parte sunt cu mult sub potențialul natural al acestora, din cauza multiplelor
probleme prezentate anterior.

2.1.2. Efectul invaziei asupra principalelor elemente ale unui ecosistem

Invazia biologică poate avea imp act ecologic diferențiat, în funcție
de scara de studiu: locală sau globală (vezi tabelul 1.2). Astfel, impactul la
scară redusă determină schimbări în dinamica populațiilor, în structura
comunităților vegetale și în diversitatea speciilor native etc.(tabe lul 2.1)
(PARKER et al., 1999, MACK et al., 2000, PAUCHARD, A., 2002).
Recent, ecologii au recunoscut că fenomenul invaziei poate avea
impact genetic asupra populațiilor native (PARKER et al ., 1999;
PAUCHARD, 2002).
Un exemplu în acest sens este hibridare a speciilor native cu cele
invazive, aceasta având impact în trei direcții: crearea de hibrizi noi invazivi,
producerea de hibrizi sterili și poluarea genetică sau introgresiunea de gene
de la speciile invadatoare la cele native (PARKER et al., 1999;
WILLI AMSON et FITTER, 1996).
Tabelul 2.1
Efectele speciilor invazive (după PARKER et al., 1999 citat de BOOTH et al., 2003)

Efecte asupra … Exemple prin:
Geneticii speciilor Hibridare
Schimbarea presiunii de selecție
Schimbarea fluxului de gene
Dinamicii p opulațiilor, indivizilor Efect asupra reproducerii altor specii
Abundența sau dinamica populațiilor de specii native
Interacțiuni cu speciile native
Comunităților de specii Abundența relativă
Bogăția de specii
Diversitatea
Ecosistemelor Dinamica resursel or
Perturbări diferite ca tip și frecvență

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
36
Speciile invazive pot altera procesele din ecosistemul afectat prin
inducerea de schimbări la scară mare. Inițial schimbările au loc asupra
diversității vegetației și a structurii acesteia, determinând alterarea structurii
ecosistemului în mod direct sau indirect, perturbând principalele regimuri și
ciclurile bio -geo-chimice (MACK et al., 2000; PARKER et al., 1999; MACK
et D’ANTONIO, 1998; PAUCHARD, 2002).
De exemplu specia Malaleuca quinquinervia arbore exotic o riginar
din Australia s -a extins în Florida astfel încât în 20 de ani a ajuns să
acopere o suprafață de peste 160.000 ha (MACK et al., 2000). Această
specie a înlocuit ciperaceele și speciile ierboase native din pajiști, dând
naștere la habitate sărace pen tru animale. Malaleuca quinquinervia
folosește mari cantități de apă și intensifică regimul incendiilor naturale
(PAUCHARD, A., 2002). În sudul statului Chile, speciile Acacia dealbata
(mimoza) și Ulex europeus au invadat suprafețe foarte mari modificând
structura habitatului și înlocuind complet speciile native (PAUCHARD,
2002), iar plantațiile de Pseudotsuga menziensii au alterat solul și au afectat
vegetația și fauna din aceeași regiune (FRANK et FINCKH, 1997).
Impactul speciilor invazive în perturbarea regimurilor poate
contribui la accentuarea efectelor indirecte asupra ecosistemelor invadate.
O conexiune inversă (feed -back) pozitivă are loc între perturbare și
abundența speciilor invazive (MACK et D’ANTONIO, 1998, PAUCHARD,
2002).
De exemplu, invazia ierburilor africane în zona Amazonului a
crescut frecvența incendiilor naturale și intensitatea acestora, putând
transforma pădurea tropicală într -un ecosistem de tip savană (D’ANTONIO
et VITOUSEK, 1992). În alte cazuri, speciile invazive pot schimba
caracteristicile geomorfologice ale unui ecosistem, prin modificarea
dinamicii unui habitat riveran, crescând eroziunea de suprafață sau
stabilizând substrate perturbate (D’ANTONIO et al., 1999).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
37
Speciile invazive modifică ciclurile bio -geo-chimice prin mecani sme
directe sau indirecte. Cea mai mare parte a speciilor invazive sunt
competitori puternici cu metabolism intens care necesită cantități mari de
apă și substanțe nutritive (PAUCHARD, A., 2002). Astfel, DUKES (2001)
afirmă că în comunitățile vegetale inva date de Centaurea solstitialis crește
nivelul evapotranspirației. Invazia arborilor și arbuștilor în ecosistemele de
pajiște pot crește de asemenea nivelul evapotranspirației (MACK et al.,
2000).
Consumul principalilor nutrienți din sol poate crește odată cu
gradul invaziei, astfel reducându -se cantitatea de elemente necesare
dezvoltării speciilor native (PARKER et al., 1999).
Schimbările în dinamica circuitului carbonului, cu posibile
consecințe asupra climatului global, pot fi produse de asemenea prin
creșterea frecvenței incendiilor naturale, astfel mărindu -se cantitatea de
dioxid de carbon produsă, reducându -se cantitatea de carbon fixat organic
(MACK et al., 2000; PAUCHARD, 2002).
PARKER et al. (1999) afirmă că există tendința de a folosi
abundența și dominanța speciilor ca fiind termeni sinonimi cu impactul
speciilor.
BOOTH et al. (2003) consideră abundența și dominanța ca fiind
parametri incompleți, deoarece o specie poate fi răspândită pe un teritoriu
mare și să fie abundentă dar să nu aibă efecte n egative asupra
ecosistemului. Totuși, de multe ori se evidențiază invazia doar pe aceste
criterii, fără a se cunoaște efectul asupra indivizilor din comunitatea
vegetală.
O specie invazivă odată instalată poate facilita invazia altei specii,
astfel poate a vea loc estomparea răspândirii primei specii. O a doua cale de
oprire a invaziei unei specii constă în faptul că cea inițială distruge
abundența speciilor native, astfel comunitatea devine mult mai invazibilă,
ceea ce duce la creșterea numărului de invazii în ecosistemul respectiv.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
38
Chiar și invaziile eșuate pot influența pe termen lung dinamica comunității
vegetale (BOOTH, B.D. et al. , 2003).

2.2. Impactul economic al speciilor de plante invazive

Economia multor state se bazează pe utilizarea resurselor naturale
pentru hrană și creștere economică, pajiștile fiind încadrate în categoria
resurselor naturale (KELLY SUSAN, 2003).
Pajiștile ocupă pe glob 23,3% din suprafața uscatului, aceasta fiind
aproximativ de două ori mai mare decât suprafața ocupată de t erenuri
arabile (11,3%). În România suprafața pajiștilor este 4,872 milioane ha
(3,378 mil.ha – pășuni, 1,494 mil.ha – fânețe) și reprezintă 21,2% din uscat
și 45,3% față de terenul arabil (după MOISUC et ÐUKIČ, 2002).
Invazia plantelor determină costur i ecologice și economice mari
(PARKER et al ., 1999). Unele costuri economice sunt ușor de cuantificat
(costul combaterii buruienilor, pierderile de recoltă, în timp ce altele nu se
pot evalua (perturbarea ecosistemelor, pierderea terenurilor de agrement,
alterarea aspectului estetic etc.) (PIMENTEL et al. 2000).
Costurile anule ale S.U.A. datorate plantelor invazive din culturi și
din pajiști se ridică la peste 34 de miliarde dolari, iar în India acestea sunt și
mai mari (38 de miliarde dolari) (PIMENTEL et al., 2000, 2001).
În continuare sunt prezentate câteva exemple de impact economic
al unor specii invazive. Astfel, impactul speciei Centaurea maculosa asupra
economiei statelor Montana, Dakota de Nord și Dakota de Sud (S.U.A.)
constă în cheltuieli de cir ca 42 milioane dolari anual ( Montana Weed
Management Taskforce, 2001; LEITCH et al., 1996; BANGSUND, D.A. et al,
1996, 1997, 1999, 2000).
Alt studiu arată că invazia speciei Senecio vulgaris în statul
Oregon (S.U.A.) determină pierderi de 6 milioane dolar i anual (RADTKE et
DAVIS, 2000, citați de KELLY SUSAN, 2003).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
39
Evaluarea daunelor economice produse de speciile invazive a
intrat și în atenția economiștilor, dar metodele cu care se realizează acest
lucru sunt încă explorate (DE WITT, M., 2001; HIGGINS, S. I. et AZORIN,
E.J., 1997; HIGGINS, S.I. et TURPIE J.K., 1997, NAYLOR, R.L., 2000;
PERRINGS, C. et WILLIAMSON, M., 2000).
În concluzie invazia plantelor alterează procese din ecosistem cum
sunt: ciclurile nutrienților, ciclurile hidrologice, depunerea sedim entelor și
eroziunea. De asemenea speciile invazive le înlocuiesc pe cele native sau
se hibridează cu acestea alterând genofondul.
De aceea, la ora actuală este foarte dificil de făcut estimări asupra
impactului economic al acestora, deoarece este greu să se pună un preț pe
„serviciile ecosistemului” oferite societății umane de către ecosistemele
naturale, acestea fiind deosebit de complexe. Dintre elementele unui
ecosistem care au o valoare economică stabilită, adică au un preț sunt:
materia primă lemnoas ă, animalele de companie și produsele farmaceutice.
Astfel, „serviciile” aduse de ecosistemele majore, cum sunt purificarea
aerului și apei, reglarea climatului, regenerarea și fertilitatea solului,
descompunerea materiei organice, menținerea diversității biologice sunt
mult mai complexe și este extrem de dificilă evaluarea economică a lor.
Procesele naturale care au loc într -un ecosistem, cum sunt: circuitul
azotului, circuitul carbonului etc. nu sunt evaluate atunci când se realizează
studiile de impact, acestea nefiind considerate valori din punct de vedere al
costurilor. De aceea este foarte dificilă evaluarea acestor „bunuri” ecologice
în același mod de către economiști, ecologi și de către cei ce concep politici
de mediu (KELLY SUSAN, 2003).
În acest s ens BOOTH et al. (2003) lansează o întrebare „…când
invazia unei specii determină extincția alteia, care este valoarea
pierderii?…”.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
40

Invazibilitatea ecosistemelor și invazivitatea speciilor

Teoria invaziei speciilor se referă în primul r ând la două aspecte
esențiale în cadrul acestui fenomen, și anume invazibilitatea ecosistemului
și invazivitatea speciei (KOLAR, C.S. et LODGE, D.M., 2001; REJMANEK,
M. et RICHARDSON, D.M., 1996; WILLIAMSON, M. et FITTER, A., 1996;
CRAWLEY, M.J., 1987; GOD WIN, B.J., McALISTER, A.J. et FAHRINH, L.,
1999; PYŠEK, P., PRACH, K. et SMILAUER, P., 1995; REJMANEK, M.,
2000; DAVIS, M.A., GRIME, J.P. et THOMPSON, K., 2000; LEVINE, J.M.,
2000; LEVINE, J.M. et D’ANTONIO, C.M., 1999; SMITH, M.D. et KNAPP,
A.K., 1999; MI LBAU, A. et NISS, I., 2004; MEERTS, P. et al., 2005).
Termenii menționați anterior apar în literatura de specialitate citată astfel:
invazibilitatea ecosistemului = ecosystem invasibility (engl.), iar invazivitatea
speciei = species invasivity (engl.) sau species invasiveness (engl.).

3.1. Invazibilitatea – o caracterisitică a ecosistemelor

Caracteristicile ecosistemelor asociate cu invazibilitatea se referă
la perturbări climatice, nivele variabile ale factorilor de mediului, prezența
dușmanilor naturali (ai speciilor invazive), relațiile dintre specii (c ompetiția,
mutualismul etc.), tipul de ecosistem, presiunea propagulelor,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
41
disponibilitatea resurselor, structura comunităților vegetale (DAVIS, M.A.,
GRIME, J.P. et THOMPSON, K., 2000; LEVINE, J.M., 2000; LEVINE, J.M.
et D’ANTONIO, C.M., 1999; SMITH, M.D. et KNAPP, A.K., 1999) în cazul
pajiștilor (MILBAU, A. et NISS, I., 2004).
Numeroase studii se concentrează asupra identificării factorilor
ecologici care influențează invazibilitatea ecosistemelor. Aceste cercetări s –
au realizat la scări diferite și s -au concentrat asupra a diverși factori, din
această cauză și rezultatele sunt extrem de variate (BOOTH, B.D . et al .,
2003).
În literatura de specialitate sunt menționați ca factori majori
determinanți ai invaziei: dezechilibrul (perturbarea) ecosistemului,
diversitatea comunității vegetale și disponibilitatea elementelor nutritive
(PAUCHARD, 2002; TILMAN, 1997; DUKES, 2001; MACK et al ., 2000;
BURKE et GRIME, 1996; HOBBS, 2000; BOOTH, B.D. et al., 2003). Astfel,
unele habitate sunt considerate de BOOTH et al. (2003) mai invazibile decât
altele.
Biodiversitatea a fost propusă prima dată ca factor determinant al
invaziei de CH. ELTON (1958) dar acest aspect este unul foarte
controversat (PAUCHARD, 2002). În opinia lui ELTON (1958) comunitățile
vegetale bogate în s pecii sunt mult mai stabile și mai puțin susceptibile la
invazie. Ipoteza pe care se bazează această afirmație este dată de premiza
că într -o astfel de comunitate deja sunt folosite multe nișe ecologice, astfel
existând mai puține nișe disponibile pentru s peciile invazive.
Unii cercetători au găsit relații pozitive între diversitatea speciilor și
invazibilitate (WISER et al., 1998; SMITH et KNAPP, 2001; STOHLGREN et
al., 1999) în timp ce alții au observat o corelație negativă între aceste
elemente (FOX et FOX, 1986; TILMAN, 1997, 1999; LEVINE et
D’ANTONIO, 1999; DUKES, 2001). Aceste nepotriviri rezultă probabil din
faptul că studiile s -au desfășurat la scări și comunități diferite.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
42
Astfel TILMAN (1997) în cadrul unei experiențe la scară mică (1
m2), prin m anipularea experimentală a vegetației de pajiște, a remarcat
faptul că, comunitățile vegetale cu o biodiversitate ridicată sunt mult mai
rezistente la invazie. În urma studiului, el a concluzionat că în comunitățile
vegetale cu biodiversitate scăzută sunt mai multe nișe ecologice libere, care
sunt disponibile pentru speciile invazive.
În ceea ce privește relația negativă dintre biodiversitate și
invazivitate, LEVINE (2000) a remarcat că presiunea propagulelor este mult
mai importantă decât diversitatea comu nității de plante, într -o experiență cu
parcele de 350 m2 în care a manipulat biodiversitatea prin adăugarea de
semințe de la trei specii de plante invazive.
PAUCHARD (2002), în urma analizării mai multor studii privind
relația dintre biodiversitate și in vazivitatea mediului, a afirmă că cercetările
efectuate la scară mică (1m2) se confirmă în cazul pajiștilor de câmpie. Însă
pentru pajiștile de luncă și pentru păduri studiile la scară redusă nu sprijină
această ipoteză, dar cercetările la scară mai mare ( 1000 m2) arată existența
unei corelații pozitive între bogăția de specii și susceptibilitatea la invazie a
acestor tipuri de ecosisteme.
SHEA și CHESSON (2002) consideră că influența speciilor
invazive asupra biodiversității este indepenentă de scara la ca re se
efectuează cercetările. În opinia lor, dacă factorii abiotici (sol, climă)
acționează constant, comunitatea vegetală influențată de aceștia, are
biodiversitate mare și este mai puțin susceptibilă la invazia altor specii de
plante.
Conform rezultatelo r obținute de PAUCHARD (2002), la scară
mică, variația factorilor abiotici este redusă și poate avea ca rezultat o
corelație pozitivă între specia invazivă și biodiversitatea covorului vegetal.
Însă, la scară mare factorii de mediu înregistrează variabilit ate mai mare,
favorizând biodiversitatea mare a speciilor native, și în același timp a
speciilor invazive (ex: variația climei pe altitudine și pe latitudine).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
43
Diversitatea speciilor este un factor prea restrâns pentru a explica
invazibilitatea relativă a comunităților vegetale, deoarece aceasta este
rezultatul interrelației plantelor cu factorii ecologici hotărâtori pentru gradul
de invazibilitate al ecosistemului. Unele comunități vegetale pot avea mai
multe specii invazive deoarece biotopul este favorabi l pentru cerințele
ecologice ale mai multor specii de plante (LEVINE et D’ANTONIO, 1999).
LEVINE (2000) afirmă că factorii care permit ca mai multe specii
să coexiste pot de asemenea să favorizeze invazia.
Influența biodiversității asupra invazibilității poate fi studiată
urmărind efectul fenomenului asupra câtorva specii cheie, sau direct asupra
diversității. Uneori influența unei specii asupra invazibilității poate apărea ca
fiind efectul diversității (BOOTH, B.D. et al., 2003).
Alte cercetări au urmărit relația dintre dezechilibrul ecosistemelor și
invazivitate. Astfel SMITH și KNAPP (2001) au observat că presiunea
pășunatului crește invazivitatea ecosistemului, dar STOHLGREN et al .
(1999) nu a găsit o corelație între cele două elemente.
Ecosistemele au uneori nevoie de o perturbare naturală sau
antropică pentru menținerea unei anumite comunități vegetale. De exemplu
focul este o parte integrantă a ecosistemului de pădure boreală; pășunatul
sau cositul într -o pajiște permanentă secundară mențin vegetația
caracteristică acestui ecosistem. Perturbarea poate schimba sau îndepărta
filtrele ecologice care acționează asupra unei comunități vegetale (BOOTH
B.D. et al., 2003).
Atunci când perturbarea este un element natural al unui ecosistem,
activitățile umane pot altera regimul și intensitatea acesteia (HOBBS, R.J.,
2000).
TIMMINS și WILLIAMS (1991), în urma studiilor realizate în 234 de
stațiuni din Noua Zeelandă, afirmă că gradul invaziei este mai ridicat în
apropierea orașelor și în apropierea căilor de tran sport (șosele, căi ferate
etc.) deoarece mijloacele de transport sunt vectori ai multor specii invazive.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
44
În 1992, în studiile lor, TYSER și WORLEY au găsit o corelație
între speciile invazive și perturbarea realizată de căile de comunicație
terestre. De as emenea, GREENBERG et al. (1997) și LONSDALE (1999)
au observat că șoselele facilitează răspândirea speciilor invazive.
Perturbarea nu este totdeauna necesară pentru ca invazia să aibă
loc, deoarece chiar și ecosistemele naturale intacte pot fi invadate (BO OTH,
B.D. et al., 2003).
DAVIS et al. (2000) citat de BOOTH, B.D. et al. ( 2003) a propus ca
disponibilitatea resurselor biotopului să fie utilizată în explicarea invazibilității
unei comunități de plante. Acesta a comparat aportul total de resurse cu
resursele utilizate și a ajuns la concluzia că o comunitate este cu atât mai
invazibilă cu cât aportul total de resurse este mai mare decât resursele
utilizate (Fig. 3. 1).

Fig. 3.1 Fluctuația disponibilității resurselor
(după DAVIS et al., 2000 citat de BOOT H et al., 2003)

Astfel BOOTH et al. (2003) afirmă că o comunitate bogată în
nutrienți nu va fi invazibilă atâta timp cât își utilizează toate resursele
disponibile, iar o comunitate săracă în substanțe nutritive va deveni

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
45
invazibilă dacă nu își folosește la maxim substanțele nutritive de care
dispune. Această ipoteză încorporează ideea că atât diversitatea speciilor
cât și perturbarea biotopului pot explica invazibilitatea.
Astfel, după cum menționează și DAVIS et al . (2000), perturbarea
este doar unul d intre mecanismele care alterează disponibilitatea resurselor.
Când comunitatea este perturbată, sau când este îndepărtată o specie,
resursele care au fost utilizate de acesta devin disponibile pentru speciile
invazive.
Conform lui DAVIS et al . (2000) (figu ra 3.1) invazibilitatea unei
comunități este dependentă de raportul dintre totalul resurselor și resursele
utilizate.
Modificarea mediului abiotic poate de asemenea să altereze
aportul de nutrienți al unei comunități, deoarece mediul nu este niciodată
cons tant. Astfel, comunitatea vegetală se modifică regulat și previzibil, încât
se pot observa fluctuațiile zilnice sau cele sezoniere. În același timp apar și
modificări imprevizibile ca de exemplu o vară extrem de secetoasă. Această
fluctuație naturală a med iului abiotic poate determina ca o specie să
invadeze sau să persiste în acea comunitate vegetală. De exemplu, seceta
poate crea oportunități pentru invazia unei specii în timp ce distruge alte
specii, astfel încât va fi disponibilă și mai multă lumină. În opoziție, o
inundație poate aduce o cantitate mare de substanțe nutritive disponibile
(BOOTH, B.D . et al., 2003).
Faptul că disponibilitatea resurselor fluctuează în timp ne ajută să
explicăm de ce invazibilitatea unui ecosistem se modifică de -a lungul
timpului. O comunitate vegetală poate avea perioade regulate sau sporadice
de vulnerabilitate la invazie, acestea fiind dependente de disponibilitatea și
utilizarea resurselor (BOOTH, B.D . et al., 2003).
S-au mai găsit corelații și intre calitatea solului ș i invazibilitate.
Astfel s -a confirmat existența unei corelații pozitive între aprovizionarea
solului cu nutrienți și speciile invadatoare (BURKE et GRIME, 1996; WEDIN

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
46
et TILMAN, 1996; HARRISON, 1999 a, b; HUENNEKE et al. , 1990;
STOHLGREN, 1999).
Într-o ex periență realizată de BURKE și GRIME (1996) efectuată
pe vegetația unei pajiști din Derbyshire (Marea Britanie) s -a folosit un
gradient artificial de fertilizare pentru crearea dezechilibrului. Autorii au
determinat prezența speciilor invazive pe variantel e sărace în elemente
nutritive, aceste plante fiind mult mai agresive în cazul variantelor cu
fertilitate ridicată.
HUENNEKE et al. (1990) a urmărit aceleași aspecte ca și BURKE
și GRIME (1996) experiența fiind amplasată tot pe pajiști (California –
S.U.A .), dar cu sol sărac în substanțe nutritive, comunitățile vegetale fiind
dominate de specii invazive anuale. Astfel, au fost aplicate îngrășăminte
chimice cu azot și fosfor, apoi s -a determinat răspunsul productivității și
diversității speciilor. S -a obser vat că speciile invazive au ocupat
comunitatea vegetală în al doilea an de fertilizare, acestea înlocuind chiar și
speciile native cele mai prolifice.
SHERER -LORENZEN et al. (2000) afirmă că în Germania, în
ultimele decenii, datorită fertilizanților chimic i utilizați în cantitate mare a
crescut foarte mult incidența speciilor vegetale invazive. S -a remarcat că
fertilizarea cu azot favorizează speciile non -native cu o rată mai mare de
asimilare a azotului. Astfel, are loc alterarea echilibrului competițional al
comunității vegetale. Azotul în exces devine factor limitativ, permițând
speciilor invazive nitrofile să influențeze negativ comunitățile vegetale
echilibrate.
WEDIN și TILMAN (1996) au realizat pe o durată de 12 ani o
experiență cu fertilizare cu azot pe o pajiște din Minnesota (S.U.A).
Rezultatele au arătat că s -a modificat compoziția floristică, plantele invazive
cu fotosinteză tip C3 ajungând să domine în dauna celor native (cu
fotosinteză de tip C4).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
47
Un alt factor studiat în raport cu invazivitatea ecosistemului este
tipul de comunitate vegetală (LEVINE, 2000; PLANTY -TABACCHI et al.,
1996; KOTANEN, 1997; STOHLGREN et al., 1998). Conform lui
STOHLGREN (1998, 1999) habitatele rare sunt invadate mult mai greu.
MAXWELL et al. (2003) propune noțiunea de porozitate a
comunității vegetale, care reprezintă creșterea populației ca parametru, și
caracterizează susceptibilitatea comunității vegetale invazie.
În figura 3. 2 sunt reprezentate nișele deschise sau „locurile
sigure”, determinate de dezechilibrul ecos istemului, care favorizează
instalarea speciilor invazive. Astfel, o comunitate vegetală fără dezechilibre
are majoritatea nișelor ecologice ocupate, această stare fiind caracteristică
pentru comunități vegetale fără influență antropică majoră. Pășunatul
nerațional, in cazul pajiștilor, poate duce la creșterea porozității comunității
vegetale prin scăderea numărului de indivizi al uneia sau mai multor specii,
sau chiar dispariția lor, lăsând nișe libere pentru instalarea speciilor
invazive.
Unii autori (PIV ELLO et al., 1999; PYŠEK, P., 2001) afirmă că
proporția cea mai mare de specii invadatoare se găsește în comunitățile
vegetale cu interacțiuni interspecifice puternice, caracteristice pentru
comunitățile de ierburi din pajiști.
Alți autori (HOBBS, R.J. et ATKINS, 1988; HUENNEKE, L.F. et al.,
1990; BURKE, M.J.W. et GRIME, J.P., 1996) afirmă contrariul, adică
pajiștile prezintă un grad de invazivitate scăzut, iar LONSDALE (1999)
menționează că această caracteristică este definitorie pentru savana
africană.
Același tip de relație fost menționat și de alți autori (FOX et FOX,
1986; CASE et BOLGER, 1991; BROWN, A., 1995; TILMAN, D., 1997,
1999; KNOPS et al., 1999), aceasta fiind asociată cu conceptul că bogăția
de specii native este invers proporțională cu specii le invazive. În același
context, LONSDALE (1999) afirmă că bogăția de specii din comunitățile

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
48
vegetale arată și o mare varietate a habitatului la care răspund foarte bine
atât speciile native cât și cele invazive.

A – sursa de invadare; B –nișe deschise potențiale pentru invazie. Combinațiile de plante
native și nișele vacante permit diferite grade de invadare

Fig. 3.2 . Reprezentarea grafică a conceptului de porozitate a comunității vegetale
(după MAXWELL, B. et al., 2003)

Ale cercetări (LEVINE, J.M et D’ANTONIO, C.M., 1999;
STOHLGREN, T.J. et al ., 1999) arată că relațiile dintre bogăția de specii
native și speciile invazive sunt mult mai complexe.
Concentrațiile ridicate de CO 2 atmosferic sunt de asemenea factori
care favorizează invazivitatea ecosist emelor. Astfel, DUKES și MOONEY
(1999) afirmă că o creștere a concentrației de CO 2 poate intensifica
diferențiat eficiența utilizării apei, ceea ce duce la alterarea echilibrului
competițional în comunitățile vegetale. Rezultatele nu sunt aplicabile pentru
toate speciile invazive, deoarece alte experiențe au arătat o influență

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
49
negativă sau chiar nici un efect al creșterii concentrației de CO 2 asupra
speciilor invazive.
Efectul pozitiv al climatului cald asupra creșterii invazivității
habitatelor a fost desc ris de KOWARIK (1990) și de DUKES și MOONEY
(1999), iar descreșterea incidenței plantelor invazive odată cu creșterea
altitudinii a fost remarcată de MIHULKA (1998).
În zonele temperate, relațiile dintre creșterea invaziei și încălzirea
climatului pot deve ni cruciale, ceea ce va duce și la creșterea invazivității
ecosistemelor situate la altitudine, sau la latitudini mai ridicate (BEERLING,
1994; DUKES, J.S. et MOONEY, H.A., 1999; PYŠEK, P., 2001).
În ceea ce privește invazia speciilor în rezervațiile natur ale,
fenomenul este mai accentuat când numărul de vizitatori este mai mare
(MacDONALD et al., 1988; USHER, M.B., 1988; LONSDALE, M., 1999).
În concluzie, pentru a obține o caracterizare cât mai complexă a
invazivității unui ecosistem este necesar să se aib ă în vedere cât mai mulți
factori ecologici, pentru a stabili care dintre aceștia are influență mai
puternică. De asemenea, nu trebuie neglijate nici interrelațiile care au loc
între acești factori.

3.2. Invazivitatea – o caracteristică a speciilor

Ar fi foarte folositor dacă am avea lista însușirilor unei plante
invadatoare și din aceasta să determinăm când și unde va invada specia
respectivă. Din nefericire acest lucru nu este posibil, dar există câteva căi
prin care ne putem face o imagine generală as upra invazivității unei specii
(BOOTH, B.D. et al., 2003).
O primă însușire importantă pentru invazivitate este capacitatea de
reproducere vegetativă (LEAKEY, 1981; BAKER , 1986; LODGE, 1993), în

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
50
sprijinul acestei afirmații vin o serie de specii invazive cu m sunt Equisetum
sp., Pteridium aquilinum (BOOTH, B.D. et al., 2003).
În Europa Centrală, 69% din speciile native au capacitatea de a se
înmulți vegetativ, în timp ce doar 35% din speciile non -native prezintă
același tip de înmulțire. Înmulțirea vegetativă este avantajoasă pentru
speciile invazive care apar în habitate naturale și seminaturale. Astfel, în
Republica Cehă 62% din speciile care au invadat habitate naturale se
înmulțesc vegetativ, în timp ce doar 33% din invadatoarele de pe terenurile
agricole au același tip de înmulțire (PYŠEK, 1997; PYŠEK et al., 2002).
REJMÁNEK și RICHARDSON (1996) au realizat prognoze cu
privire la invazivitatea unor specii de pin în emisfera sudică utilizând ca
variabile trei caractere: masa semințelor, lungimea perioadei j uvenile și
intervalul dintre anii când se produc conuri cu semințe. Pe baza acestor
însușiri, autorii au conceput o ecuație a invazivității speciilor:
S J M Z 21,1 14,3 51,077,19  

Z = invazivitatea, <0 scăzută, >0 ridicată
M = media masei semințelor (mg)
J = p erioada juvenilă minimă
S = media intervalului dintre anii cu producții mari de semințe (ani).

Cu cât semințele speciilor sunt mai mici cu atât acestea sunt mai
invazive. REJMANEK (1999) a realizat reguli de aplicare a acestei ecuații și
pentru alte speci i lemnoase (tabelul 3.1).
Răspândirea geografică mare a genului reprezintă un potențial
pentru succesul invaziei. Astfel GOODWIN et al . (1999) a cercetat acest
aspect prin compararea a două specii din același gen, dintre care una a
avut succes în invazie. Concluziile rezultate sunt următoarele: cu cât un gen
este format din mai multe specii, cu atât invazivitatea speciilor din acest gen

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
51
este mai mare; probabilitatea ca o specie dintru -un gen cu număr mare de
taxoni să fie invazivă este de 70% la toate cazu rile studiate. Alte însușiri ca
înălțimea plantei sau durata înfloririi sunt mai puțin folositoare pentru
determinarea invazivității unei specii.

Tabelul 3.1
Reguli pentru detectarea plantelor lemnoase invazive pe baza însușirilor
fructului și seminței, p otențialul pentru dispersia cu ajutorul animalelor și o funție
discriminantă Z (REJMANEK, 1999)

Funcția
discriminantă
Z*
Discriminant
function Z* Însușiri ale fructului si
ale seminței

Fruit and seed
features Oportunități de dispersare cu ajutorul anima lelor
Dispersal opportunities with animals’ help
Absente
Absent Prezente
Present

Z>0 Fruct uscat
Semințe mari (>2mg) Probabil invazivă Foarte probabil
invazivă

Z>0 Fruct uscat
Semințe mici (<2mg) Probabil invazivă în
habitate umede

Z>0 Fructe că rnoase Improbabil invazivă Foarte probabil
invazivă

Z<0 Fructe cărnoase Non-invazivă în afară de
cazul când se
dispersează cu ajutorul
apei Posibilă invadatoare

SCOTT și PANETTA (1993) citați de GOODWIN et al. (1999)
explică de ce numărul mare de speci i al unui gen este important, și anume:
 răspândirea unei specii într -un areal mare se datorează
dispersării simple, iar faptul că acest taxon se găsește în
mai multe locații, mărește probabilitatea ca propagulele
(semințe, spori etc.) speciei respective s ă fie preluate de
agenții de dispersie (curenți de aer, apă, animale etc.);
 răspândirea mare a unei specii face ca aceasta să fie
adaptată la o gamă largă de variații ale condițiilor de mediu,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
52
probabilitatea supraviețiurii acesteia într -un biotop nou fiind
mai mare.
HEYWOOD (1989) citat de BOOTH et al. (2003) afirmă că
modelele taxonomice sunt dificil de pus în relație cu invazivitatea, deoarece
identificarea speciilor și taxonomia acestora nu este consistentă în toată
lumea.
PYŠEK (1998, 2001), în urma stu dierii speciilor non -native din 26
de regiuni ale lumii a ajuns la concluzia că familiile care conțin specii de
plante invazive sunt răspândite în tot arborele filogenetic, însă a câteva
familii au fost mai frecvente decât altele ( Asteraceae, Caryophyllace ae,
Amaranthaceae, Chenopodiaceae, Brassicaceae, Poaceae, Papaveraceae,
Polygonaceae ).
DAEHLER (1998) citat de BOOTH et al. (2003) a concluzionat pe
baza mărimii familiei botanice, faptul că familiile Amaranthaceae,
Convolvulaceae, Cyperaceae, Papaveraceae , Poaceae și Polygonaceae
prezintă cele mai multe specii invazive în culturile agricole.
REJMANEK (2000) alcătuiește o listă cu caracteristici biologice
care determină invazivitatea unei specii:
 adaptabilitate bună sau capacitatea unui individ sau a unei
populații de a se menține într -o stare relativ constantă într -o
serie de medii;
 genom mic asociat de obicei cu durata scurtă a unei
generații, perioadă juvenilă scurtă, semințe de dimensiuni
mici, suprafață foliară mare, viteză de creștere relativ mare;
 se răspândește ușor cu ajutorul oamenilor sau a
animalelor;
 capacitatea de a se înmulți vegetativ, aceasta fiind o
caracteristică importantă pentru răspândirea speciilor
invazive la latitudini mari (PYŠEK, P., 1997);

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
53
 plantele străine care aparțin genurilor no n-native sunt mult
mai invazive decât speciile străine din același gen cu specii
native;
 independența de orice tip de mutualism (simbioze ale
rădăcinii, polenizatori, agenți de răspândire a semințelor
etc.);
 plantele înalte au tendința de a invada comunită țile de
plante cu înălțime medie;
 semințe persistente, rezerve de semințe cu stări de latență
diferite, care să asigure germinarea eșalonată, care
garantează supraviețuirea și persistența speciei.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
54

Caracterizarea invaziei plantelor

4.1. Etapel e invaziei plantelor

Invazia plantelor se desfășoară în trei faze: introducerea ,
colonizarea și naturalizarea (GROVES, R.H., 1986; COUSENS, R. et
MORTIMER, M., 1995; MAXWELL, B. et al., 2003). În tabelul 4.1 sunt
prezentate câteva caracteristici ale fiec ărei etape a procesului de invazie a
plantelor.
Tabelul 4.1
Caracterizarea fazelor de invazie a plantelor în funcție de procesele ecologice, scara
ecologică și scara geografică (după RADOSEVICH et al. – citat de MAXWELL et al.,
2003)

Faza invaziei

Proc esul ecologic
Scara ecologică
Scara geografică

Introducere Dispersia
Imigrarea
Supraviețuirea
Recrutarea speciei

Individuală

Colonizare Răsărire (germinare/lăstărire)
Moarte (mortalitate)
Imigrare
Emigrare
Extinderea peticului
acoperit de specie

Populațională

Naturalizare Răsărire (germinare/lăstărire)
Moarte (mortalitate)
Imigrare
Emigrare
Extinderea răspândirii

Metapopulațională

RICHARDSON et al. (2000) nu susține ideea din această schemă,
deoarece din punctul de vedere al acestuia în schemă se confundă etapele
procesului de naturalizare cu cele ale procesului de invazie. Astfel,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
55
introducerea unei specii este explicată din prisma supraviețuirii și nu a
înmulțirii, aceasta fiind considerată o cerință fundamentală pentru invazie,
deoarec e termenul de introducere este destul de restrâns pentru a putea
defini acest apect. De asemenea, faza colonizării reprezintă descrierea
naturalizării dată de MAXWELL (2003), iar naturalizarea, descrisă de
același autor, reprezintă invazia propriu -zisă.

4.1.1. Introducerea speciilor de plante invazive

Populațiile mici de plante invazive trec adesea neobservate prin
faza de introducere. De fapt, de cele mai multe ori invazia este mai aproape
de eșec în această fază, aceasta datorită unor posibile evenimen te
neprevăzute (secetă, boli) (MACK, 1995).
Eșecul invaziei, după cum arată CRAWLEY (1987) și LODGE
(1993) citați de BOOTH et al. (2003) poate avea mai multe cauze, și anume:
 condițiile abiotice neadecvate;
 speciile introduse sunt concurate de speciile na tive sau
non-native din comunitate;
 prezența unor dușmani naturali ca boli sau ierbivore;
 lipsa polenizatorilor, sau a agenților de răspândire a speciei
invadatoare;
 densitatea mică ce duce la dificultatea polenizării în cazul
speciilor alogame.
Uneori o s pecie poate fi introdusă într -o comunitate vegetală fără a
avea vreun efect asupra acesteia. Dacă privim acest aspect dintr -o
perspectivă de ansamblu, o specie introdusă nu este neapărat invazivă.
Când o specie se instalează într -o comunitate vegetală, nu este necesar ca
aceasta să modifice funcțiile respectivei comunității, deoarece aceasta
poate deveni parte integrantă acesteia și să crească diversitatea speciilor,
fără a cauza și alte modificări (BOOTH et al., 2003).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
56
Factorii de mediu care favorizează in stalarea unei specii invazive
sunt considerați ca fiind cei mai importanți în această fază deoarece
semințele (n.a. propagulele) introduse vor intra în competiție cu flora nativă,
bine adaptată la conțiile staționale respective. Majoritatea factorilor care
influențează invazivitatea unei specii pentru un ecosistem și gradul de
aclimatizare al acesteia sunt reprezentați de factorii de mediu, după aceștia
urmând cei dependenți de biologia speciei nou introduse (MAXWELL, B. et
al, 2003).
Astfel, MAXWELL, B. et al. (2003) afirmă că previziunea
introducerii speciilor invazive este în strânsă relație cu factorii de mediu și
doar puține invazii actuale au continuat cu colonizarea, chiar dacă factorii
menționați au devenit nefavorabili speciilor în cauză.
WILLIAMSON (1998) formulează regula 1% ca fiind caracteristică
pentru procesul de invazie a speciilor. Astfel, autorul a estimat că se
instalează doar 10% din toate speciile introduse în flora actuală a Marii
Britanii, iar dintre acestea doar 10% sunt suficient de i nvazive pentru a
putea fi considerate o problemă. Ceea ce este evident la această regulă
este faptul că invazia are succes foarte rar (fig. 4.1).
În sprijinul acestei reguli vin și rezultatele cercetărilor lui KOWARIK
(1995), care arată că din cele 3150 de specii lemnoase introduse în
Brandenburg și Berlin (Germania) 10% s -au răspândit în jurul locului inițial
de introducere, 2% s -au instalat și doar 1% s -au naturalizat, astfel
cercetătorul generalizează raportul de 10:2:1 pentru cele circa 12.000 de
spec ii din flora de plante vasculare a Europei Centrale.

4.1.2. Colonizarea speciilor de plante invazive

Colonizarea este caracterizată printr -o creștere geometrică,
exponențială a populației. În timpul acestei faze de creștere „explozivă”,
noua specie de p lante devine adesea evidentă și trebuie începute acțiunile

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
57
de stopare a răspândirii ei. Viteza de răspândire este similară cu viteza de
creștere a populației unui organism într -un mediu cu resurse nelimitate. În
acest caz, colonizarea se consideră ca fiind determinată în special de
caracteristicile biologice intrinseci ale speciei, și nu de mediul de creștere al
acesteia. Din acest motiv, colonizarea unei specii invazive este considerată
ca fiind viteza de creștere intrinsecă, aceasta fiind dependentă mai m ult de
factorii biologici decât de cei de mediu (MAXWELL, B. et al., 2003).

Fig. 4.1 Traseul pe care o specie trebuie să îl parcurgă pentru ca să devină invazivă.
(după KOLAR et LODGE, 2001 citați de BOOTH et al. , 2003).

Aproximativ 90% (80 -95%) dintre specii se pierd pe parcursul
fiecărei tranziții. În timp ce o specie poate eșua la un anumit stadiu, ea
poate intra de numeroase ori în ciclul invaziei, ceea ce crește probabilitatea

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
58
succesului invaziei (după KOLAR et LODGE, 2001 citați de BOOTH et al. ,
2003).
Nu există o delimitare strictă a caracteristicilor care fac ca o plantă
să fie mai invazivă decât alta.
MAXWELL et al. (2003) afirmă că există două căi de colonizare
prin surse și prin sateliți . Colonizarea are loc atunci când plantele dintr -o
popula ție originală se reproduc și numărul de indivizi crește astfel încât să
se poată perpetua singură în continuare.
COUSENS și MORTIMER (1995) descriu un model de ocupare a
suprafeței în care sursele de infestare (sursele și sateliții) se extind, având
un front de avansare circular și o viteză de creștere conform ecuației:

 tr AdtdA22 // 
unde:
A – suprafața ocupată de specia nouă
r – raza suprafeței de răspândire a populației;
t – timpul în ani sau generații.
Conform ecuației, suprafața acoperită trebuie să crească cu
jumătate din raza generației precedente, viteza de extindere rămânând
constantă (fig. 4.2).
O altă posibilitate este dată de faptul că unii indivizi din populația
inițială se răspândesc mai departe de sursă și formează o nouă populați e
satelit a speciei. În acest caz, indivizii dispersați, care formează populațiile
satelit, trebuie să aibă aceleași condiții de mediu ca și în cazul sursei
originale. Populațiile satelit vor continua să se mărească și se vor comporta
probabil ca o nouă su rsă. Deci, colonizarea unei specii invazive poate
continua să avanseze geometric din ambele surse: cea originală și sateliții
acesteia (MAXWELL, B et al., 2003).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
59

Fig. 4.2 Reprezentarea expansiunii radiare a speciilor invazive
(COUSENS, R. et MORTIMER, M ., 1995)

Avansarea populațiilor sursă ale speciei invazive și ale sateliților
este influențată în cea mai mare parte de caracteristicile biologice care
determină creșterea populației (MAXWELL, B et al., 2003).

4.1.3. Naturalizarea speciilor de plante in vazive

O specie este naturalizată atunci când în noul ei mediu prezintă
populații noi care se pot reproduce, este suficient de răspândită într -o
regiune și este încorporată în flora rezidentă (GROVES, R.H., 1986;
COUSENS, R. et MORTIMER; M., 1995; RICHARD SON, M.D. et al., 2000;
MAXWELL, B et al., 2003).
În continuare este prezentată schema naturalizării care cuprinde
momentul invaziei propriu -zise și momentele propice combaterii speciilor
invazive (fig. 4.3).
La o anumită capacitate suport (K), populația a tinge un prag de
densitate la care numărul de indivizi poate să crească lent, stabilizându -se
fără a se extinde foarte repede (naturalizare). Densitatea K apare când
ocuparea nișei și resursele disponibile limitează viteza răspândirii. Această
fază este controlată de biotop, astfel previziunea ca o populație să atingă

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
60
capacitatea suport (K) a mediului trebuie să țină cont de valorile înregistrate
de factorii de mediu (MAXWELL, B et al., 2003).

Fig. 4.3 Reprezentarea grafică a naturalizării speciilor inv azive
(după MAXWELL, B et al., 2003)

Speciile naturalizate sunt cele capabile să persiste prin
reproducere, dar nu este necesar ca acestea să își mărească arealul pe
care sunt distribuite (BOOTH et al., 2003). VERMEIJ (1996 citat de BOOTH
et al. , 2003) s e referă la o populație stabilă al cărui număr de indivizi este
susținut de ea însăși prin reproducere și regenerare.
Pentru a deveni invazivă o plantă naturalizată trebuie să fie
capabilă să se răsp ândească și să se confrunte cu condițiile de mediu ale
noului habitat.
Momentul în care o specie naturalizată non -invazivă devine
invazivă nu este de obicei distinct și orice specie se poate retransforma de -a
lungul timpului. De -a lungul invaziei, mediul, care acționează ca filtru, se
modifică, iar însușirile ne cesare supraviețuirii unei specii în noile condiții
sunt diferite (BOOTH et al., 2003).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
61

4.2. Faza de latență a speciilor invazive

O caracteristică remarcabilă a invaziei este faptul că de obicei
există o fază de latență (engl. lag phase ) între momentul i ntroducerii unei
specii și cel când creșterea populației este explozivă (HOBBS et
HUMPRIES, 1995; KOWARIK, 1995; REJMÁNEK, 1996; BOOTH et al.,
2003).
Faza de latență este uneori destul de mare, ca de exemplu în
cazul speciei Pinus strobus , care nu a fost considerat invaziv în Europa
Centrală decât după 250 de ani de când a fost introdus în culturile silvice
(REJMÁNEK, 1996).
CROOKS și SOULÉ (1999) menționează exemplul speciilor
Lactuca virosa și Lactuca scariola considerate rare în anii ‘60 când au fost
introduse, apoi abundența acestora a sporit astfel încât aceste specii s -au
răspândit pe solurile nisipoase din Anglia.
De obicei faza de latență durează între 20 și100 ani (HOBBS et
HUMPHRIES, 1995; BOOTH et al., 2003).
BOOTH et al. (2003) citând pe PERRINS et al. (1993) afirmă că
potențialul invaziv al unei specii nu poate fi măsurat pe baza stării de
latență. De exemplu, din trei specii non -native de Impatiens introduse în
Anglia ( I. glandulifera, I. parviflora, I. capensis ), prima din cele trei a avut
cea mai lungă fază de latență, dar tot aceasta este și cea mai invazivă.
Faza de latență a speciei Impatiens glandulifera a fost de 40 de ani în
Germania și de 80 de ani și Anglia (WADE, 1997).
Faza de latență este previzibilă deoarece creșterea unei populați i
urmează o curbă exponențială. Populațiile mici la început par a crește foarte
lent. Durata stării de latență este dependentă de mediul biotic și abiotic și de
orice modificare genetică care are loc (CROOKS et SOULÉ, 1999).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
62
BOOTH et al (2003) afirmă că f aza de latență poate avea loc
atunci când specia persistă în petice izolate, mici până în momentul în care
o perturbare anume sau condițiile de mediu facilitează expansiunea rapidă
a speciei.
Un exemplu în acest sens este cazul speciei Senecio squalidus a
cărui abundență a crescut după cel de al doilea război mondial, deoarece
aceasta a invadat liniile de cale ferată și ariile perturbate create în urma
bombardamentelor (CROOKS et SOULÉ, 1999).
Un alt motiv care explică de ce populațiile mici au o creștere
bruscă a numărului de indivizi după parcurgerea fazei de latență, constă în
faptul că pot interveni oarecare modificări genetice care cresc rezistența
populației respective. Astfel, hibridarea și introgresiunea (back -cross cu o
populație parentală când sun t reintroduse în genomul speciei gene noi) sunt
mecanisme care pot determina apariția de schimbări genetice (BOOTH et
al., 2003).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
63

Prognoza invaziei speciilor

Prognozarea dispersării unei specii invazive este relativ ușor de
realizat, dar în același timp este dificil de demonstrat. Ecologia invaziei este
un domeniu tânăr și multe din previziunile a priori au fost făcute prea recent
pentru a demonstra acuratețea lor (PYŠEK, P., 2001).
Previziunea comportării speciilor introduse a atras de mult atenția
ecologilor din punct de vedere al identificării principalelor specii invazive
(DAEHLER, C.C. et STRONG, D., 1993; MACK, R.N., 1996; SMITH, C.S.,
LONSDALE, W.M. et FORTUNE, J., 1999; REJMANEK, M. et
RICHARDSON, D.M, 1996; PYŠEK, P., 2001; DAEHLER, C.C. et CARINO,
D.A., 2000).
Una dintre primele tentative în acest domeniu s -au făcut de către
HEJNÝ, S. et al. (1973) la începutul anilor 1970 pentru realizarea de
previziuni asupra potențialului de invazivitate a terenului arabil (PYŠEK, P.,
2001).
Dintre aceste previziuni 39,3% au fost corecte, iar celelalte 60,7%
pot fi considerate eronate (PYŠEK, P., 2001).
Cercetările efectuate la sfârșitul anilor 1980 au dus la concluzia că
previziunile sunt dificil de realizat, deoarece nu se cunoaște o serie disti nctă

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
64
de caracterisitici, generală pentru toate speciile invazive (CRAWLEY, M.J.,
1987; PYŠEK, P., 2001).
Astfel în anii 1990 s -au dezvoltat sisteme de analiză a speciilor
invazive la scară regională, acestea reprezentând puncte de început în
cercetarea mod elelelor generale de previziune (DAEHLER, C.C. et
CARINO, D.A., 2000).
Totuși s -a demonstrat că previziunile sunt posibil de realizat dacă
cercetările se concentrează asupra unor grupuri taxonomice, nu asupra
variației caracteristicilor unei specii invaziv e (ROY, J., NAVAS, M.L. et
SON IÉ, L., 1991; REJMANEK, M., 1995; REJMANEK, M. et RICHARDSON,
D.M, 1996; PYŠEK, P., 2001).
PYŠEK (2001) afirmă că în cazul studiului fenomenologic al
dispersiei speciilor invazive la scară mare există oarecare inerție care
afectează rigurozitatea rezultatelor de previziune la acest nivel.
Cu toate dificultățile metodologice, în ultimul deceniu au fost
elaborate modele de studiu pentru cercetarea comunităților de plante
lemnoase și pentru tufărișurile din Africa de Sud (TUCKER, K.C. et
RICHARDSON, D.M., 1995), din America de Nord (REICHARD, S.H. et
HAMILTON, C.W., 1997) și de asemenea pentru flora lemnoasă din
Australia (PHLEOUNG, P.C., WILLIAMS, P.A. et HALLOY, S.R., 1999).
Eficiența acestor modele a fost testată și pe flora din Insulele Hawaii de
către DAEHLER și CARINO (2000).
Rezultatele obținute cu cele trei sisteme de studiu, privind eficiența
lor pentru previziune sunt următoarele: sistemul nord -american a avut o
clasificare corectă în proporție de 82%, cel australian 91%, respectiv 61%
cel sud -african (PYŠEK, P., 2001).
De asemenea, SCOTT și PANETTA (1993) au realizat previziuni,
identificând specii de buruieni în culturi din Africa de Sud pe cale să
invadeze culturile din Australia. Astfel autorii au studiat 55 de specii

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
65
introduse până în 1950 și prevăd că 7 dintre acestea sunt pe cale să devină
invazive.
Un lucru este clar, nu se poate prognoza momentul când o
comunitate vegetală va fi invazibilă doar pe baza caracteristicilor habitatului.
O comunitate susceptibilă la inv azie este dependentă de mai mulți factori și
se schimbă continuu în timp (BOOTH et al., 2003).
Interacțiunile dintre specie și comunitatea vegetală sunt foarte greu
de caracterizat, acesta fiind motivul principal al faptului că prognoza este
atât de difici l de realizat (LODGE, 1993).
Petru o prognoză cât mai corectă este necesară stabilirea speciilor
invazive și să se facă deosebirea dintre acestea și non -invazive (DAEHLER,
C.C. et CARINO, D.A., 2000).
DAEHLER și CARINO (2000) afirmă că o prognoză corectă a
dispersării unei specii invazive prezintă două aspecte:
 identificarea corectă a suitei de însușiri pe care o specie
trebuie să le aibă pentru a reuși să invadeze;
 identificarea corectă a suitei de însușiri care fac ca specia
să nu reușească sa invadeze.
Primul aspect este necesar pentru a prognoza invazia specii care
dorim să o prevenim, sau să -i limităm răspândirea. Al doilea punct ne ajută
să decidem în cazul cărei specii nu trebuie să ne facem griji.
În concluzie, studiile privind prognoza extinderii ar ealului speciilor
invazive, este bine să fie comparate cu date anterioare referitoare la
vegetația zonei în cauză. Acestea pot ajuta la realizarea unei evaluări mult
mai riguroase a datelor obținute.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
66

Specii invazive răspândite pajiștile di n Banat

În prezent, cele mai frecvent întâlnite specii invazive autoh tone și
adventive în pajiștile permanente din vestul României fac parte din
următoarele familii botanice:
 Simarubaceae (Ailanthus altissima (Mill.) Swingle );
 Fabaceae ( Cytisus scoparius (L.) Link. , Amorpha
fructicosa L.);
 Rosaceae (Prunus spinosa L., Rosa canina L., Rubus
caesius L.);
 Euphorbiaceae (Euphorbia cyparissias L., Euphorbia
segetalis L.);
 Polygonaceae (Reynoutria x bohemica Chrtek et Chrtková ,
Reynoutria japonica Houtt. );
 Juncaceae (Juncus tenuis Willd .);
 Asteraceae (Ambrosia artemisiifolia L., Xanthium
spinosum L., Carthamus lanatus L., Helianthus tuberosus
L., Solidago canadensis L., Rudbeckia laciniata L. ,
Erygeron annuus L., Picris echioides L.);
 Dipsacaceae (Dipsacus sativus (L.) Honck. )
 Asclepiadaceae (Asclepias syriaca L.);
 Dennstaedtiaceae (Pteridium aquilinum (L.) Kuhn ).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
67

Familia Simarubaceae
Ailanthu s altissima (Mill.) Swingle a fost adusă în secolul 18 în
Europa din China, fiind utilizată în special în scop ornamental, dar și sub
formă de plantați i forestiere pentru combaterea eroziunii solului sau
refacerea unor zone miniere și in dustriale abandonate. Specia are o mare
plasticitate ecologică, din această cauză fiind răspândită în aproape
întreaga țară. La succesul invaziei acestei specii contribui e faptul că are o
creștere foarte rapidă și se înmulțește atât vegetativ cât și generativ. De
asemenea, înforește încă din primii ani de viață, ceea ce asigură o înmulțire
explozivă. Ailanthus altissima tolerează condiții de mediu foarte variate,
astfel po ate fi întâlnit în numeroase habitate naturale și antropizate. Factorii
limitativi pentru răspândirea acestei specii sunt temperaturile foarte scăzute
și excesul permanent de apă (după SÎRBU et OPREA, 2011). Specia
Ailanthus altissima a fost întâlnită în p ajiști de luncă din județul Timiș și
Arad. În județul Caraș Severin această specie invadează numeroase tipuri
de pajiști, cea mai gravă situație fiind în Parcul Natural Porțile de Fier unde
este prezentă în numeroase habitate.

Familia Juncaceae
Familia Juncaceae face parte din o rdinul Juncales cuprinde ierburi
caracterizate prin frunze înguste și vaginate, flori actinomorfe, trimere,
perigon solziform, gineceu superior, ovule anatrope, fruct capsulă, semințe
bogate în albumen făinos și embrion mic, de obic ei marginal.
Prin florile trimere actinomorfe cu perigon unicolor, stamine 6, ovar
3 unit, superior, juncaceele – unica familie a ordinului – se înrudesc
îndeaproape cu lilialele, pe care le leagă de ciperacee.
Familia Juncaceae cuprinde plante erbacee per ene și anuale, cu
tulpinile supraterane cilindrice purtând frunze distihe vaginate, cu limbul plan

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
68
sau în formă de jgheab. Inflorescența este dichaziu sau monochaziu. Florile
sunt actinomorfe bisexuate, rareori unisexuate și sunt trimere. Perigonul
florilo r este sepaloid, solziform și e format din 6 foliole castanii, rareori
galbene, purpurii sau albe. Androceul este alcătuit din 6 stamine, rareori mai
puține (3), când ciclul intern este redus la staminodii rudimentare. Ovarul
superior este tricarpelar, pre văzut cu un stil și trei stigmate. Polenizarea
este anemofilă, rareori entomofi lă, iar fructul e ste o capsulă (HODIȘAN, I et
POP, I., 1976).
Plantele din familia Juncaceae sunt specii ierboase, perene, rar
anuale ( J. bufonicus ), cu tufă deasă ( J. effusus ) sau stolonifere ( Luzula
campestris ). Tulpina acestora este cilindrică sau comprimată, cu măduva
continnuă ( j. effusus ) sau întreruptă ( J. inflexus ), de talie mică ( Luzula sp. ),
mijlocie ( J. gerardi ) sau înaltă ( J. effusus, J. inflexus, J. bufonicus ). Frunzele
sunt liniare, gramin iforme ( Luzula sp. ), cilindrice ( Juncus sp. ), reprezentate
uneori numai prin teacă ( J. effusus ). Florile hermafrodite sunt pe tipul 3 și au
perigon sepaloid, sunt dispuse în inflorescențe cimoase terminale ( J.
gerardi, Luzula campestris ) sau laterale ( J. effusus, J. inflexus ). Fructul este
o capsulă uniloculară cu trei semințe ( Luzula sp. ) sau triloculară, cu
numeroase semințe ( Juncus sp. ) (MOISUC. A. et al. , 1995).
Plantele care aparțin acestui gen sunt larg răspândite în țara
noastră și anume în luncile r âurilor sau pe terenuri cu umiditate în exces, ele
fiind cunoscupte sub denumirea de rogozuri. Valoarea furajeră a rogozurilor
este în genral redusă, acestea fiind sărace în săruri de fosfor și de calciu și
în substanțe hidrocarbonate solubile. Foarte mult e dintre aceste specii sunt
acoperite cu perișori tari ( Luzula sp. ) impregnați cu siliciu, care irită
mucoasa bucală și intestinală provocând leziuni animalelor.
În faza tânără rogozurile au o valoare furajeră mai ridicată, dar
spre maturitate aceasta scad e, astfel încât după apariția inflorescențelor
valoarea furajeră a acestor plante este echivalentă cu cea a paielor.
(MOISUC A. et al. , 1995)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
69
Juncus tenuis Willd. este originară din America de Nord. În
Europa a fost introdusă în secolul 19, în prezent fiind răspândită pe apro ape
tot continentul, mai puțin în zona mediteraneană. Specia se înmulțește atât
vegetativ cât și generativ, acest fapt favorizând răspândirea acesteia pe un
areal atât de mare. La noi în țară specia este prezentă în toate etajele de
vegetație în habitate f oarte diferite atât naturale cât și antropizate (după
SÎRBU et OPREA, 2011). este frecvent întâlnită în diferite tipuri de pajiști din
județul Timiș și Caraș Severin. Aceasta este frecvent întâlnită în diferite
tipuri de pajiști din județul Timiș și Caraș Severin.

Familia Asteraceae
Ordinul Asterales cuprinde o singură familie, cu majoritatea speciilor
ierboase, cu flori bisexuate sau unisexuate, pentamere, tetraciclice,
simpetale, grupate în inflorescențe numite calatidii. Anterele sunt unite în
jurul st ilului, laticifere articulate, inulină, chrysophanol (antrachinona) (după
HODIȘAN, I et POP, I., 1976).
Familia Asteraceae cuprinde plante ierboase, rar lemnoase cu
frunze simple, întregi sau penat -lobate până la penat -compuse, dispuse
altern, opus sau num ai în rozetă la baza unei tulpini scapiforme (HODIȘAN,
I et POP, I., 1976).
Florile bisexuate sau unisexuate sunt actinomorfe sau zigomorfe,
grupate în calatidii, acestea fiind formate dintr -o axă lățită plană sau
convexă, la bază cu un involucru format di n hipsofile variate ca formă și
mărime, libere sau concrescute. Florile sunt sesile și au la bază o bractee
solziformă sau setiformă și se prind pe calatidiu în câte o adâncitură.
Calatidiile pot fi solitare sau grupate în inflorescențe compuse de tipul ra cem
cu calatidii, corimb cu calatidii, calatidii cu calatidii, cimă cu calatidii.
Florile au periant cu caliciu dialisepal, complet reduse, sau de
forma unor solzi sau dințișori membranoși, care la unele specii este format
din perișori persistenți care la maturitatea fructului se transformă în papus

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
70
care ajută la diseminare. Corola e alcătuită din 5 petale unite, are forme
variate: tubuloasă, pâlniată sau ligulată. Florile bisexuate, prin avortare pot
deveni unisexuate sau sterile. Androceul e format din 5 stamine sinantere,
rar libere și cu baza filamentelor concrescută cu tubul corolei. Gineceul este
bicarpelar, sincarp, cu ovarul concrescut cu receptaculul, stilul este lung,
filiform cu un stigmat bifurcat care străbate la maturitate tubul anterelor.
Unele specii sunt autogame, dar majoritatea au polenizare alogamă
entomofilă.
Fructul este o achenă, la formarea căruia participă și țesuturi ale
receptaculului, iar semințele sunt bogate în ulei și aleuronă (după COSTE I.,
2003).
Anatomic asteraceele se cara cterizează prin fascicule libero –
lemnoase bicolaterale și laticifere articulate Biochimic se caracterizează
prin faptul că la multe specii inulina este substanța de rezervă. Mai conțin
uleiuri eterice (cineol, camfor, camfen, borneol), alcaloizi (abrotani nă,
piretrină, achilleină, senecionină, cumarină) și glicozide (vernioniozină,
lappozidă, centaureozidă). Familia cuprinde circa 20.000 specii răspândite
pe tot globul. În flora țării noastre întâlnim 53 de genuri cu 320 de specii
răspândite în pajiști și păduri, de la câmpie până în etajul alpin.
În funcție de modul alcătuirii calatidiului asteraceele se grupează în
subfamiliile Tubuliflorae, Liguliflorae și Radiiflorae . (HODIȘAN, I et POP, I.,
1976) .
Ambrosia artemisiifolia L. este în prezent una dintre c ele mai
problematice specii invazive din Banat datorită răspândirii foarte mari și
problemelor de sănătate pe care le cauzeazăl ocuitorilor din zonele
invadate. Specia este tratată pe larg în capitolul următor.
Carthamus lanatus L. este o specie de plantă ierboasă anuală din
familia Asteracee . Aceasta este o plantă spinoasă, acoperită cu peri lungi și
moi, care adesea arată ca și cum ar fi acoperită cu o pânză de păianjen
datorită perilor lungi și fini. Are o tulpină deschisă la culoare care poate

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
71
atinge un metru înălțime și frunze ascuțite și spinoase. Inflorescența de tip
capitul este de culoare galben deschis. O singură plantă poate produce
multe ramificații și tulpini care împreună pot să formeze un desiș spinos.
Fructul este o achenă de circa jumătate d e centimetru lungime și are un
papus rigid. Crește în locuri cu vegetație ierboasă perturbate, pe marginea
drumului, în pajiști permanente, pajiști semănate și zone acoperite cu
deșeuri (Parsons et Cuthbertson 1992 citat de Sărățeanu et al 2010 ).
Grace et al. (2004) a observat că germinația la C. lanatus în zonele
acoperite cu vegetație ierboasă sau de pajiștile suprapășunate este
favorizată. De asemenea, semințele necesită temperatură și umiditate
specifice, ceea ce însemnă că majoritatea semințelor germi nează toamna.
De asemenea, semințele răsar eșalonat, o parte dintre acestea
negerminând nici chiar în condiții ideale, iar rezerva de semințe din sol
scăzând cu 70 – 74 % pe an în cazul în care nu sunt adăugate noi semințe
(Sărățeanu et al 2010) .
În ceea ce privește combaterea speciei C. lanatus din pajiști, datele
obținute de Grace et al. (2002) au arătat că pășunatul la sfârșitul primăverii
determină distrugerea a circa 20% dintre indivizi în fenofaza de tulpini
florifere, respectiv înainte de a fructifi ca. O comparație privind densitate
acestei specii și compoziția floristică a pășunii din cadrul unei ferme care
practică pășunatul strategic și cu situația unei ferme învecinate pe pășunea
căreia se practică pășunatul continuu sprijină rezultatele menționa te
anterior. Astfel s-a demonstrat că managementul pășunatului poate ajuta la
combaterea speciei C. lanatus din pajiște (după Sărățeanu et al 2010) .
Taskova et al. (2003) a determinat compoziția chimică a acestei
specii concluzionând că C. lanatus are un conținut ridicat de flavonoide,
acest fapt arătând potențialul farmaceutic și terapeutic al plantei. Fracția
acetat de etil din extractul cu metanol are acțiune antioxidantă naturală și
acțiune citotoxică (după Sărățeanu et al 2010) .

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
72
Conform observațiilor realizate de Sărățeanu et al. (2010)
fenomenul de perturbare în caz ul pajiștilor invadate de Carthamus lanatus
se datorează în principal suprapășunatului, acest fapt conducând la
proliferarea masivă a speciei Carthamus lanatus și a altor buruieni în
pajiște. Creșterea indicelui de acoperire al speciei C. lanatus determină
creșterea aparentă a indicelui de biodiversitate Shannon și scăderea
puternică a valorii pastorale. De asemenea, volumul specific al plantelor din
alte familii botanice este corelat pozit iv cu indicele de acoperire al C.
lanatus , pe când volumul specific al gramineelor și leguminoaselor este
corelat negativ cu acoperirea speciei analizate, acestea scăzând odată cu
creșterea indicelui de acoperire al speciei C. lanatus .
Xanthium spinosum L. (holeră) este originară din America de
Sud, la noi în țară fiind menționată prima dată în secolul 19 (SÎRBU et
OPREA, 2011). Holera este o plantă ierboasă anuală terofită, xeromezofită
spre mezofită, moderat termofilă, acido -neutrofilă. Rădăcina este fusi formă,
tulpină bogat ramificată înaltă de 20 -80 cm, pubescentă, cu spini trifurcați la
baza fiecărei frunze. Frunzele sunt ovat -lanceolat -trilobate cu lobul mijlociu
mai lung decât cei laterali, pe fața superioară cu peri rari, deși pe nervuri, iar
pe fața inferioară sunt sur -alb-păroase. Florile suni mici, verzui, unisexuat
monoice, cele mascule grupate în calatidii globuloase situate în vârfurile
ramurilor, iar cele femele în calatidii cu foliole involucrale concrescute,
prevăzute cu spini îndoiți la vârf dând aspectul unui fruct situat la axila
frunzelor. Înflorește în lunile iulie -octombrie. Fructele sunt achene închise în
involucrul bilocular, uncinat ghimpos. Specia este întâlnită în pășuni, loc uri
necultivate, ruderale (după PÂRVU C., 2000).
Helianthu s tuberosus L. (topinambur) este originar din America
de Nord, fiind introdus în Europa în secolul 17, fiind cultivat în scop
ornamental, furajer și alimentar . Specia are o mare plasticitate ecologică și
tolerează variații foarte mari ale factorilor de med iu, din această cauză
putând invada habitate diferite. Specia se răspândește mai ales pe cale

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
73
vegetativă, principalul vector fiind omul (după SÎRBU et OPREA, 2011) . La
noi specia este răspândită în aproape toată țara. În Banat este mai
frecventă în zonele de luncă și de -a lungul cursurilor de apă, cea mai
puternică invazie fiind observată de -a lungul cursului râului Bârzava și
habitatele naturale și antropizate situate în proximitatea acesteia , inclusiv
teren arabil .
Solidago canadensis L. este originară di n America de Nord și
afost introdusă în Europa în secolul 17, fiind cultivată în scop ornamental. În
Europa a găsit condiții propice de dezvoltare, fiind întrâlnită în prezent pe
întregul continent. În țara noastrâ este prezentă în toate zonele și în toate
etajele de vegetație , de la șes până la munte . Specia produce un număr
foarte mare de semințe (între 10000 și 13000 de semințe), însă c apacitatea
acesteia de a se înmulți atât vegetativ cât și generativ determină succesul
invadării de noi areale după (SÎRBU et OPREA, 2011) . În Banat cele mai
numeroase populații le are în pajiștile din zona de deal situate în
vecinătatea cursurilor de apă.
Rudbeckia laciniata L. este o specie originară din America de
Nord, în Europa fiind introdusă în scop ornamental în sec olul 17. Specia se
înmulțește atât vegetativ cât și generativ și are cerințe ridicate față de
umidiate. În țara noastră este prezentă de -a lungul râurilor principale din
Banat, Crișana, Transilvania și Maramureș (SÎRBU et OPREA, 2011). În
Banat, cea mai ma re suprafață invadată cu acestă specie a fost observată
în lunca Pogănișului pe raza localității Fârliug.
Erygeron anuus (L.) Pers. este originară din America de Nord, la
noi în țară fiind menționată în secolul 19. În prezent în Banat, ca de altfel în
întreaga țară este răspândită pe tot teritoriul și pe toate etajele de vegetație,
fiind preponderentă în luncile râurilor. Specia are o mare capacitate de a
invada atât habitatele naturale cât și pe cele antropice (SÎRBU et OPREA,
2011). În Banat cel mai frecv ent este întâlnită în aproape toate tipurile de

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
74
pajiști i, dar și în ter enuri arabile abandonate, fiind una ditre principalele
specii colonizatoare în primii ani după abandon.
Picris echioides L. (sin. Helminthia echioides (L.) Gaertn.;
Helminthoteca echioi des (L.) Holub) este o specie mediteraneană originară
din Europa centrală și de sud. În țara noastră este adventivă, find frecventă
în Banat (SÎRBU et OPREA, 2011) . Specia se manifestă ca invazivă în
cazul unor pajiști panonice din județul Timiș (Moravița) situate în vecinătatea
unor culturi de lucernă infestate cu aceasta.

Familia Rosaceae
Familia Rosaceae face parte din o rdinul Rosales cuprinde specii
cu flori bisexuate, actinomorfe, cu receptacul bine dezvoltat (hipanțiu), are
periant dublu, dialipetal, pentamer carpelele sunt în număr egal cu petalele
sau sunt mai multe, libere sau unite într -un ovar superior semiinferior sau
inferior. Placentația este marginală și centrală.
Familia Rosaceae cuprinde arbori, arbuști și plante ierboase cu
frunze simple s au compuse, stipelate, dispuse de obicei altern. Florile sunt
dispuse în inflorescențe variate, rar sunt solitare. Florile posedă un
receptacul de tip hipanțiu pe marginea căruia se inseră periantul și
androceul pentamer sau polimer. Caliciul este variabil și persistent, uneori
fiind dublat de 3 -5 bractei care formează un calicul, corola este dialipetală,
rar lipsește. Androceul este de obicei de 2 -4 ori mai numeros decât
sepalele. Uneori este format din stamine numeroase dispuse în verticile
pentamere. Gin eceul poate fi apocarp și superior situat pe receptaculul
conic, plan sau convex, sau sincarp, cu poziție inferioară afundat în
receptacul.
Polenizarea este entomofilă, iar fructele sunt variate: achenă,
foliculă, capsulă, bacă, drupă, poamă.
Din punct de vedere biochimic rosaceele conțin numeroase
glicozide uleiuri eterice și sapotoxine, iar alcaloizii lipsesc.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
75
Rosaceele reprezintă o familie de plante cosmopolite, grupate în
peste 100 de genuri cu aproximativ 3500 de specii. În țara noastră întâlnim
27 d e specii cu 223 specii (HODIȘAN, I et POP, I., 1976). Familia se
împarte în 4 subfamilii: Rosoideae, Spireoideae, Maloideae și Prunoideae.
În pajiștile din Banat cele mai frecvente Rosaceae invazive sunt
Prunus spinosa , Rosa canina și Rubus caesius însă ac estea sunt specii
autohtone . Invazia acestora în pajiștile permanente secundare subpășunate
și cele pe care nu se fac lucrări de curățire a vegetației neconsumate
reprezintă de cele mai multe ori un stadiu succesional de la vegetația de
pajiște la cea de t ufăriș.
Rosa canina L. (măceș) face parte din subfamilia Rosoideae, este
un arbust înalt de 2 -3 m cu ramuri spinoase recurbate, pendule. Spinii sunt
de origine epidermică. Frunzele sunt imparipenat compuse din 5 -7 foliole
biserate cu stipele persistente co ncrescute cu pețiolul. Florile sunt roz și
fructele sunt poliachene înconjurate de receptaculul cărnos. Sepalele după
înflorire sunt reflecte, de timpuriu caduce. Receptaculul la maturitate devine
cărnos, roșu, bogat în glucide și vitamina C, iar fructele sunt achene
păroase situate la interior (după COSTE I. et PĂTRUȚ D., 2000). Este un
arbust indigen, nanofanerofit, xeromezofit, mezoterm, acido -neutrofil, întâlnit
în pășuni, fânețe, poieni, coase, margini și rărituri de pădure, păduri de
foioase, rar de rășinoase, de la litoralul Mării Negre până în regiunile de
munte la altitudinea de 1200 (1700) m (PÂRVU C., 2000).
Prunus spinosa L. (porumbar) face parte din subfamilia
Prunoideae , este un arbust de 1 -3 m înălțime, cu ramuri transformate în
spini și frun ze crenat -serate, flori albe și drupe globuloase, albastre
negricioase, astringente. Florile apar înaintea frunzelor (după COSTE I. et
PĂTRUȚ D., 2000, după PRODAN I. et BUIA A., 1958). Este un arbust
indigen, microfanerofit, xeromezofit, mezoterm, acido -neutrofil, rezistent la
ger, heliofil, întâlnit pe coase însorite, dealuri pietroase, stâncării, răzoare,
pășuni, fânețe, margini de pădure, rărituri de pădure, de la câmpie până la

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
76
etajul montan (1000 m). Nu suportă umbrirea și e puțin pretențios față de
sol. Posedă putere de drajonare invadând luminișurile și terenurile din
vecinătate. Formează desișuri spinoase. Este răspândit în Europa, Asia,
Africa de Nord, America de Nord (PÂRVU C., 2000).
Rubus caesius L. (mur de miriște) este un arbust târâtor,
hemic riptofit, mezohidrofit, mezoterm, slab acid -neutofil, întâlnit în toată țara
mai ales la câmpie, mai puțin la deal și munte (PÂRVU C., 2000). Lăstarii
sunt târâtori , subțiri, clilindrici, brumați, glabri, rar scurt păroși, cu ghimpi
scurți, uneori setacei . Frunzele sunt trifoliate, pe fața superioară dispers
păroase, pe fața inferioară tomentoase, pe margine neregulat serate. Florile
sunt albe, mici, grupate în raceme scurte. Fructele sunt polidrupe cărnoase,
negre -vineții (PÂRVU C., 2000; PRODAN I. et BUIA A., 1958)
Specia este menționată ca invazivă în flora României de DIHORU
(2004).

Familia Fabaceae
Familia Fabaceae face parte din o rdinul Fabales cuprinde plante
lemnoase sau ierboase care au pe rădăcini nodozități cu bacterii care
fixează azotul atm osferic. Florile au simetrie actinomorfă și zigomorfă.
Fructul este păstaie, iar placentația este parietală. Semințele nu au
endosperm, iar cotiledoanele sunt bogate în amidon și substanțe azotate.
Familia Fabaceae (Papilionaceae, Leguminosae ) grupează pla nte
ierboase, rar lemnoase sub formă de arbuști și liane ale căror rădăcini
conviețuiesc în simbioză cu bacterii fixatoare de azot atmosferic.
Frunzele sunt stipelate, penat sau palmat compuse, rar simple și
dispuse altern. Florile sunt bisexuate, pentamer e, zigomorfe, grupate în
raceme. Sepalele sunt unite, rar libere. Petalele sunt libere, mai mult sau
mai puțin unguiculate și cu o conformație specifică: cea superioară este mai

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
77
mare și se numește steag, stindard sau vexil, cele laterale sunt în număr de
2 și se numesc aripioare sau alae, iar ultimele 2 cu poziție inferioară (libere
sau unite) alcătuiesc luntrița sau carena. Androceul e format din 10 stamine
total sau parțial unite prin filamentele lor formând un tub în jurul pistilului.
Rar staminele sunt libere. Androceul poate fi monadelf sau diadelf (9
stamine unite și una liberă). Gineceul este monocarpelar, iar fructul este o
păstaie. Polenizarea este entomogamă. Biochimic fabaceele se
caracterizează prin tanin, saponine, alcaloizi (cistină, sparteină, galegină
etc.). Familia cuprinde aproximativ 350 de genuri cosmopolite în cea mai
mare parte cu peste 10.000 de specii în pajiști și păduri de la șes și munte.
În țara noastră întâlnim 30 de genuri cu 208 de specii spontane (HODIȘAN,
I et POP, I., 1976).
Cele mai întâlnite Fabaceae invazive în paji știle din Banat au fost
Amorpha fruticosa și Cytisus scoparius .
Cytisus scoparius (L.) Link. (sin, Sarothamnus scoparius (L.)
Wimm. Ex W.D.J. Koch; sin. Spartium scoparium L.) (mături) este un arbust
cu tulpină e rectă, ramificată cu ramuri subțiri cu 5 muchii alipite de tulpină,
verzi tot anul, înaltă până la 2 m. Frunzele sunt alterne și scurt pețiolate,
cele bazale trifoliate, cu foliole ovate, simple spre vârful lujerului, cele tinere
foarte păroase, glabre și caduce spre sfârșitul verii. Florile sunt galben aurii
câte 1 -2 la axila frunzelor de la vârful ramurilor. Înflorește în mai -iunie.
Fructul este o păstaie de cca. 5 cm, lung -păroasă, negricioasă cu 8 -15
semințe. Specia drajonează puternic. Este toxică, tox icitatea manifestându –
se atunci când este consumată de animale în cantitate mare, iar laptele
produs de animalele care au consumat această plantă este toxic pentru om
(după PÂRVU C., 2000). Crește în zona pădurilor de stejar, tufărișuri, rariști
și margini de pădure (după CIOCÂRLAN V., 2000). Este o specie oligotrofă,
mezofită, calcifugă, rezistentă la secetă, sensibilă la ger (după PÂRVU C.,
2000). În locurile în care a fost introdus Cytisus scoparius a invadat pajiștile
și terenurile cultivate, luncile râ urilor, marginea drumului și malurile apelor.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
78
Această specie tolerează o paletă largă de soluri, cu pH -ul cuprins între 4,5 –
7,5. (JOHNSON P.N., 1982; WILLIAMS P.A., 1981). Conform lui MARUȘCA
(1995, 1999, 2001) această specie a fost introdusă la noi în țar ă în anul
1865 de către șeful Ocolului Silvic din Bocșa Română în scopul ocrotirii
vânatului.
Amorpha fructicosa L. (salcâm pitic) este un arbust cu înălțimea
de 1 -3(6) m. Frunzele sunt imparipenat compuse cu 5 -12 perechi de foliole
eliptic -oblongi, pe dos punctate cu negru. Păstaia are 6 -9 mm lungime și
este aspră.(PRODAN I. et. BUIA A., 1958). Înflorește în lunile mai -iulie. Este
subspontan prin zăvoaie, pe marginea apelor, a drumurilor. Este originar din
America de Nord (după CIOCÂRLAN V., 2000). Specia este mezofită,
moderat termofilă și amfitolerantă la reacția solului (după SANDA V. et al. ,
1983). DIHORU (2004) menționează specia ca invazivă în lunca Dunării.

Familia Euphorbiaceae
Familia Euphorbiaceae face parte din o rdinul Euphorbiales grupează
familii de plante lemnoase și ierboase, unisexuate, cu flori adesea
actinomorfe, cu periant simplu, rar diferențiat în caliciu și corolă. Gineceul
este superior și e format din 3 carpele unite care se exteriorizează sub
forma a 3 șanțuri. Sămânța are endosper m bogat și un embrion drept.
Ordinul cuprinde 2 familii ( Euphorbiaceae și Buxaceae ).
Familia Euphorbiaceae cuprinde plante foarte variate ca înfățișare
aparținând la toate formele biologice (acvatice natante, camefite cactiforme,
geofite cu rădăcini tuberi zate, fanerofite arborescente în zonele tropicale).
Euphorbiaceae -le sunt plante cu flori unisexuate, grupate monoic
sau dioic, în raceme, panicule cimoase, spice și ciații. Corpul vegetativ
conține adesea laticifere și celule secretoare de mucilagii și ta nin.
Florile au periant simplu diferențiat în caliciu și corolă dialipetală,
cele mascule sunt formate dintr -o stamină sau mai multe, iar floarea femelă
e alcătuită dintr -un gineceu superior tricarpelar sincarpic, sesil prevăzut cu

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
79
un ginofor înconjurat de un disc nectarifer. Fructul este capsulă care la
maturitate se desface în trei părți, fiecare conținând o sămânță prevăzută cu
caruncul. Polenizarea este anemofilă sau entomofilă.
Biochimic euforbiaceele conțin: uleiuri grase (în semințe), protide
toxice (toxalbumine, curcina, crotina, ricinina), glicozide cianogenice,
substanțe tinctoriale, rășini, cauciuc etc. Familia cuprinde 300 de genuri cu
peste 8000 de specii răspândite pe tot globul. În zonele temperate
vegetează numai euforbiacee ierboase în pajiș ti și păduri. În țara noastră se
întâlnesc 2 genuri cu 43 de specii spontane (după HODIȘAN, I et POP, I.,
1976).
În zona Banatului au fost întâlnite pajiști invadate cu Euphorbia
cyparissias și Euphorbia segetalis .
Euphorbia cyparissias L. (laptele câinelu i) este o plantă indigenă
ierboasă perenă cu rizom puternic, oblic, lignificat și cu stoloni repenți.
Tulpinile sunt stufoase, glabre, la început neramificate, apoi cu ramificații
sterile în partea superioară, galbene verzui, spre bază de multe ori roșiati ce,
înalte până la 50 cm. Frunzele sunt îngust liniare, dispuse în spirală, iar
inflorescența este pleiochaziu. Florile sunt unisexuate grupate în ciații. Cupa
ciațiului adăpostește o singură floare femelă, lung pedicelată și numeroase
flori mascule reprez entate prin câte o stamină, gineceul are ovar tricarpelar
cu un singur stil și 3 stigmate. În ciațiu se află glande bicornute gălbui sau
brune. Plantele înfloresc în lunile aprilie -iulie. Fructele sunt capsule cu
semințe cenușii cu car unculă reniformă. Pla nta este o trăvitoare, substanța
toxică fiind euforbionul. Latexul are proprietăți revulsive, aplicat pe piele
provoacă iritație și bășici, la ochi poate produce orbirea. Intern produce
inflamații gastrointestinale și purgații drastice. S -au semnalat cazuri de
otrăvire la cabaline, bovine, ovine, caprine, porcine. Laptele animalelor care
au consumat în furaje (fân) această plantă este toxic. Specia este
hemicriptofită (geofită), xeromezofită, mezotermă, slab acid -neutrofilă,
heliofilă. Este întâlnită în pășu ni, locuri uscate, nisipoase, pietroase, însorite,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
80
locuri ruderale și cultivate, margini de drum, de la câmpie până în regiunea
subalpină ( după PÂRVU C., 2000).
Euphorbia segetalis L. este o specie mediteraneană , aceasta
fiind adventivă în Europa centrală și de est (SÎRBU et OPREA, 2011) . În
Banat se întâlnește în pajiști uscate și zone rederalizate, pajiști
suprapășunate din apropierea zonelor locuite din județul Timiș și Caraș
Severin.

Familia Polygonaceae
Reynoutria x bohemica Chrtek et Chrtkov á (sin. R. japonica x
sachalinensis ; Fallopia x bohemica (Chrtek & Chrtková) J. Bailey;
Polygonum x bohemicum (Chrtek & Chrtková) Zika et Jacobson) este o
specie hibridă ( R. Japonica x sachalinensis ) descrisă recent în literatura de
specialitate. Specia se înmulțeșt e cu precădere vegetativ cu ajutorul
rizomilor. În țara noastră este răspândită de -a lungul cursurilor de apă
invadând terenurile adiacente. Este una dintre cele mai agresive specii
invazive din țara noastră (SÎRBU et OPREA, 2011) . În Banat, cele mai
afect ate de invazia cu această specie sunt pajiștile de luncă unde este
prezentă specia. În județul Caraș Severin cele mai afectate sunt terenurile
adiacente râurilor Bârzava și Timiș, unde Reynoutria x bohemica este
abundentă alături de R. Japonica, însă acest e specii sunt prezente și pe alte
cursuri de apă din Banat .
Reynoutria japonica Houtt. (Polygonum cuspidatum Sieb. et Zucc.;
Fallopia japonica (Houtt.) Ronse Decr. ) este o specie originară Asia de es t
și a fost introdusă în Europa în secolul 19 în scop ornamental. În prezent
este răspândită în înt reaga Europă unde se comportă ca invazivă, fiind una
dintre cele mai agresive specii în acest sens. În Banat este întâlnită în
special în zone locuite (Timișoara , Reșița). Se înm ulțește în același mod ca
și R. X bohemica , fiind adesea întâlnite în aceeaș i comunitate vegetală ( ex:
lunca Bârzavei) .

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
81
Ambele specii sunt dăunătoare atât din punct de vedere al mediului
prin formarea d e comunități dense care distrug comunitățile vegetale na tive,
dar și economic prin transformarea în terenuri fără valoare a supr afețelor
invadat e, fiind aproape imposibil de combătut. De asemene, în zonele
locuite dezvoltarea rizomilor distruge pavajele, asfaltul , fundații,
terasamente, amenajări de drenaj și pentrul controlul inundațiilor etc., fiind
una dintre cele mai păgubitoare specii invazive din țara noastră.

Familia Apiaceae
Familia Apiaceae face parte din o rdinul Araliales cuprinde mai ales
familii de plante ierboase cu frunze foarte variate dispuse altern. Florile sunt
grupate în umbele. Biochimic se caracterizează prin produși metabolici
speciali: uleiuri eterice, oleo -rezine, glicozide, saponine, alcaliozi. Ordinul
cuprinde 2 familii ( Araliaceae și Apiaceae ).
Familia Apiaceae cuprinde plante ierboase anuale bianuale și
perene cu rădăcini pivotante , rar arbustive. În general tulpinile sunt
canaliculate și prevăzute cu noduri și internoduri lungi. Frunzele sunt
nestipelate, alterne, și foartevariate, adesea sunt penat și palmat sectate,
rar întregi și au o teacă bine dezvoltată. Florile sunt grupate în umbele
compuse, rar simple, putând avea sau nu involucru și involucel. Florile au
simetrie actinomorfă, bisexuate. Caliciul este dialisepal format din 5 sepale
rudimentare. Corola este dialipetală și e formată din 5 petale. Androceul e
format din 5 stam ine inserate la baza discului nectarifer. Ovarul este
bicarpelar, inferior, este neted și este prevăzut cu mai multe creste
longitudinale. Fructul este dicariopsă care se desface adesea în 2 mericarpii
fixate la partea superioară cu un carpofor bifurcat. P ereții fructului sunt
străbătuți de canale secretoare de oleo -rezine. Toate organele conțin canale
secretoare de uleiuri eterice (geraniol, cimol, timol, borneol, limonen, pinen),
oleo-rezine, heterozide și alcaloizi (coniina etc.). Apiaceele cuprind

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
82
aprox imativ 3000 de specii, iar în flora țării noastre întâlnim 50 de genuri cu
122 de specii spontane (după HODIȘAN, I et POP, I., 1976).
În zona Banatului au fost întâlnite pajiști invadate cu Eryngium
campestre , dar și o pajiște halofilă invadată masiv cu spe cia Foeniculum
vulgare .
Eryngium campestre L. (scaiul dracului) este o specie indigenă
ierboasă perenă cu rizom fusiform vertical gros până la 1 cm și lung de 10 –
15 cm, din care se desprind rădăcini fibroase. Tulpina este cilindrică, glabră,
globulos rami ficată, alburie, înaltă până la 50 cm. Frunzele sunt rigide, 2 -3
penat sectate cu foliole țepoase, decurente pe rahisul frunzei, cele bazale
lung pețiolate, cele tulpinale sesile și înconjură tulpina. Florile sunt alb
verzui, grupate în capitule ovoidale, cu involucru din 5 -10 bractei spinoase,
lungi de 3 -4 cm, caliciu cu dinți lanceolați mai lungi decât corola, corola are
petale lungi și inflexe. Înflorește în lunile iulie -august. Fructul este diachenă
elipsoidală ghimpoasă. Specia este hemicriptofită, xer ofită, termofilă, slab
acido -neutrofilă, heliofilă. Crește în locuri aride, margini de drum, aluviuni,
din zona de stepă până la altitudinea de 600 -800m (PÂRVU C., 2000).

Foeniculum vulgare Mill. este o specie mediteraneană din Asia
de vest cultivată din v echime ca plantă aromatică și medicinală. În România
a fost menționată în secolul 18 în Banat (SÎRBU et OPREA, 2011). În Banat
a fost observată ca invazivă în pajiști panonice din lolcaitatea Moravița.

Familia Dipsacaceae
Ordinul Dipsacales prezintă plant e lemnoase și ierboase cu frunze
întregi sau sectate, adesea opuse și conate. Inflorescențele sunt adesea
cimoase cu flori actinomorfe și zigomorfe, penat tetramere, tetraciclice cu
gineceu inferior pluri sau unilocular. La dipsacacee putem remarca
predomi narea inflorescențelor condensate până la stadiul de capitul.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
83
Familia Dipsacaceae cuprinde 11 genuri cu circa 200 de specii
ierboase cu frunze nestipelate, simple sau sectate, dispuse opus.
Inflorescențele sunt capitule înconjurate la bază de foliole invo lucrale. Florile
sunt bracteate, bisexuate și zigomorfe fiind alcătuite dintr -un caliciu
gamosepal nediferențiat care la maturitate dă naștere la un fel de papus.
Corola este tubuloasă și pe ea se prind 4 stamine. Polenizarea este
entomofilă, iar fructul e achenă (HODIȘAN, I et POP, I., 1976).
Dipsacus sativus (L.) Honck. (sin D. fullonum L. var sativus L.; D.
fullonum Mill non L.) (varga ciobanului) este o specie ierboasă anuală cu
frunze tulpinale sesile aculeate și setos ciliate, iar cele tulpinale unite . Florile
sunt grupate în capitule foarte mari. Specia înflorește în lunile iulie -august.
Crește la marginile pădurilor și a șanțurilor (PRODAN I. et BUIA A., 1958).
Este o specie terofită, mezohidrofită, mezotermă spre moderat termofilă,
slab acido -neutro filă (după SANDA V. et al. , 1983). Specia este întâlnită în
diferite pajiști din Banat, mai ales în județele Caraș Severin și Timiș.

Familia Dennstaedtiaceae
Clasa Filicatae cuprinde ferigile – plante inferioare, care au cormul
diferențiat în rădăcină, tu lpină și frunze care aparțin de sporofit. Gametofitul
este monoic (HODIȘAN, I et POP, I., 1976).
Ordinul Polypodiales este cel mai bogat ordin de ferigi însumând
aproape 9000 de specii. Ferigile erbacee posedă tulpini subterane numite
rizomi, de culoare br unie, acoperite cu solzi și cu tecile frunzelor moarte.
Gametofitul rezultă prin germinarea sporului care dă naștere unui protal
monoic, lamelar și cordiform, de culoare verde închis, prins de substrat prin
rizoizi. Pe dosul protalului se formează arhegoan ele și anteridiile
(HODIȘAN, I et POP, I., 1976).
Familia Dennstaedtiaceae prezintă plante cu frunze cu pețiol cu
numeroase fascicule unite distal. Sorii sunt liniari și sunt acoperiți de

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
84
marginile revolute ale frunzelor și de induziu. Sporii acestor plant e sunt
tetraedrici (CIOCĂRLAN, V., 2000).
Pteridium aquilinum (ferigă de câmp) este o specie cosmopolită,
perenă cu rizom gros, orizontal. Frunzele sunt mari de 0,4 -2 m lungime, cu
pețiol lung și limb triunghiular ovat, de mai multe ori sectat. Sorii forme ază o
linie continuă pe marginea lobilor frunzei, care este puțin curbată spre
partea inferioară îndeplinind rol de protecție a sporangilor (COSTE, I.,
2001).
Este cea mai mare ferigă de la noi ( HODIȘAN, I et POP, I., 1976).
Această specie este mezoxerofi tă-mezofită, heliofită – sciadofită, oligotrofă,
moderat acidofilă, toxică (CIOCÂRLAN, V., 2000). Feriga de câmp crește în
pajiști umede din zonele de deal și munte ca buruiană invadatoare, greu de
combătut (COSTE, I., 2001). Specia este menționată ca inva zivă în
România și de DIHORU (2004).
Ca să nu se înmulțească în pajiști, în Munții Apuseni, la Lupșa și în
alte sate era obiceiul ca la Vartolomei (11 iunie ) toți cei pe locurile cărora
apărea, să se ducă și s -o bată cu un băț, rupându -i frunzele crude ce
răsăreau de timpuriu în pajiști (BUTURĂ, V., 1979).

Familia Asclepiadaceae
Asclepias syriaca L. este originară din America de Nord fiind
introdusă în Europa și secolul 17. Aceasta a fost cultivată pentru multiple
utilizări, respectiv ca plantă medicinală, ornamentală, meliferă, pentru fibre
textile, cauciuc, hârtie, săpunuri etc. În țara noastră este întâlnită ca plantă
cultivată ornamental sau subspontană în aproape toate regiunile țării .
Specia se înmulțește atât vegetativ cât și generativ (SÎRBU et OPRE A,
2011). În Banat este întâlnită în luncile râurilor, pajiști mezo -xerofite, culturi
agricole.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
85

Fig. 6.1. Prunus spinosa L. (foto original)

Fig. 6.2. Pteridium aquilinum (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
86

Fig. 6. 3. Picris echioides (foto original)

Fig.6.4. Rosa c anina (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
87

Fig. 6.5. Rosa canina (foto original)

Fig. 6.6. Eryngium campestre (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
88

Fig. 6.7. Rubus caesius (foto original)

Fig. 6.8. Rubus caesius (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
89

Fig. 6.9. Ambrosia artemisiifolia (foto original)

Fig. 6 .10. Erygeron annuus (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
90

Fig. 6.11. Euphorbia cyparissias (foto original)

Fig. 6.12. Euphorbia segetalis (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
91

Fig. 6.13. Dipsacus fullonum (foto original)

Fig. 6.14. Dipsacus fullonum (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
92

Fig. 6.15. Ambrosia a rtemisiifolia (foto original)

Fig. 6.16. Asclepias syriaca (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
93

Fig. 6.17. Solidago canadensis (foto original)

Fig. 6.18. Reynoutria japonica (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
94

Fig. 6.19. Juncus tenuis (foto original)

Fig. 6 .20. Juncus tenuis (foto or iginal)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
95

Fig. 6.21. Amorpha fruticosa (foto original)

Fig. 6.22. Asclepias syriaca (foto original)

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
96

Ambrosia artemisiifolia L. – specie invazivă

7.1. Generalități . Taxonomie. Morfologie

7.1.1. Generalități

Ambosia artemisiifolia (iarba pârloagel or) se găsește frecvent de -a
lungul șoselelor și al căilor ferate, atât în intravilan, cât și în extravilanul
localităților. Aceasta este o specie invazivă, inclusă în lista oficială a
buruienilor de carantină, caracterul nociv al speciei fiind cauzat de
afecțiunile alergice pe care le provoacă în perioada înfloririi.
Ambosia artemisiifolia este o plantă originară din America de Nord,
prezența ei fiind remarcată încă din 1853 în Germania și din 1870 în
Elveția. La noi în țară, s -a aclimatizat recent, putân d fi întâlnită cu precădere
pe Valea Mureșului, în Banat, în județele Bihor, Vaslui, Giurgiu.
În contextul încălzirii globale a crescut foarte mult producția de
polen de ambrozie; cantitatea de polen se dublează în perioadele de secetă
și temperaturi cresc ute, planta având o perioadă lungă de înflorire (din iulie
până la sfârșitul toamnei). Ea reprezintă una dintre cauzele principale ale
rinitelor alergice din Canada, SUA și Europa. Polenul acestei plante este
unul dintre factorii agravanți ai astmului bron șic la sfârșitul verii.
În Ungaria și Austria, combaterea ambroziei este reglementată prin
lege de mai mult de 10 ani, cetățenii maghiari riscând amenzi de 200.000 de

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
97
forinți (aprox. 3000 lei) dacă nu o distrug din grădinile proprii sau din jurul
imobilelo r
(http://www.dmmt.ro/uploads/files/arbori_arbusti/Ambrosia%20artemisiifolia.
pdf, consultat la 30.07.2014).
Semințele bogate în uleiuri persistă de -a lungul ierni i și sunt hrană
pentru unele rozătoare și păsări. Un ulei esențial extras din floarea pustei
are efect antimicrobian, având în compoziție compuși cu caracter antifungic
și antibacterian ( http:// www.usanpn.org/Ambrosia_artemisiifolia , consultat la
12.05.2014).

7.1.2. Origine și răspândire

Specia A. artemisiifolia face parte din grupul plantelor care în mod
curent poartă numele de ”plante rele”, a fost identificată ca buruiană în anul
1838 în SU A după scrierile lui WAGNER și BEALS din 1958. În Canada a
fost studiată în 1863 de către PALLISER, conform lui B ASSETT și lui
CROMPTON în 1975. Uimitor a fost faptul că tot în Canada s -a descoperit
polen aparținând acestei specii, cu o vechime de peste 60 000 de ani, polen
ce data încă din perioada interglaciară (DINESCU, 2005).
Specia A. artemisiifolia este originară din America de nord (SUA,
Canada, Mexic) (EPPO, 2000, în http://www.issg.org/database , consulta t la
12. 06.2014).
Conform bazei de date a ISSG specia A. artemisiifolia a fost
introdusă în: Europa, Asia, America de Sud, Guatemala, Cuba, Jamaica,
Guadelupe, Martinica, Mauritius, Australia, Noua Zeelandă, Hawaii (PIER,
2005; EPPO, 2000; BASS et al. 200 0; KIL et al. 2004; DING et al. 2006; MA
& LIU, 2003; CHAUVEL et al . 2006; GENTON et al . 2005; NOBANIS,
nedatat; BOHREN, 2006; PROTOPOPOVA et al . 2006; DERNOVICI et al .
2006) ( http://www.issg.org/database , cons ultat la 12. 06.2014).
Intensificarea relațiilor comerciale dintre statele continentului nord

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
98
american și restul lumii, tributare transportului de cartofi, cereale și semințe
de trifoi, a făcut ca această specie să se răspândească pe noi arealuri.
Pentru p rima oară, prezența ambrosiei pe continentul european este
semnalată în anul 1863 în Germania apoi și în Elveția în 1870. Datorită
slabei sale aclimatizări și competitivități, această plantă nu s -a prea extins în
flora spontană și mult timp a rămas necunos cută.
A fost adusă clandestin din America de Nord, ajunsă în Franța a
devenit subiectul unei controverse conform căreia se pare că a fost
introdusă în anul 1863, odată cu un lot de semințe de trifoi roșu.
Contaminarea incidentală este datorată avioanelor a mericane care
transportau grâne în timpul celui de -al doilea război mondial. Începând cu
anii 50, s -a răspândit cu repeziciune în toată Europa, în regiunile lioneze a
fost semnalată tot în anii 1950 iar între 1960 -1970 a ridicat numeroase
probleme de sănăt ate în rândul locuitorilor zonei. Acum, mai mult de 100000
de persoane din regiunea Rhone -Alpes sunt afectate de alergii. În Franța,
este preponderent răspândită în regiunea estică a țării. În Ungaria, se pare
ca o suprafața destul de mare este atinsă, din pricina amenajărilor
teritoriale, care au făcut posibilă cucerirea unui areal foarte întins. Este
prezentă și în Italia, în câmpia Panonică dar și în fosta Iugoslavie a atacat
arealuri întinse din pricina războiului care a împiedicat cultivarea terenurilo r
agricole.
În lucrarea “ Flora CNRS ” editată în 1987 în Franța, ambrosia este
descrisă ca o specie ce apare în regiunile limitrofe Parisului. În Elveția este
întâlnita în câteva localități din apropierea Locarnei și în apropierea
cantoanelor genoveze (DI NESCU, 2005).
Primele informații asupra acestei specii în România datează din
anul 1908. Planta este prezentă în zona Banatului, în Sighet, în Moldova și
în Muntenia. Semnalările pe teritoriul României a speciei Ambrosia
artemisiifolia din acea perioadă, a u identificat doar exemplare individuale
sau populații foarte mici, botaniștii neacordându -i un prea mare interes,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
99
necunoscând efectul dăunător cauzat de polenul florilor acestei plante
atunci când ea trăiește în populații întinse. După anul 1990, numeroas e
terenuri agricole au fost abandonate, au avut loc masive defrișări în sectorul
silvic, buruienele din culturile agricole nu au fost combătute astfel că pe
marginea șoselelor și a căilor ferate, A. artemisiifolia s-a extins foarte mult în
flora spontană, invadând până și culturile agricole, trăind în populații întinse
care ocupă adesea mai multe hectare (DINESCU, 2005).
Conform lui BRETAGNOLE et CHAUVEL (2006) A. artemisiifolia a
fost introdusă pentru prima dată la mijlocul secolului XIX în Franța și
Germa nia ca și contaminant al produselor agricole provenite din America de
Nord, iar apoi în timpul primului război mondial prin intermediul cailor.
Specia a fost introdusă și s -a răspândit în principal datorită activităților
antropice precum contaminarea prod uselor agricole, a utilajelor sau a
materialelor de construcție.
Conform lui CHAUVEL et al. (2006) A. artemisiifolia a fost introdusă
în Franța prin cultivarea cartofilor și leguminoaselor. Același autor
menționează că iarba pustei a fost răspândită în Eur opa prin intermediul
furajelor contaminate pentru hrana cailor cavaleriei, în timpul primului război
mondial. În Ucraina, PROTOPOPOVA et al . (2006) amintește că această
specie a fost inițial cultivată intenționat ca plantă medicinală, răspândindu –
se apoi î n terenurile adiacente. BOHREN (2006) arată că A. artemisiifolia s-
a răspândit în țările din fosta Iugoslavie în timpul războiului de la sfârșitul
anilor 90 datorită necultivării multor suprafețe de teren. Tot BOHREN (2006)
menționează că semințele de A. a rtemisiifolia sunt găsite adesea în
amestecurile de semințe destinate pentru hrana păsărilor, aceasta fiind
calea de pătrundere a acestei specii în unele țări Europene, aceasta fiind
găsită în amestecurile de cereale cu semințe de floarea soarelui și sorg. O
altă cale de răspândire a florii pustei, mai ales între țările vecine precum
Elveția, Franța și Italia o reprezintă materialele de construcții sau
echipamente și utilaje pentru construcții, respectiv echipamente și mașini

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
100
agricole ( http://www.issg.org/database , consultat la 12. 06.2014).
O altă cale de răspândire a florii pustei este reprezentată de
cursurile de apă, respectiv zonele adiacente aflate de -a lungul acestora
(EPPO, 2000; http://www.issg.org/database , consultat la 12. 06.2014).
După cum reiese din harta răspândirii în Europa a speciei A.
artemisiifolia în Europa, în anul 2008 aceasta este prezentă în aproape
toate țările europene (fig. 7.1).

Fig. 7 .1. Răspândirea speciei Ambrosia artemisiifolia L. în Europa în anul 2008
(http://www.europe -aliens.org/images/factsheetMaps/1_ambart.jpg , consultat la 24.06.2014 )

Conform date lor actualizate în anul 2013 ale The Global Invasive
Species Database țările în care este prezentă A. artemisiifolia sunt:
Argentina, Australia, Austria, Azerbaidjan, Belgia, Bolivia, Brazilia, Chile,
China, Columbia, Croația, Cuba, Republica Cehă, Danemar ca, Finlanda,
Franța, Germania, Guadelupe, Guatemala, Ungaria, India, Italia, Jamaica,
Japonia, Kazahstan, Coreea, Lituania, Letonia, Martinica, Mauritius,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
101
Republica Moldova, Olanda, Noua Zeelandă, Norvegia, Paraguay, Peru,
Polonia, Portugalia, România, Fe derația Rusă, Slovacia, Slovenia, Spania,
Suedia, Elveția, Taiwan, Turcia, Ucraina, Marea Britanie, Statele Unite ale
Americii, Uruguay ( http://www.issg.org/database , consultat la 12. 06.2014).
GLADIEUX et al. (2014) a efectuat cercetări asupra populațiilor de
A. artemisiifolia din Europa de est pentru a determina dacă acestea provin
din populațiile din Franța sau din surse trans -atlantice independente
ulterioare. În acesta sens au fost realizate analize geneti ce. Astfel, s -a
determinat că în Europa de est această specie nu provine din populațiile
inițiale din Franța, ci prezintă numeroase surse independente din populații
native diferite din America de Nord. Populațiile de A. artemisiifolia din estul
Europei pre zintă o mare variabilitate genetică, însă analiza structurii
acestora a arătat că se disting foarte evident două grupuri europene. Acest
fapt sugerează introducerea separată a acestei specii în estul și în vestul
Europei din surse divergente, cel mai proba bil invazia se datorează
schimburilor comerciale din secolul al douăzecilea.

7.1.3. Taxonomie

În cele ce urmează este prezentată încadrarea sistematică a speciei A.
artemisiifolia (fig. 2.2):
Specia : Ambrosia artemisiifolia L. (1753) (sin. A. elatior L.);
Genul: Ambrosia;
Subfamilia: Tubuliflorae;
Familia: Asteraceae;
Subclasa: Asteridae;
Clasa: Dicotyledonatae;
Subîncrengătura: Angiospermae;
Încrengătura: Magnoliophyta;
Subregnul: Cormobionta (DINESCU, 2005; BRETAGNOLE et CHAUVEL,
2006).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
102

Fig. 7 .2. Amb rosia artemisiifolia (foto original )

Alte sinonime enunțate de BRETAGNOLE et CHAUVEL (2006)
sunt: Ambrosia absynthifolia (Michx., 1803), Ambrosia artemisiifolia L.
subsp. diversifolia (Piper, 1837), Ambrosia artemisiifolia L. var. jamaicensis
(Griseb. 186 1), Ambrosia artemisiifolia L. var. octocornis (Kuntze, 1891),
Ambrosia artemisiifolia L. var. quadricornis (Kuntze, 1891), Ambrosia
artemisiifolia var. artemisiifolia , Ambrosia artemisiifolia var. elatior
(Descourt., 1821), Ambrosia artemisiifolia var. elatior f. villosa (Fernald &
Griscom, 1935), Ambrosia artemisiifolia var. paniculata (Michx.), Ambrosia
diversifolia (Piper), Ambrosia elata (Salisbury, 1796), Ambrosia elatior L.,
Ambrosia elatior L. var. heterophylla (Muhlenburg ex Willedenow, 1913),
Ambr osia glandulosa (Scheele, 1849), Ambrosia heterophylla (Muhlenburg
ex Willdenow, 1803), Ambrosia longistylus (Nuttall, 1840), Ambrosia media

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
103
(Rydberg, 1910), Ambrosia monophylla (Rydberg, 1922), Ambrosia
paniculata (Michaux, 1803, Ambrosia simplicifolia (Raeuschel, 1797), Iva
monophylla (Walter, 1788).
Denumirea populară este iarba pârloagelor care provine din
traducerea denumirii speciei A. artemisiifolia din limba maghiară, respectiv
parlagfu . O altă denumire populară este floarea pustei care conform lui
DINESCU (2005) a fost atribuită de către N. HODIȘAN în anul 2003.
În cele ce urmează sunt prezentate denumirile populare ale speciei
A. artemisiifolia în mai multe limbi străine: ambroisie, feuille d'armoise
(franceză), ambroisie annuelle, ambrosia aux feu illes d'armoise (franceză),
ambrosia con foglie di atremisia (italiană), ambrosia de hojas de ajenjo,
artemisia del pais (spaniolă), ambrozja bylicolistna, ambrozja bylicowata
(poloneză), ragweed, common ragweed, annual ragweed, hog -weed
(engleză SUA), Aufrechte Ambrosie, Hohes Traubenkraut (germană),
Aufrechtes Traubenkraut (germană – Elveția), bastard wormwood,
bitterweed (engleză – Marea Britanie), beiskambrosia (norvegiană),
blackweed, carrot -weed, hay -fever weed, roman bitterweed (engleză –
Canada), bynke-ambrosie (daneză), kietine ambrozija (lituaniană),
marunatuoksukki (finlandeză), parlagfu, vadkender (maghiară), pujulehine
ambroosia (estonă) ( http://www.issg.org/databa se/species/
ecology.asp?si=1125&fr=1&sts , consultat la 28.06.2014).

7.1.4. Morfologie

Rădăcina este pivotantă (fig. 7 .3), puternic fasciculată în partea
superioară pe o porțiune de 20 -30 centimetri, de la colet în jos prezentând
ramificații subțiri. În sol, rădăcina atinge până la 3 metri lungime atunci când
crește pe soluri nisipoase și până la 1,2 -1,5 metri pe soluri mai compacte.
Tulpina (fig. 7 .4) este înaltă și dreaptă, brăzdată în lungime,
unghiulară, lignificată la bază, adeseori păroasă, perii s unt depărtați în

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
104
special în înălțimea tulpinii, are culoare roșietică la plantele adulte. Are
înălțimea între 30 -120 cm (înălțimea medie e de 70 cm). Ramificată la bază,
tulpina dă plantei un aspect de tufiș (când dispune de suficient spațiu de
dezvoltare) .
Când planta se dezvoltă pe terenuri aride și seci sau pe bordurile
șoselelor, tulpina poate fi scurtă și foarte robustă, atingând numai 10 cm.
Frunzele (fig. 7 .5) sunt subțiri, lungi de 5 -10 centimetri, verzi, sectate, opuse
la bază, în înălțimea plante i devin alterne. Cele de la baza tulpinii sunt late,
sectate, au aceeași culoare și au pețiolul scurt. Spre vârf, se îngustează și
sunt dispuse alternativ. Primele frunze care apar sunt divizate în trei foliole.
Numărul diviziunilor crește la următoarele f runze ce apar, care sunt adânc
sectate, fața inferioară are aceeași culoare cu fața superioara. Dacă sunt
zdrobite între degete, frunzele nu au miros caracteristic. Cel mai adesea
acestea sunt pentalobate, cu diviziuni lanceolate și cu fața inferioară de
culoare cenușie.

Fig. 7 .3. Rădăcina la A. artemisiifolia (foto original )

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
105
A. artemisiifolia este o plantă monoică pentru că poartă pe același
individ atât florile bărbătești (fig. 7.6) cât și florile femeiești (7 .7), amândouă
tipurile de flori au poziție erectă. Mugurii florali apar la sfârșitul lunii iunie
apoi devin flori, grupate în inflorescențe.

Fig. 7 .4. Tulpina la A. artemisiifolia
(foto Leca Ștefan ) Fig. 2.5. Frunze la A. artemisiifolia
(foto Leca Ștefan )

Fig. 7 .6. Flori mascule la A.
artemisiifolia (foto Cotuna Otilia ) Fig. 7 .7. Flori femele la A. artemisiifolia
(foto original )

Florile bărbăt ești, care apar în luna iulie, sunt grupate în
inflorescențe verzui numite capitule, sunt sferice, au 3 -5 mm, capitulele sunt
reunite în spice subțiri, situate la extremitățile tulpinii. Fiecare spic este
format din 20 -50 capitule. Capitulele au formă de c apsule răsturnate și sunt
atașate la spic cu ajutorul unui pețiol. Se întâmplă să întâlnim plante care nu
au decât flori bărbătești în cantități impresionante. Începând cu luna august,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
106
florile bărbătești emit polenul, producția de polen atinge apogeul în l una
septembrie – culmea polenului – emisia de polen se încheie la începutul lunii
octombrie. În condiții ideale, ambrosia emite o cantitate mare de polen (fig.
7.8), în condiții dificile însă, planta este capabilă sa producă numeroase flori
care nu vor pro duce polen.
Grăunciorul de polen are diametrul de 20 microni, este sferic, este
foarte ușor, suprafața sa este acoperită de niște excrescențe caracteristice
numite spini.

Fig. 7 .8. Polen de A. artemisiifolia (foto original )

Florile femeiești sunt disc rete, fiind inserate la subsuoara frunzelor
pe tulpini de obicei scurte, sunt solitare sau sunt grupate câte două. Fiecare
floare femeiască are bractee florale dințate spinoase, ovarele au stigmatele
prevăzute cu un stil cu două filamente lungi. La maturit ate, fiecare floare
femeiască fecundată de polen, va genera o cantitate mare de fructe numite
achene.
Achenele (fig. 7 .9) mici și spinoase, sunt mai mult lungi decât late,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
107
au cam 4 -5 milimetri, spre vârf sunt cilindrice, în mod frecvent se agață de
blana a nimalelor, aceasta fiind o cale de diseminare a lor în alte zone decât
cele în care se află planta producătoare. Semințele de culoare maro -gălbui
până la maro -închis, sunt prevăzute cu 5 -6 spini tociți, triangulari, repartizați
regulat (uniform) pe suprafa ța seminței. Semințele germinează primăvara
când este destul de cald. Cotiledoanele semințelor sunt cărnoase, au
lungime medie iar pețiol urile sunt ușor vizibile (fig. 7 .10) (DINESCU, 2005).

Fig. .9. Sămânța la A. artemisiifolia
(http://www.uwgb.edu/biodiversity/herbarium/v
ascular_plants/Misc_species/ambart_matureF
ruit01gf400.jpg , consultat la 12.05.2014) Fig. 7 .10. Plant ulă de A. ar temisiifolia
(http://extension.missouri.edu/explore/imag
es/ipm1007ragweed01.jpg , consultat la
12.05.2014)

Semințele sunt capabile să reziste și să germineze după o perioad ă
de latență de mai mulți ani. De obicei, semințele cad pe sol, în apropierea
plantei – mamă. Ele se acumulează în sol, în stadiul de latență și se
constituie într -o rezervă “bancă de semințe”, capabilă de a produce
numeroase generații de plante. Pe un exe mplar de numai 40 de cm, s -au
numărat aproximativ 4500 de semințe (DINESCU, 2005).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
108
7.1.5. Biologia speciei

Floarea pustei este o specie monoică cu flori mascule și femele
situate separat pe aceeași plantă. Înflorirea este dependentă de lungimea
zilei ș i are loc de la începutul verii până la sfârșitul toamnei. Specia este
autogamă, astfel se poate autopoleniza pentru a produce semințe
(BRETAGNOLE et CHAUVEL, 2006, http://www.issg.org/database , consultat
la 12. 06.2014).
Pentru ca semințele să germineze, ele trebuie să fie îngropate în
sol, la o adâncime de până la 3 cm. Au nevoie de multă lumină, temperatura
de germinare trebuie să se încadreze între 20 – 25 oC, creșterea plantei
poate demara la sfârșitul lunii aprilie și se prelungește până în luna iunie.
Dezvoltarea vegetativă a plantei are loc pe parcursul lunii iulie. Numeroase
ramificații apar la baza tulpinii principale pentru a forma un tufiș care va
crește apoi în înălțime (DINESCU, 2005). Semințele trebu ie să parcurgă o
perioadă de inactivitate primară și una secundară, și germinează după
perioade lungi ploioase și cu temperaturi scăzute (BAZZAZ, 1970;
BRETAGNOLE et CHAUVEL, 2006).
Conform lui BRETAGNOLE et CHAUVEL (2006), mecanismul de
dispersie al achen elor este barochoria, însă specia poate fi dispersată și cu
ajutorul păsărilor (zoohorie), sau cu ajutorul apei (hidrochorie). De
asemenea, activitățile umane sunt cea mai puternică sursă de dispersie mai
ales de -a lungul căilor de transport terestre și în terenurile agricole.
Începând cu “coloniile inițiale” difuzarea semințelor se face mai cu
seamă prin intermediul omului – antropochorie. Este o certitudine că omul
participă în mod activ sau pasiv, prin diferite mijloace de transport la
diseminarea seminț elor acestei plante (se lipesc de talpa pantofilor). O altă
cale de răspândire a semințelor este cea prin intermediul cailor și a
mijloacelor de transport: șoselele (agățate de pneurile camioanelor și ale
tractoarelor sau de uneltele și mașinile agricole), căile ferate, căile fluviale.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
109
Diseminarea spontană – autochoria nu explică difuziunea masivă pe un
areal atât de vast al plantei. Pasările au și ele un rol foarte important în
împrăștierea semințelor de ambrozie, acțiune numită ornitochorie. Nefiind
prevă zute cu dispozitive care să permită transportul, nu sunt duse de vânt.
Timpul răcoros și umiditatea atmosferică împiedică deschiderea florilor
bărbătești, timpul uscat și vântul, cu o temperatură optimă, facilitează emisia
de polen la maximum, zilnic se pr oduc mii de grăuncioare de polen care
apoi sunt luate de vânt și împrăștiate până la distanțe de 40 de kilometri de
planta -mamă. Deoarece planta este polenizată de vânt, face parte din
categoria plantelor anemofile dar produce o cantitate mult mai mare de
polen decât plantele entomofile, polen alergic care este considerat de
specialiști drept poluant biologic, cu aceleași valențe și agresivitate ca a
unui poluant chimic. Se estimează că ambrosia răspândește cam 100
g/plantă/anual grăuncioare de polen deci, este planta care produce mai mult
polen decât toate celelalte plante ierboase anemofile luate în ansamblu
(DINESCU, 2005).
A. artemisiifolia este o specie a cărei semințe cad în proximitatea
plantei -mamă ajungând uneori la 500 – 7300 semințe/m2 (EPPO, 2006 ).
Alte surse din literatură afirmă că fiecare plantă de floarea pustei
poate produce 3000 până la 62000 de semințe care pot supraviețui până la
40 de ani (REINHARDT et al. , 2003).
BRETAGNOLE et CHAUVEL (2006) afirmă că semințele de A.
artemisiifolia rămân viabile cel puțin 40 de ani în rezerva de semințe din sol.
Conform lui LEWIS (1973) semințele din sol rămân viabile în proporție de
85% după 20 de ani. De asemenea, planta are o capacitate foarte bună de
refacere după tăierea părții aeriene (BRETAGNOLE et CHAUVEL, 2006).
A. artemisiifolia germinează chiar și la 6 oC însă temperatura
optimă de germinare este de 20 oC. La temperaturi mici dezvoltarea ei este
mai lentă. Germinează primăvara dintr -o sămânță ce are două cotiledoane
rotunjite din care ies două f runzulițe opuse, colorate verde -deschis, se

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
110
dezvoltă, înflorește, emite polen, produce fructe numite achene care conțin
sămânța. Ciclul de viață se încheie odată cu primul val de frig adus de iarna
(DINESCU, 2005).

7.1.6. Ecologia speciei

A. artemisiifol ia este o specie ierboasă anuală de zi lungă originară
din partea temperată a Americii de Nord, respectiv S.U.A. și Canada.
Specia este considerată invazivă în Europa, părți ale Asiei și Australia.
Specia are o capacitate de concurență extrem de puternică, fiind foarte
agresivă, din această cauză fiind considerată ca buruiană dăunătoare în
culturile agricole
(http://www.issg.org/database/species/ecology.asp?si=1125&fr=1&sts ==,
consultat la 28.06.2014).
Floarea pustei crește în general în locuri ruderale sau degradate
asociate cu o perturbare puternică datorată activităților umane. Astfel specia
se instalează foarte ușor în diferite tipuri de habitate, fiind frecventă pe
margin ea drumurilor, căilor ferate, locuri de construcție, cariere de piatră,
câmpuri agricole, zone locuite, cursuri de apă etc (BOHREN, 2006) .
A. artemisiifolia este o specie pionieră (DINESCU, 2005; MAUPIN
et APPARICIO, 2004), oportunistă, cu capacitate de co ncurență redusă
(DINESCU, 2005). Se instalează la începutul primăverii pe terenurile
agricole pregătite pentru a fi cultivate.
Specie termofilă și nitrofilă, este atrasă de obicei de suprafețele
care au un bogat conținut în azot, îi plac solurile jilave, u mede, fapt pentru
care este plantă mezofilă. Răspândirea sa este legată în principal de
următoarele condiții de mediu:
 este o plantă slab competitivă, colonizatoare, se dezvoltă pe terenuri
nisipoase, silico -argiloase, pietroase, mâloase, pe miriști, pe
terenuri moderat acide ce au pH = 6,0 -5,0;

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
111
 apare repede pe terenurile lăsate în paragină, pe locurile virane, pe
șantiere, printre ruine și dărâmături, pe marginea șoselelor, în
gunoaie;
 în general nu este prezentă în zone înalte, la altitudine și este
întâlnită în regiunile muntoase doar în mod cu totul excepțional;
 găsește condiții favorabile în zona stepei și a silvostepei, până în
zona pădurilor de stejar;
 mediul său favorit e reprezentat de câmpuri cu soluri bogate -n
elemente nutritive, în locuri lumi noase, calde, apare uneori și în
jurul cursurilor de ape și în grădini (DINESCU, 2005).
În primul an al apariției este foarte abundentă, apare alături de
pelin, urzici, spanac porcesc, știr, în culturi de cartofi, porumb, sfeclă, tutun,
floarea -soarelui, mai rar în culturi de graminee, pe ogoarele lăsate în
paragină, în rigole. Când condițiile de mediu sunt prielnice are tendința de a
invada masiv terenurile agricole, cauzând sărăcirea solului în elemente
nutritive. În anul următor, existența unui covor ve getal pe sol conduce la
reducerea luminii, ceea ce împiedică germinația acestei plante, caz în care
dispare destul de repede însă semințele stocate în sol își conserva foarte
bine capacitatea de germinație timp de mai mulți ani. Imediat ce se creează
condi ții de luminozitate corespunzătoare, prin reducerea sau eliminarea
covorului vegetal de la sol datorită muncilor agricole, ambrozia reapare
(DINESCU, 2005).
Specia preferă solurile prelucrate, bogate în elemente nutritive cu
pH neutru sau acid. Este rezist entă la temperaturile ridicate din timpul verii,
la secetă și alcalinitatea moderată a solului. Solurile bogate în azot, fosfor,
potasiu și calciu ori fertilizate determină creșterea producției de semințe.
Este probabil ca semințele să fie consumate de ro zătoare, păsări sau
furnici, însă aceste aspecte nu au fost suficient studiate (BRETAGNOLE et
CHAUVEL, 2006).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
112
7.2. Impactul speciei A. artemisiifolia L.

7.2.1. Impactul asupra sănătății – alergiile

În zonele colonizate cu A. artemisiifolia aceasta devin e în cel mai
scurt timp principala specie cauzatoare de alergii (BRETAGNOLE et
CHAUVEL, 2006).
Alergiile sunt provocate de alergeni, iar în funcție de calea de
acces la sistemul imun aceștia se clasifică în alergeni inhalați, ingerați, de
contact și inject abili.
Cea mai frecventă cauză a alergiilor este reprezentată de către
alergenii inhalați precum polenurile, acarienii, sporii de mucegaiuri etc.
Simptomele alergiei provocate de A. artemisiifolia sunt: rinita
alergică, conjunctivita alergică, astm bronșic și mai rar dermatită de contact
și reacții anafilactice (BASS et al. 2000; DINESCU, 2005).
Sursa de polen alergen este reprezentată de plantele anemofile în
principal, cele mai frecvente fiind unele buruieni precum este A.
artemisiifolia , gramineele, arb orii etc.
Polenul de A. artemisiifolia este considerat principala sursă a
alergiilor în America de Nord, iar în prezent este unul din principalii factori
alergeni din Europa.
Polenul este eliberat de plante dimineața devreme, iar dupăamiaza
concentrația po lenului este cea mai ridicată și scade la începutul serii.
Polenul de A. artemisiifolia este unul din factorii principali ai rinitei
alergice și reprezintă cauza exacerbărilor severe ale astmului bronșic
întâlnite la sfârșitul verii, acestea fiind descrise ca adevărate epidemii ale
astmului bronșic (DINESCU, 2005).
Cea mai frecventă manifestare a alergiei la polen este rinita, la fel
ca și celelalte manifestări alergice reprezintă o hipersensibilizare de tip I,
IgE mediată.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
113
La un individ sensibilizat în pr ealabil prin pătrunderea alergenului
(grăunciorul de polen) pe epiteliul mucoasei nazale și fixarea lui la nivelul
moleculelor de IgE de la nivelul mastocitului, are loc activarea acestuia și
eliberarea de mediatori performați și de novo. Aceasta reprezint ă faza
inițială a răspunsului alergic manifestat prin strănut în salve, rinoree apoasă,
prurit nazal, congestie nazală și eventual obstrucție nazală la care se pot
adăuga și manifestări ale conjunctivitei alergice sub formă de lăcrimare,
prurit, eritem ocu lar și respectiv crize de astm bronșic.
Alături de histamină și ceilalți mediatori eliberați de mastocit, la
generarea acestor simptome mai participă prostaglandinele, leucotrienele și
triptaza. Ulterior are loc faza târzie a răspunsului alergic manifestat ă prin
congestie și obstrucție nazală caracterizată de un infiltrat celular inflamator
cronic bogat în eozinofile dar și în bazofile, limfocite și macrofage.
Faza tardivă este rezultatul unor cascade de reacții alergice locale
și sistemice la care particip ă celulele sistemului imun, măduva osoasă,
citokine și chemokine proinflamatorii. Rezultatul este acumularea la nivelul
locului inflamației alergice în special a eozinofilelor și bazofilelor, activarea
acestor celule, secreția de noi citokine și chemokine proinflamatorii care duc
la destrucții de țesut și la perpetuarea răspunsului inflamator cronic,
constituindu -se acumularea de infiltrat celular inflamator, componenta
esențială a obstrucției nazale (DINESCU, 2005).
Diagnosticul alergiilor se stabilește de către medicul alergolog.
Tratamentul este simptomatic, iar în unele cazuri poate fi asociat cu
imunoterapia specifică cu extracte standardizate și vaccinuri alergice.
Aceste tipuri de tratamente se realizează pe termen lung, sunt costisitoare
și pot avea reacții adverse nedorite.
Astfel, metodele profilactice se dovedesc mai eficiente decât cele
curative. În cazul alergiilor provocate de A. artemisiifolia , decontaminarea
controlată prin eliminarea plantelor poate preveni sensibilizarea de noi
indivizi și determină scăderea intensității manifestărilor alergice la

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
114
persoanele sensibilizate, reducându -se costurile pentru tratamente
antialergice.
Conform lui BOHREN (2006), în Europa și America de Nord circa
10 – 15% din populație este sensibilă la polenul de A. artemisiifolia .

7.2.2. Impactul asupra mediului

Conform lui PROTOPOPOVA et al . (2006), A. artemisiifolia
înlocuiește vegetația nativă în covorul vegetal unde este introdusă, mai ales
atunci când are loc o perturbare precum suprapășunatul sau demararea
unei construcții, aceste presiuni determină modificarea capacității
competitive a florei native.
Altă opinie, precum cea a lui BRETAGNOLE et CHAUVEL (2006)
consideră floarea pustei ca având o capacitate de concurență redusă, fiind
doar o specie colonizatoar e în faze succesionale incipiente.
Rolul perturbării ecosistemului în facilitarea proliferării speciilor
invazive este esențial. În cazul pajiștilor, subpășunatul, suprapășunatul și
lipsa lucrărilor minime de întreținere conduc la proliferarea speciilor in vazive
de plante. O serie de modificări ale condițiilor de mediu sunt determinate de
modificarea presiunii unor factori antropici precum exploatarea, fertilizarea,
lucrările de întreținere etc. (SĂRĂȚEANU et MOISUC, 2004; SĂRĂȚEANU
et al. , 2008).
Conform lui ESSL et al . (2009), în Austria specia A. artemisiifolia
și-a modificat preferințele în ceea ce privește habitatul, varietatea acestuia
devenind mai limitată pe parcursul invaziei. Astfel până în anul 1950 cele
mai multe mențiuni ale speciei se referă l a marginea căilor ferate, iar în
perioada 1950 – 1974 aceasta era frecventă în zonele ruderale, fără a mai fi
asociată cu infrastructura de transport. În anii '70 au început să fie
colonizate terenurile agricole. De asemenea, în perioada 1950 – 1979

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
115
specia a început să fie prezentă în habitatele asociate cu hrănirea păsărilor
și grădinile caselor, însă în ultimul timp importanța acestora a scăzut.
În Germania A. artemisiifolia a fost găsită doar ocazional în luncile
râurilor, însă nu a fost asociată cu aces t tip de habitat, fiind prezentă doar
sub formă de populații efemere probabil influențate de fluctuația nivelului
apei din timpul verii care a favorizat sau inhibat instalarea acestei specii în
lunca inundabilă a râurilor (SIEDENTOPF, 2005). Situația este diferită în
cazul râurilor cu debit mare în cazul verilor cu secetă prelungită când floarea
pustei crește adesea în lunca inundabilă datorită unui aport corespunzător
de apă (BRANDES et NITSCHE, 2008).
Conform lui BOHREN (2007), potențialul de răspândire a l speciei
A. artemisiifolia este în Europa Centrală mult mai mare în comparație cu cea
mai mare parte a speciilor indigene de buruieni anuale și perene, respectiv
dicotiledonate și monocotiledonate.
Cercetările lui SZIGETARY (2004) au arătat că iarba puste i nu are
capacitatea de a transforma substanțial biotopul, neinfluențând procesele
dinamice esențiale și relațiile structurale în cazul pajiștilor de nisipuri. În
cazul acestui tip de habitate invazia cu această specie este în strânsă
legătură cu perturbăr ile recente ale covorului vegetal, A. artemisiifolia
neavând capacitatea de a invada vegetație neperturbată.
Alte cercetări realizate cu scopul de a studia impactul speciei A.
artemisiifolia asupra vegetației pajiștilor au fost realizate pe șapte pajiști d in
localitatea Valea lui Mihai (județul Bihor) pe o perioadă de trei ani (2007 –
2009) de SĂRĂȚEANU et al. (2013). Rezultatele obținute au arătat că odată
cu creșterea abundenței speciei A. artemisiifolia descrește numărul mediu
de specii de plante din cov orul vegetal, respectiv biodiversitatea. Alți
parametrii ai covorului vegetal care se modifică, respectiv scad sunt:
indicele de biodiversitate Shannon și valoarea pastorală.

7.2.3. Impactul economic

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
116

Conform unui studiu realizat de Direcția de Sănătate P ublică din
Montreal, în anul 2001 s -au cheltuit circa 50 milioane de dolari/anual pentru
consultațiile medicale, tratamente, medicamente și transportul persoanelor
alergice la polenul de A. artemisiifolia . În Canada, se estimează ca această
plantă produce alergii la 10 -12% din populație. La Quebec, mai mult de
600000 de indivizi sunt alergici la polenul său. Un alt studiu recent a
încercat să calculeze costurile economice ale polinozelor tributare florii
pustei într -o comunitate urbană din orașul Lyon (Fran ța). Aceste costuri au
fost estimate la 1,5 -2 milioane de franci la 100000 locuitori (DINESCU,
2005).
Costurile medicale pentru tratarea alergiilor cauzate de A.
artemisiifolia sunt importante în regiunile puternic invadate Valea Ronului în
Franța, Ungari a, Croația și Nordul Italiei etc. (BRETAGNOLE et CHAUVEL,
2006).
A. artemisiifolia determină cheltuieli cu sănătatea care se ridică la
multe milioane de dolari anual (BOHREN, 2006;
http://www.issg.org/database, consultat la 12. 06.2014).
Floarea pustei est e de asemenea considerată o buruiană
dăunătoare în culturile agricole precum floarea soarelui, porumb, cereale
etc. (WITTENBERG, R. (ed.) 2005; http://www.issg.org/database , consultat
la 12. 06.2014).
Cercetăril e efectuate de COWBROUGH et al . (2003) au arătat că
în cazul culturii de soia, creșterea densității florii pustei a determinat o
umiditate mai ridicată a semințelor de soia la recoltare, ceea ce a dus la
creșterea perioadei necesare pentru uscarea acestora , însă acest fapt nu a
dus la o scădere semnificativă la nivelul valorii finale a producției
considerând costurile de uscare și depozitare.
În Germania costurile anuale pentru tratarea pacienților cu astm
bronșic cauzat de A. artemisiifolia sunt în medie de 24,5 milioane de euro,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
117
iar cele pentru rinită alergică provocată de aceeași plantă se ridică la o
medie de 7,6 milioane de euro (REINHARDT et al., 2003).
Astfel, situația costurilor directe și indirecte datorată florii pustei în
Germania este prezentată în tabelul 3., acesta luând în calcul valorile
anuale minime și pe cele maxime.
Tabelul 7 .1
Sinteza cheltuielilor anuale (euro) determinate de invazia speciei A. artemisiifolia în
Germania (REINHARDT et al., 2003)

Specificație Costuri estimate Limitele m inime și
maxime Observații
astm 24.000.000 16.400.000 –
36.100.000 costuri anuale
directe și indirecte
rinită 7.600.000 3.400.000 –
13.800.000 costuri anuale
directe și indirecte
prejudicii de mediu nu au fost estimate – –
costuri de eradicare nu au f ost estimate – –
Total 32.100.000 17.000.000 –
47.000.000 –

7.3. Combaterea speciei Ambrosia artemisiifolia

Metodele de combatere a speciei A. artemisiifolia sunt:
• preventive – evitarea transportării de sol contaminat, mărfuri,
produse agricole, sau utilaje din terenuri adiacente invadate;
• mecanice – plantele pot produce ramificații abundente după
tăiere;
• chimice – floarea pustei are o sensibilitate ridicată la erbicide,
astfel încât un singur tratament aplicat la sfârșitul perioadei de fructific are
poate să oprească circuitul de propagare al plantei;

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
118
• biologice – în Rusia au fost încercate fără succes metode
pentru combaterea biologică a acestei specii (BRETAGNOLE et CHAUVEL,
2006).
ARMESTO și PICKETT (1986), au investigat efectele îndepărtării
totale sau parțiale ale speciei dominante în cazul a două suprafețe de teren
arabil abandonat aflat în stadiu incipient de succesiune și au observat că în
al doilea an terenul a fost dominat de A. artemisiifolia , însă compoziția
floristică și distribuția s peciei s -a modificat simțitor în al treilea an comparativ
cu al doilea în cazul îndepărtării totale a biomasei.
O serie de cercetări au arătat că distrugerea prin metode mecanice
prin îndepărtarea a 75% din biomasa supraterană a plantei nu a diminuat
capac itatea de a se înmulți a acesteia, iar îndepărtarea unei mici părți a
plantei poate chiar să ducă la creșterea producției de semințe. Astfel, aceste
rezultate arată că dușmanii naturali ai acestei specii nu au capacitatea de a
limita răspândirea acestei sp ecii în habitatul său natural (MacDONALD,
2009).
MacDONALD și KOTANEN (2013) au încercat să pună la punct
combaterea speciei A. artemisiifolia în America de Nord prin utilizarea unor
specii de dăunători naturali ai acesteia. În acest scop cercetătorii au t ăiat
frunzele și meristemele apicale pentru a simula defolierea de către
dăunătorii folivori și au determinat consecințele asupra creșterii și
reproducerii plantelor. Astfel, defolierea în exces a plantelor de A.
artemisiifolia au diminuat creșterea tulpin ii, însă producerea de semințe nu a
fost afectată. Plantele au alocat cea mai mare parte a masei supraterane
pentru reproducere. Rezultatele obținute sugerează că atacurile severe
cauzate de dăunătorii naturali nu au capacitatea de a diminua semnificativ
populațiile acestei specii în Europa, nici în cazul celui mai ridicat nivel de
dăunare.
Alte cercetări au investigat rezistența la erbicide (glyphosat) și s -au
obținut rezultate care confirmă acest fapt. S -a observat că anumite populații

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
119
de A. artemisiifol ia au supraviețuit chiar în cazul aplicării unor doze mai mari
de câteva ori decât doza recomandată pentru combaterea acestei specii. În
general însă plantele pe care a fost aplicat erbicid au rămas mai mici la
înălțime, iar vârfurile ramurilor au devenit clorotice (POLLARD, 2007).
Conform bazei de date a ISSG
(http://www.issg.org/database/species/management_info.asp?si=1125&fr=1
&sts=&lang=EN , consultat la 25 .09.2013), metodele de control testate și
aplicate speciei A. artemisiifolia diferă de la țară la țară după cum se poate
vederea în cele câteva exemple prezentate în cele ce urmează.
Austria, Germania, Italia și Slovenia utilizează cu precădere
metodele p reventive, precum creșterea nivelului de conștientizare a
populației, prevenirea răspândirii și introducerii în zone neinfestate și
monitorizarea. De asemenea, utilizează și metode convenționale de
combatere precum cele mecanice, chimice și biologice, însă acestea sunt
însoțite de reglementări legislative foarte clare. Modul de stabilire a
metodelor de control ce urmează a fi aplicate este dependent de gradul de
invadare și zona afectată.
China a dezvoltat combaterea biologică prin utilizare unei specii
nocturne de molie, respectiv Tarachidia candefacta și a unei molii galicole
care infestează tulpinile ( Epiblema strenuana ), însă eficiența acestei metode
are proporții foarte diferite.
Canada a testat metode mecanice precum smulgerea manuală
sau cosirea pentr u a determina eficiența acestora în combaterea florii
pustei. Nici una dintre metodele analizate nu au eradicat planta, însă au
micșorat cantitatea de semințe produsă. Combaterea chimică s -a dovedit
mai eficientă comparativ cu cele mecanice.
În Croația s -a încercat combaterea biologică cu ajutorul speciei
Zygogramma suturalis care s -a dovedit ineficientă.
În Ungaria a fost creată o comisie interministerială pentru
combaterea A. artemisiifolia alcătuită din opt miniștri ungari, rolul acestea

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
120
fiind de a crea o bază legislativă pentru obligativitatea combaterii florii
pustei. Astfel combaterea acestei specii a devenit obligatoriu pentru fiecare
proprietar de teren înainte de perioada înfloririi. Proprietarii care nu se
supun acestor reglementări pot fi amendați cu sume cuprinse între 20000 și
5 milioane de HUF. Măsurile de combatere aplicate sunt aceleași ca în
Austria, Germania și Italia.
În Japonia specia Ophraella communa introdusă accidental s -a
răspândit în această țară și s -a observat că se hrănește cu flo area pustei.
Când larvele acesteia epuizează A. artemisiifolia se mută pe floarea
soarelui din vecinătate, însă o preferă pe cea dintâi pentru depunerea
pontei.
În Elveția și Nordul Italiei , în cadrul proiectului COST SMARTER
de asemenea se investighează e ficiența speciei Ophraella communa de a
combate ambrosia.
În Federația Rusă și Australia s -a încercat implementarea metodei
biologice cu Tarachidia candefacta, Epiblema strenuana și Zygogramma
suturalis cu rezultate variabile.
Elveția folosește cu precăder e cosirea și aplicarea erbicidelor
pentru combaterea florii pustei, în funcție de tipul de folosință al terenului pe
care apare. Au fost realizate materiale imprimate pentru informarea
publicului larg, respectiv proprietarii de gospodării și terenuri privi nd
impactul speciei și modul de combaterea a acesteia în zonele locuite. În
cazul terenurilor agricole se utilizează rotația culturilor împreună cu
erbicidarea. De asemenea, a fost creată o pagină de web
(http://www.ambrosia.ch) cu informații în limbile fr anceză, italiană și
germană. În această țară floarea pustei este subiectul unei campanii
oficiale, combaterea ei fiind obligatorie. Astfel, din anul 2006 această specie
a fost declarată buruiană de carantină în agricultură. De asemenea, au loc
acțiuni conc ertate care reunesc diverse domenii în scopul de a reduce
răspândirea acestei specii la costuri cât mai scăzute.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
121
În SUA se aplică atât metode mecanice cât și chimice de
combatere a florii pustei. S -a mai încercat arderea însă era necesară o
cantitate prea mare de combustibil pentru arderea complet. Cele mai
eficiente tratamente s -au dovedit a fi cele chimice.
A. artemisiifolia poate fi stârpită prin mai multe mijloace aflate la
îndemâna comunităților și anume: metodele mecanice, chimice, biologice.
Dintre m etodele chimice de luptă se propune erbicidarea. Substanțele la
care este sensibilă această buruiana sunt: imazetapirul, pendimetalinul,
linuronul, metaclorul +, atrazinul, clorsulfuronul, tifensulfurolul și altele.
Mijloacele biologice constă în infestare a culturilor agricole cu micelii ale unor
specii de ciuperci din genurile: Entyloma, Albugo, Phyllachora, Verticillium,
Macrophomina sau în atacul dirijat al unor insecte fitofage care să reducă
efectivele populațiilor de ambrosia. Metodele mecanice constă în anumite
tipuri de lucrări agricole ce necesită folosirea unor mașini și unelte agricole
specifice (DINESCU, 2005).
Dacă A. artemisiifolia este observată pe un teren, este necesar să
se organizeze o intervenție ce vizează suprimarea plantei, intervenție
adaptata stadiului de evoluție, respectiv anvergurii infestării suprafeței
vizate.
Smulgerea plantei se face înainte de perioada de înflorire. Această
metodă mecanică de eradicare comportă anumite inconveniente și anume:
• smulgerea buruienii nu este o me todă care să poată fi
aplicată pe suprafețe mari;
• această operație nu se execută la plantele cu flori;
• în caz de necesitate este indicat să se poarte mânuși și
mască de protecție;
• este o tehnică ce necesită mult timp și mult personal, iar
pentru ca s ă poată fi aplicată, densitatea plantelor trebuie să fie mică pe
unitatea de suprafață.
Avantaje ale acestei metode sunt:

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
122
• înlăturarea plantei asigură maximum de eficacitate în
reducerea cantității de polen și a semințelor;
• se poate efectua manual sau p rin mijloace mecanice;
• trebuie efectuată în primul stadiu de dezvoltare al plantei – la
sfârșitul perioadei de creștere vegetativă se smulge planta cu rădăcină cu
tot.
Eradicarea prin lucrări agricole ca de exemplu săpat – prașilă
manuală, tăiat – cosit manual sau mecanic, lucrarea cu grapa cu discuri,
lucrarea cu combinatorul – prezintă următoarele inconveniente:
• dacă după tăiere tulpina rămâne de 5 cm, va putea înflori
deci emisia de polen nu este oprită;
• există riscul eliminării vegetației competit ive (plantele de
cultură);
• tăierile trebuiesc adaptate la înălțimea tulpinilor prin
modificarea sau achiziționarea de noi echipamente;
• aceste metode nu pot fi aplicate întotdeauna la culturile
agricole.
Avantajele lucrărilor agricole sunt:
• intervenți a se face de preferință înaintea înfloririi;
• înălțimea la care se va efectua tăierea este de 2 -6 cm sau de
10 cm în cazul culturilor de graminee;
• sunt tehnici rapide, ecologice, aplicabile pentru diminuarea
producției de polen si de semințe;
• este pos ibila utilizarea mașinilor de tuns rotative sau a
mașinilor de curățat buruieni;
• tăierile frecvente sunt foarte eficiente.

Erbicidarea, ca metodă de eradicare a speciei A. artemisiifolia
prezintă atât avantaje, cât și dezavantaje. La capitolul dezavanta je vorbim
despre:

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
123
• risc de impact asupra sănătății;
• există puține erbicide care pot fi utilizate de exemplu în cazul
unor culturi precum floarea -soarelui;
• necesitatea repetării erbicidării;
• multe din substanțele eficiente împotriva ambrosiei distrug și
celelalte plante din culturile la care se aplică această metodă.
Avantajele erbicidării sunt următoarele:
• se recurge la erbicidare ca la o ultimă soluție cu mare
eficacitate totuși, mai ales în culturile de graminee;
• dacă combaterea ambroziei nu es te posibilă cu această
metodă, se pot folosi mijloacele combinate de control constând în reunirea
celor mecanice și chimice (DINESCU, 2005).
În cultura de graminee, floarea pustei nu este depistată uneori
decât după recoltare. Dacă lamele mașinii de recolt at nu sunt reglate la
înălțimea optimă, nu se face decât să se reteze din tulpina buruienii, ceea
ce înseamnă că aceasta nu este eradicată. Tulpinile rămase, vor da
numeroase ramificații viabile ce vor produce flori care, inevitabil sunt surse
de polen.
Terenurile necultivate, care se întind în lungul zonelor comerciale
sau industriale, sunt propice instalării ambroziei. Pentru a se evita acest
lucru, se recomandă instalarea cât mai rapidă a unui covor vegetal, a unor
peluze etc. sau protejarea acestor supr afețe cu materiale care să oprească
germinarea semințelor din sol precum materiale geotextile, piatră concasată
(DINESCU, 2005).

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
124

1. ARAGON R. , MORALES J.M., 2003 – Species composition and invasion
in NW Argentinian secondary forests: Effects of land use
history, environment and landscape , Journal of Vegetation
Science, nr.14, Opulus Press Uppsala, p. 195 -204.
2. ARMESTO J.J. , PICKETT S.T.A., 1986. – Removal Experiments to Test
Mechanisms of Plant Succession in Oldfields . Vegetatio.
66, p. 85 -93.
3. ARSENE, G.G., 2003 – Ecologie generală , Editura Solness, Timișoara.
4. ARSENE, G.G., 2003 – Fitocenologie și vegetația României , Editura
Solness, Timișoara.
5. BAKER ,H.G., 1986 – Caracteristics and models of origin of weeds , în
BAKER, H.G. et STEBBINS, G.L., The g enetics of colonizing
species, Academic Press, New York, p. 147 -142.
6. BANGSUND, D.A., LEISTRITZ, F.L. et al ., 1997 – Predicted future
economic impacts of biological control of leafy spurge in
the upper midwest Fargo , Department of Agricultural
Economics, No rth Dacota State University, p. 1 -8.
7. BANGSUND, D.A., LEISTRITZ, F.L. et al ., 1999 – Assesing economic
impacts of biological control of weeds: the case of leafy
spurge in the northern Great Plains of the United States ,
Environmental Management 56, p. 35 -43.
8. BANGSUND, D.A., LEITCH, J.A. et al ., 1996 – Economics of herbicide
control of leafy spurge , Agricultural Resource Economics 21
(2), p. 381 -395.
9. BANGSUND, D.A., NUDELL, D. et al ., 2000 – Economica analysis of
controlling leafy spurge with sheep. Fargo , Dep artment of
Agricultural Economics, North Dacota State University, p. 1 -19.
10. BARBIER J. – Y., 2003 –
http://perso.wanadoo.fr/pollens/lestroisa/ambro01.htm , consultat
11. BARBOUR,M.G., BURKS, J.H., PITTS, W.D., GILLIAM, F.S. , SCHWARTZ,
M.V., 1999 – Terestrial Plant Ecology , Benjamin, Cummings,
California, p. 38 -41.
12. BĂRBULESCU, C., BURCEA, P. , MOTCĂ, G., 1980 – Determinator
pentru flora pajiștilor cu elemente de tehnologie, Editura
Ceres, Bucure ști, 323 p.
13. BAZZAZ , F.A., 1970, – Secondary dormancy in the seeds of the

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
125
common ragweed Ambrosia artemisiifolia , Bulletin of the
Torrey Botanical Club, Vol. 97, pp. 302 -305.
14. BEERLING, D.J., 1995 – General aspects of plant invasions: an
overview , in PYŠEK, P., PRACH, K, REJMANEK , M., WADE,
M., Plant Invasions: general aspects and special problems,
SPB Academic Publishing, The Hague, Amsterdam, Olanda, p.
237-247.
15. BEERLING, D.J., BAIL EY, J.P. , CONOLLY, A.P., 1994 – Biological Flora
of the British Isles No.183 Fallopia japonica . Journal of
Ecology, 82 (4): 959 -979.
16. BINGELLI, 1994 – The misuse of terminology and anthropometric
concepts in the description of introduced species , Bulletin
of the British Ecological Society 25, p. 10 -13.
17. BINGELLI, 1995 – Time lags in invasive tropical woody plants , British
Ecological Society Winter Meeting, p. 72.
18. BINGELLI, P., 1992 – Patterns of invasion of sycamore ( Acer
pseudoplatanus ) in relation to species and ecosystem
attributes , Teză de doctorat, Universitatea Ulster.
19. BINGEL LI, P., 1996 – A taxonomic, biogeographical and ecological
overview of invasive woody plants , Journal Vegetation
Science 7, p. 121 -124.
20. BINGELLI, P., 1997 – How relevant are ecologically equivalent species
and vacant nisches to the invasive potential of in troduced
woody plants? , 4th International conference of invasive alien
plants, Institut für Ökologie und Biologie Technische
Universität, Berlin, p. 28.
21. BLOSSEY, B, SCHWARZLANDER, M., HAFLINGER, P., CASAGRANDE,
R., TEWKSBURY, L., 2003 – Common Reed, in Bi ological
Control of Invasive Plants in the Eastern United States, p.131 –
138.
22. BLOSSEY, B., 2002 – Biological control of invasive plants: a sound
management approach?, The 7th Annual Janet Meakin Poor
Research Symposium Invasive Plants – Global Issues, Local
Challenges, Chicago Botanic Garden Glencoe, Illinois, 27 -30
October, 2002, p.3 -4.
23. BLOSSEY, B., 2002 – Using morphological characteristics to
distinguish invasive introduced enotypes of Phragmites
australis from native North American genotypes , The 7th
Annual Janet Meakin Poor Research Symposium Invasive
Plants – Global Issues, Local Challenges, Chicago Botanic
Garden Glencoe, Illinois, 27 -30 October, 2002, p.17 -18.
24. BOHREN C., 2007 – Ambrosia artemisiifolia L. – in Switzerland:
concerted action to prevent f urther spreading ,
Nachrichtenbl. Deut. Pflanzenschutzd., 58 (11), S.304 -308,
2006, ISSN 0027 -7479 http://www.ewrs.org/
IW/doc/BEL_in_CH_concerted_action_Bohren.pdf , consultat la
12.05.2014.
25. BOOKHOUT , T.A., 1996 – Research and management techniques for
wildlife and habitats, Maryland: The Wildlife Society. 740p.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
126
26. BOOTH, B.D., MURPHY, S.D. , SWANTON, C.J., 2003 – Weed Ecology
in Natural and Agricultural Systems , University of Gue lph,
Canada, p. 3 -5 235 -254.
27. BRANDES D. , NITZSCHE J., 2006 – Biology, introduction, dispersal,
and distribution of common ragweed ( Ambrosia
artemisiifolia L.) with special regard to Germany .
Nachrichtenbl. Deut. Pflanzenschutzd., 58 (11), p. 286 -291.
28. BRETA GNOLE F., CHAUVEL B., 2006 – Ambrosia artemisiifolia ,
http://www.europe –
aliens.org/speciesFactsheet.do?speciesId=21692 , consultat la
24.06.2014.
29. BROOKS, M.L., (2003) – Effec ts of ioncreased soil nitrogen on the
dominance of allien annual plants in the Mojave Desert ,
Journal of Applied Ecology, 40, p. 344 -353.
30. BROWN, J.H., 1995 – Macroecology , Chicago IL, University of Chicago
Press, p. 102.
31. BROWN, J.R. , ARCHER, S., 1999 – Schrub invasion of grassland:
Recruiment is continuous and not regulated by
herbaceous biomass or density , Ecology 80(7), Ecological
Society of America , p. 2385 -2396.
32. BRUNDU, G., BROCK, J., CAMARDA, I., CHILD, L. , WADE, M., 2001 –
Plant invasions: species eco logy and ecosystem
management , Backhuys Publishers, The Nederlands, p. 236 –
269.
33. BURDA, R.I., 1991 – Anthroponennaia transformacia Flory – abstract,
Naukova Dumka, Kiev.
34. BURKART , M., 2001 – River corridor plants (Stromtalpflanzen) in
Central European lowlan d: a review of a poorly understood
plant distribution pattern . Global Ecology & Biogeography ,
10 (5), p. 449 -468.
35. BURKE, M.J.W. , GRIMME, J.P., 1996 – An experimental study of plant
comunity invasibility . Ecology 77, p. 776 -790.
36. BUTURĂ, V., 1979 – Enciclope die de etnobotanică românească , Editura
Științifică și Enciclopedică, 281p.
37. CASE, T. J. , BOLGER, D. T., 1991 – The role of introduced species in
shaping the distribution and abundance of island reptiles .
Trends in Ecology Evolution ., 5: 272 -290.
38. CASSIDY, T .M., FOWNES, J.H. , HARRINGTON R.A., 2004 – Nitrogen
limits an invasive perennial shrub in forest understory ,
Biological Invasion, nr. 6, p. 113 -121.
39. CHALCHAT, J -C., MAKSIMOVIC, Z.A., PETROVIC, S.D., GORUNOVIC,
M.S., et al, May/June 2004, Chemical Compositi on and
Antimicrobial Activity of Ambrosia artemisiifolia L.
Essential Oil , Journal of Essential Oil Research (JEOR).
40. CHAN, W.K., 2005 – Diploid plants are more likely to be rare: evidence
from a global study of rare and endangered plants,
www.scholar.nus.edu/events/sustainability/src/diploidsplants.pd
f, consultat la 20/03/2006.
41. CHAUVEL B, DESSAINT F, CARDINAL -LEGRAND C, BRETAGNOLLE F

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
127
(2006) The historical spread of Ambr osia artemisiifolia L.
in France from herbarium records . Journal of Biogeography
33:665 -673.
42. CIOCÂRLAN, V., 2000 – Flora ilustrată a României , Editura Ceres,
București.
43. COSINS, E. CLAERBOUT, S., LAMOOT, I. , HOFFMAN, M. , 2005 –
Endozoochorous seed dispersal by cattle and horse in a
spatially heterogeneous landscape, Plant Ecology, 178 (2),
p. 149 -162.
44. COSTE, I. , ARSENE, G.G., 2002 – Ecologie lucrări practice , Editura
Orizonturi Universitare, Timișoara,
45. COSTE, I. , PĂTRUȚ, D., 2000 – Sistematica plantelor – lucrări practice ,
Editura Solness, Timișoara.
46. COSTE, I., 2003 – Curs de botanică – partea a II -a Sistematica
plantelor , Editura Solness, Timișoara.
47. COSTE, I., BORZA, I. , ARSENE, G.G., 2001 – Ecologie generală și
agricolă , Editura Orizonturi Universitare, Ti mișoara, p. 48 -50.
48. COUSENS, R. , MORTIMER, M., 1995 – Dynamics of weed populations ,
Cambridge University Press, Cambridge.
49. COWBROUGH M.J., BROWN R. B., TARDIF F. J., 2003 – Impact of
Common Ragweed ( Ambrosia artemisiifolia ) Aggregation on
Economic Threshold s in Soybean , Weed Science, Vol. 51,
No. 6, p. 947 -954
50. CRAWLEY, M.J., 1987 – What makes a comunity invasible? În GRAY,
A.J., CRAWLEY, M.J. et EDWARDS, P.J., Colonization,
succession, and stability, Blackwell, Oxford, p. 429 -453.
51. CRAWLEY, M.J., 1997 – Plant Ecology , Balckwell Scientific, Oxford., p –
595-632.
52. CRONK, Q.C.B., FULLER, J.L., 1995 – Plant invaders , Chapman & Hall,
London.
53. CROOKS, J.A. , SOULÉ, M.E., 1999 – Lag times in population
explosions of invasive species: causes and implications , în
SANDLUN D, O.T., SCEI, P.J. , VILKEN, A., Invasive Species
and Biodiversity Management, Kluwer Academic, Boston, p.
103-125.
54. D’ANTONIO, C.M. , VITOUSEK, P.M., 1992 – Biological invasions by
exotic grasses, the grass/fire cycle, and global change ,
Annu. Rev. Ecol. Sy st. 23, p. 63 -87.
55. D’ANTONIO, C.M., DUDLEY, T.L. , MACK, M., 1999 – Disturbance and
biological invasions: direct effects and feedbacks , in
WALKER, L.R., Ecosystem of disturbed ground, Elsevier,
Amsterdam, p. 413 -452.
56. DAEHLER, C.C. , CARINO, D.A., 2000 – Predi cting invasive plants:
prospects for a general screening system based on curent
regional models , Biological Invasions 2, p.93 -102.
57. DAEHLER, C.C. , STRONG, D., 1997 – Hybridisation between
introduced smooth cordgrass ( Spartina alterniflora;
Poaceae ) and nati ve cordgrass ( S. foliosa ) in San

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
128
Francisco Bay , California, U.S.A. , American Journal of Botany
84, p. 607 -611.
58. DAEHLER, C.C., 1998 – The taxonomic distribution of invasive
angiosperm plants: ecological insights and comparison to
agricultural weeds , Biologi cal Conservation 84, p. 167 -180.
59. DAVIS , M.A., GRIME, J.P. , THOMPSON, K., 2000 – Fluctuating
resources in plant comunities: a general theory of
invasibility , Journal of Ecology 88, p. 528 -534.
60. DE LA CRETAZ, A.L. , KELTY, M.J., 1999 – Establisment and control of
hay-scented fern: a native invasive species , Biological
Invasions 1, p. 223 -236.
61. DE WITT, M., 2001 – Economic Impacts of Invasive Weeds , Noxious
Times, Sacramento, p. 8 -11.
62. DERNOVICI, S.A., TESHLER, M.P., WATSON , A.K., 2006 – Is sunflower
(Helianthus a nnuus) at risk to damage from Ophraella
communa, a natural enemy of common ragweed ( Ambrosia
artemisiifolia )?, Biocontrol Science and Technology, Vol. 16,
no. 7, pp. 669 -686.
63. DIANG, J., REARDON, R., WU, Y., ZHENG, H., FU, Y., 2006 – Biological
control of i nvasive plants through collaboration between
China and the United States of America: a perspective ,
Biological Invasions, Vol. 8, pp.1439 -1450.
64. DIHORU, G., 2004 – Invasive plants in Romania’s flora , Annales of the
University of Craiova, vol. IX (XLV), p. 7 3-82.
65. DINESCU C., 2005 – Alergii și plante alergene , Direcția de Sănătate
Publică Bihor.
66. DRAKE, J., MOONEY, H.A., DI CASTRI, F., GROVES, R., KRUGER, F.J.,
REJMANEK, M. WILLIAMSON, M., 1989 – Biological
invasions: a Global Perspective , John Wiley & Sons,
Chichester, Marea Britanie.
67. DUKES, J.S . 2000 – Will the rising atmospheric CO 2 concentration
affect biological invaders? In: Invasive Species in a
Changing World , H. Mooney and R. Hobbs, eds. Island Press,
Washington, pp. 95 -113
68. DUKES, J.S. , MOONEY, H.A.,199 9 – Does global change increase the
success of biological invaders , Trends in Ecology and
Evolution 14, p. 135 -139.
69. DUKES, J.S., 2001 – Biodiversity and invisibility in grassland
microcosm , Oecologia 126, p. 563 -568.
70. DUNN, B.H. , JOHNSON, P.S., 2002 – Manag ing Pastures During and
After Drought , College of Agriculture & Biological Sciences /
South Dakota State University / USDA,
http://216.239.51,100/search?q =cache:5ch_W6kwj_gC:agbiopu
bs.sdstate.edu/articles/E…, accesat la 11/11/2002.
71. ESSL F., DULLINGER S. , KLEINBAUER I., 2009 – Changes in the spatio –
temporal patterns and habitat preferences of Ambrosia
artemisiifolia during its invasion of Austria , Preslia 81, p.
119–133.
72. FĂRCĂȘESCU A.M., LAUER K .F., 2007 – Ambr osia artemisiifolia L.: a

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
129
segetal species with a tendency to expansion in the Timis
County , Lucrări Științifice USAMVB, p. 477 -482.
73. FAUR A, IANOVICI N., 2001 – Dinamica polenului de Ambrosia
artemisiifolia , Conferința Națională de Alergologie și
Imunologie Clinică "Alergia – o problemă de sănătate publică",
Târgu – Mureș, p. 8.
74. FOSTER D.R., KNIGHT , D.H. , FRANKLIN , J.F., 1998 – Landscape
patterns and legacies resulting from large, infrequent
forest disturbances , Ecosystem 1, p. 497 -510.
75. FOX, M.D. , FOX, B.J., 1986 – The susceptibility of natural comunities to
invasion , in GROVES, R.H. et BURDON, J.J., Ecology of
Biological invasions, Cambridge University Press, Cambridge,
p. 57 -66.
76. FRANK, D. , FINCKH, M., 1997 – Impactos de las plantaciones de pino
oregón sobre la vegetation y el suelo en la zona centro -sur
de Chile , Rev. Chil. Hist. Nat. 70, p. 191 -211.
77. GALVANEK, D., SEFFER, J., STANOVA, V., LASAK, R , VICENIKOVA, A.,
National Grassland Inventory in Slovakia , EUROMAB –
Symposium, Austrian Academy of Sciences Vien na –
Gumpenstein, 15 -19 September 1999, p.91 -92.
78. GEHARDT, F. , COLLINGE, S.K., 2002 – Abiotic and Biotic Resistance to
Plant Invasions in Vernal Pools, The 7th Annual Janet Meakin
Poor Research Symposium Invasive Plants – Global Issues,
Local Challenges, Ch icago Botanic Garden Glencoe, Illinois,
27-30 October, 2002, p.1.
79. GENTON, B.J, SHYKOFF, J.A., GIRAUD , T., 2005 – High genetic
diversity in French invasive populations of common
ragweed, Ambrosia artemisiifolia , as a result of multiple
sources of introducti on, Molecular Ecology, Vol. 14, no. 14,
pp. 4275 -4285.
80. GHERSA, C.M., DE LA FUENDE, E., SUAREZ, S. et LEON R.J.C ., 2002 –
Woody species invasion in the Rolling Pampa grasslands,
Argentina , Agriculture, Ecosystems and Environment, nr. 88,
Elsevier Science, p . 271 -278.
81. GLADIEUX P., GIRAUD T., KISS L.,GENTON B., JONOT O., SHYKOFF J.,
2014 – Distinct invasion sources of common ragweed
(Ambrosia artemisiifoli a) in Eastern and Western Europe ,
Biological Invasions, vol. 13 (4), p. 933 -944
82. GOODWIN, B.J., McALISTER, A.J. et FAHRING, L., 1999 – Predicting
invasiveness of plant species based on biological
information , Conservation Biology 13, p. 422 -426.
83. GOTFREDSEN , E., 2007 – Liber Herbarun II: Ambrosia artemisiifolia ,
http://www.liberherbarum.com/Pn1536.HTM , accesat la
17.03.2014.
84. GOUYON, P.H., 1990 – Invaders and disequilibrium , in DI CASTRI, F.,
HANSEN, A.J ., DEBUSSCHE, M., Biological invasions in
Europeand Mediterranean Basin, Kluver Academic Publischers,
Dordrecht, p. 365 -369.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
130
85. GRACE B.S., WHALLEY R.D.B., SHEPPARD A.W., SINDEL B.M., 2002 –
Managing Saffron Thistle in Pastures with Strategic
Grazing . Rangela nd Journal. 24, p. 313 -325.
86. GRACE B.S., SHEPPARD A.W., WHALLEY R.D.B., SINDEL B.M., 2004 –
Recent news about saffron thistle ( Carthamus lanatus L.).
Plant Protection Quarterly. 19, p. 36 -39.
87. GREENBERG C.H., CROWNOVER , S.H. , GORDON , D.R., 1997 –
Roadside so ils: a corridor for invasion of xeric schrub by
nonindigenous plants , Natural Areas Journal 17, p. 99 -109.
88. GRIEVE, M., 1995 – Thistles, http://www.botanical.com/botanical/mgmh/t/
thistl11.html, ac cesat la 23.02.2006.
89. GRIME, J.P., 1997 – Biodiversity and ecosystem function: the debate
deepens , Science 277, p. 1260 -1261.
90. GROVES , R.H., BURDON, 1986 – Ecology of Biological Invasions ,
Cambridge University Press, Cambridge, p. 57 -66.
91. GROVES, R.H., 1986 – Invasion of Mediterranean ecosystem by weeds ,
, in DELL, B., HOPKINS, A.J.M. et LAMONT, B.B., Resilience
in Mediterranean -Type Ecosystems, Junk, Dordrecht, p. 129 –
145.
92. GRUBB, P.J., 1977 – The maintenance of species -richness in plant
comunities: the import ance of regeneration niche , Biol.Rev.
52, p. 147 -145.
93. HARMER, R., PETERKEN , G., KERR, G. , POULTON P., 2000 –
Vegetation changes during 100 years of development of
two secondary woodlands on abandoned arable land ,
Biological Conservation, nr.101, p. 291 -304.
94. HARRISON, S., 1999 – Local and regional diversity in a patchy
landscape: native, alien, and endemic herbs on serpentine ,
Ecology 80, p. 70 -80.
95. HARRISON, S., 1999 – Native and alienspecies diversity at the local
and regional scalei in a grazed California grassland ,
Oecologia 121, 99 -106.
96. HECKMAN, C.W., 1999 – The encroachment of exotic herbaceous
plants into the Olympic National Forest , Northwest Science
73, p. 264 -276.
97. HECTOR, A., DOBSON, K., MINNS, A., BAZEL EY, E., LAWTON, J.H.,
2001 – Community diversit y and invasion resistance: An
experimental test in a grassland ecosystem and a review of
comparable studies , Ecological Research, nr. 16, p. 819 -831.
98. HEISLER, J.L., BRIGG S, J.M. , KNAPP, A.K., 2003 – Long -term patterns
of shrub expansion in a C4 -dominated g rassland: fire
frequency and the dynamics of shrub cover and
abundance , American Journal of Botany, nr. 90(3), p. 423 -428.
99. HENDERSON, L., 1991 – Alien invasive Salix spp. in the grassland
biome of South Africa , South Africa Forestry Journal 157, p.
91-95.
100. HEYWOOD, V.H., 1989 – Patterns, extents and modes of
invasion by terrestrial plants , in DRAKE, J., MOONEY, H.A.,
DI CASTRI, F., GROVES, R., KRUGER, F.J., REJMANEK, M.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
131
et WILLIAMSON, M., 1989, Biological invasions: a Global
Perspective, John Wiley & Sons, C hichester, Marea Britanie, p.
31-60.
101. HICKS, SARAH (2004) – The effect of invasive specie son soil
biogeochemistry , Hampsire College, Amherst, MA 01002,
December 20th, 2004.
102. HIGGINS, S.I. et AZORIN, E.J., 1997 – A dynamic ecological -economic
model as a tool for conflict resolution in an invasive alien
plant, biological control and native plant scenario ,
Ecological Economics 22 (2), p. 141 -154.
103. HIGGINS, S.I. et TURPIE J.K., 1997 – An ecological economic
simulation model of mountains Fynbos ecosystem:
dynamics , valuation and management , Ecological
Economics 22 (2), p. 155 -169.
104. HOBBS, R. J. et ATKINS, L. ,1988 – Spatial variability of experimental
fires in south -west Western Australia . Australian Journal of
Ecology 13, 295 -299.
105. HOBBS, R.J. et HUENNEKE, L.F., 1992 – Disturbance, diversity, and
invasion: Implications for conservation , Conservation
Biology 90, p. 324 -337.
106. HOBBS, R.J. et HUMPRIES, S.E., 1995 – An integrated approach to
the ecology and management of plant invasions ,
Conservation Biology 9, p. 761 -770.
107. HOBBS, R.J., 2000 – Land -use changes and invasions , in MOONEY,
H.A. et HOBBS, R.J., Invasive species in a changing world,
Island Press, Washington, D.C., p. 55 -64.
108. HODIȘAN N., CSÉP N. , VUȘCAN A., 2008 – Results of the study
regarding the dissemination of t he invasive species
Ambrosia artemisiifolia within Bihor County . Annals of
Oradea University. Environment Protection Fascicula. 13: p. 45
– 54.
109. HODIȘAN N., MORAR G, 2007 – The spreading of the invasive species
common ragweed ( Ambrosia artemisiifolia L.): a
quarantine weed in the north -west of Romania , Lucrări
Științifice USAMVB, p. 499 -502.
110. HODIȘAN N., MORAR G, 2008 – The spread of the invasive species
Ambrosia artemisiifolia L. in Romania, between 2005 -2007 ,
Bulletin USAVM, Agriculture vol. 65(1), p. 129 – 134.
111. HODIȘAN, I. , POP, I., 1976 – Botanică sistematică , Editura Didactică și
Pedagogică, București.
112. HUENNEKE, L.F., HAMBURG, S.P., KOIDE, R., MOONEY, H.A. ,
VITOUSEK, P.M., 1990 – Effects of soil resources on plant
invasion and comunity structure in Califo rnian serpentine
grassland , Ecology 71, p. 478 -491.
113. HUMPRIES, S.E., GROVES , R.H. et MITCHELL, D.S., 1991 – Plant
invasions of Australian ecosystems , Kowari 2, p. 1 -134.
114. HUSSEY, B.M.J., KEIGHERY, G.J., COUSENS, R.D., DODD, J. et
LLOYD, S.G., 1997 – Western weeds, A guide to the weeds

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
132
of Western Australia, Plant Protection Society of Western
Australia , Victoria Park, Western Australia.
115. IANOVICI N., FAUR A. 2004 – Monitorizarea polenului alergen de
Artemisia în sud -vestul României , The 2th International
Confer ence “Natural resources and sustainable development”,
Section “Environment engineering. Ecotoxicology”, 23 -24 april,
Analele Universității din Oradea, Fascicula Protecția mediului,
vol. IX, anul 9, pg.213 -222.
116. IANOVICI N., PAHOMI M., FAUR A. 2004 – Artemis ia’s flowering
phenophase dynamic`s (2000 -2002) , Annales of the University
of Craiova, p. 149 -154.
117. JANTUNEN J., 2003 – Vegetation changes in a semi -natural grassland
during mowing and grazing periods , Ann. Bot. Fennici., 40.
p. 255 -263.
118. JOENJE, W., 1987 – Remarks on biological invasions , in HOLZNER,
W. BAKKER, K. et VLIJM, L., The Ecology of Biological
invasions, Proceedings of the Royal Dutch Academy of
Sciences, C 90, p. 15 -18.
119. JOHNSON , P.N. 1982 – Naturalised plants in southwest South Island,
New Zeala nd. N.Z. J. Botany 20:131 -142.
120. JULIEN, M.H.,1992 – Biological control of weeds, A world catalogue
of agents and their target weeds , CABI, Wallingford.
121. KAUFMAN, S.R., 2002 – Effect of nitrogen amendments on
competition between Alliaria petiolata and undest ory forest
herbs , The 7th Annual Janet Meakin Poor Research
Symposium Invasive Plants – Global Issues, Local Challenges,
Chicago Botanic Garden Glencoe, Illinois, 27 -30 October,
2002, p.7 -8.
122. KAZINCZY G., NOVÁK R., PATHY ZS., BÉRES I., 2008 – Common
ragweed (Ambrosia artemisiifolia L.): A review with special
regards to the results in Hungary. III. Resistant biotypes,
control methods and authority arrangements , Herboligia,
Vol. 9, No.1 pp 119 -144.
123. KEARNS, K., 2002 – Weeds to watch out for: Plants that are lik ely to
become highly invasive in the Upper Midwest , The 7th
Annual Janet Meakin Poor Research Symposium Invasive
Plants – Global Issues, Local Challenges, Chicago Botanic
Garden Glencoe, Illinois, 27 -30 October, 2002, p. 19.
124. KELLY, S., 2003 – Invasive Plan t Impacts , in MAXWELL, B.,
RADOSEVICH, S., SHELEY, R, REW, L., GOODWIN, K.,
CLARK, J., KELLY, S. et MURPHY, A., On -Line Invasive Plant
Textbook, http://www.weedcenter.org.textbook , consultat la
06/10/2003 .
125. KISS, L., BERES , I,, 2006 – Anthropogenic factors behind the recent
population expansion of common ragweed ( Ambrosia
artemisiifolia L.) in Eastern Europe: is there a correlation
with political transitions? , Journal of Biogeography, Vol. 33,
Issue 12, pp. 2154 -2157.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
133
126. KLOOT, P.M., 1987 – The naturalised flora of South Australia , Journal
of the Adelaide Botanical Gardens 10, p. 81 -90.
127. KNAPP , A. K., et SMITH, M. D ., 2001 – Variation among biomes in
temporal dynamics of aboveground primary production .
Science, 2 91, p. 481 -484
128. KNAPP, A.K., 2002 – Increase in rainfall variability related to global
climate change; impacts on ecosystems are greater than
previously anticipated,
www.scienceda ily.com/releases/2002/12/021213062719.htm ,
consultat la 20/03/2006.
129. KNOPS, J.M.H., TILMAN, D., HADDAD, N.M., NAEEM, S., MITCHELL,
C.E., HAARSTAD, J., RITCHIE, M.E., HOWE, K.M., REICH,
P.B., SIEMANN, E. , GROTH, J., 1999 – Effects of plant
species richness on invasion dynamics, disease
outbreaks, insect abundances and diversity , Ecology
Letters 2, p. 286 -293.
130. KOLAR, C.S. , LODGE, D.M., 2001 – Process in invasion biology:
predicting invaders , Trends in Ecology and Evolution 16, p.
199-204.
131. KOLB, A., ALPERT, P. , ENTERS, D. , HOLZAPFEL, C., 2002 – Patterns
of invasion within a grassland community, Journal of
Ecology, nr. 90, p. 871 -881.
132. KORNBERG, H. , WILLIAMSON, M. H ., 1987 – Quantitative Aspects of
the Ecology of Biological Invasions , The Royal Society,
London.
133. KOTANEN, P.M., 1997 – Effects of experimental soil disturbance on
revegetation by natives and exotics in coastal Californian
meadows. Journal of Applied Ecology 34: 631 -644.
134. KOVACS , A., 1979 – Indicatorii biologici, ecologici și economici ai
florei pajiști lor, Academia de Științe Agricole și Silvice,
Redacția de Propagandă Tehnică Agricolă, Stațiunea Centrală
de Cercetări pentru Cultura Pajiștilor, Măgurele Brașov, 50 p.
135. KOWARIK, 1995 – Time lags in biological invasions with regard to the
success and failur e of alien species , in PYŠEK, P., PRACH,
K., REJMANEK, M. , WADE, M., Plant Invasions: General
Aspects and Special Problems, SPB Academic, Amsterdam, p.
15-38.
136. KOWARIK, I., 1990 – Some responses of flora and vegetation to
urbanization in central Europe. In H. SUKOPP, S. HEJNY &
I. KOWARIK (Eds.), Urban ecology (pp. 45 -74). The Hague:
SPB Academic Publishing.
137. KREBS , C.J., 1989 – Ecological methodology . London: Harper & Row
Publishers. 654p.
138. Le FLOCH, E., Le HOUEROU, H.N. , MATHEZ, J., 1990 – History and
pattern s of plant invasion in northern Africa , in DI CASTRI,
F., HANSEN, A.J. , DEBUSSCHE, M., Biological invasions in
Europeand Mediterranean Basin, Kluver Academic Publischers,
Dordrecht, p. 105 -133.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
134
139. LEAKEY, R.R.B., 1981 – Adaptive biology of vegetatively regen erating
weeds , Advances in Applied Biology 6, p. 57 -90.
140. LEE, C.E., 2002 – Evolutionary genetics of invasive species , TREE
17386 -391.
141. LEISHMAN R. M., HUGHES, H.T. , GORE, B.D, 2004 – Soil phosphorus
enhancement below stormwater outlets in urban bushland:
spatia land temporal changes and the relationship with
invasive plants , Australian Journal of Soil Research, 42, p.
197-202.
142. LEITCH, J.A., LEISTRITZ, F.L . et al ., 1996 – Economic effect of leafy
spurge in the upper great planis: Methods, models, and
results , Impact Assessment 14, p. 419 -432.
143. LEVIN, D.A., 2003 – Ecological speciation: lessons from invasive
species, Systematic Botany, 28:4, p. 643 -650.
144. LEVINE, J.M. , D’ANTONIO, C.M., 1999 – Elton revisited: a review of
evidence linking diversity and invasibility , Oikos 87, p. 15 –
26.
145. LEVINE, J.M., 2000 – Species diversity and biological invasions:
relating local process to comunity patterns , Science 288, p.
852-854.
146. LEWIS , A.J., 1973, Ragweed Control Techniques: Effect on Old -Field
Plant Populations , Bulletin of t he Torrey Botanical Club, Vol.
100, no. 6, pp. 333 -338.
147. LODGE, D.M., 1993 – Biological invasions: lessons for ecology ,
Trends in Ecology and Evolutions 8, p.133 -137.
148. LONSDALE, M., 1999 – Global patterns of plant invasions and the
concept of invasibility , Ecology 80, p. 1522 -1536.
149. MA, J., LIU, Q., 2003, Flora of Beijing: An Overview and Suggestions
for Future Research, Urban Habitats , Vol. 1, no. 1 pp.30 -44,
http://www.urbanhabitats.org/v01 n01/beijing_pdf.pdf , accesat
la 17.03.2014.
150. MacDONALD A., 2009 – The effects of biotic interactions on Ambrosia
artemisiifolia L., Department of Ecology and Evolutionary
Biology, University of Toronto,
https://tspace.library.utoronto.ca/bitstream/1807/17696/1/MacD
onald_Arthur_AM_20096_MSc_thesis.pdf , consultat la
26.06.2014.
151. MacDONALD A.A.M. , KOTANEN P.M., 2013 – Leaf damage has weak
effects on growth and fecundity of common ragweed
(Ambrosia artemisiifolia ), Botany 88(2), p. 158 –164.
152. MacDONALD , I. A. W., F. J. KR UGER , A. A. FERRAR . 1986 – The
Ecology and management of Biological Invasions in
Southern Africa . Oxford Univ. Press, Cape Town
153. MacDONALD , I. A. W., GRABER, D.M., D eBENEDETTI, S., GROVE S,
R.H., FUENTES, E.R, 1988 – Introduces species in nature
reserves in Mediterranean -type climatic regions of the
world, Biological Conservation, 44, p. 37 -66.
154. MacDONALD, I.A.W., LOOPE, L.L., USHER, M.B. , HAMANN, O., 1989 –
Wildlife conservation and the invasion of nature reserves

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
135
by introduced species: a global perspective , in DRAKE, J.,
MOONEY, H.A., DI CASTRI, F., GROVES, R., KRUGER, F.J.,
REJMANEK, M. , WILLIAMSON, M., 1989, Biological invasions:
a Glo bal Perspective, John Wiley & Sons, Chichester, Marea
Britanie, p. 215 -255.
155. MACK, M.C. , D’ANTONIO, C.M., 199 8 – Impacts of biological
invasions on disturbance regimes . Trends in Ecology
Evolution 13, p. 195 -198.
156. MACK, R.N., 1985 – Invading plants: their po tential contribution to
population dynamics , Studies of Plant Demography: a
Festschrift for John L. Harper, Academic Press, London, p.
127-142.
157. MACK, R.N., 1995 – Understanding the processes of weed invasions:
the influence of environmental stochasticity , British Crop
Protection Council Symposium Proceedings: Weeds in a
Changing World 64, p. 65 -74.
158. MACK, R.N., 1996 – Biotic barriers to plant naturalisation .
Proceedings of the XI International Symposium on Biological
Control of Weeds, University of Capetown, South Africa, p. 39 –
46.
159. MACK, R.N., 2000 – Assessing the extent, status and dynamism of
plant invasions: curent and emerging approaches , in
MOONEY, H.A. et HOBBS, R.J., Invasive species in a
changing world, Island Press, Washington, D.C., p. 141 -168.
160. MACK , R.N., SIMBERLOFF, D., LONSDALE, W.M., EVANS, H., CLOUT,
M., BAZZAZ, F.A., 2000 – Biotic invasions: causes,
epidemiology, global consequences, and control ,
Ecological Applications 10, p. 689 -710.
161. MANDÁK, B. , PYŠEK, P, 1998 – History of the spread and habi tat
preferences of Atriplex sagitatta (Chenopodiaceae) in the
Czech Republic , in STARFINGER, U., EDWARDS, K,
KOWARIK, I. , WILLIAMSON, M., Pant Invasions: Ecological
Mechanisms and Human Reaponses , Bachuis Publishers,
Leiden, Olanda, p. 209 -224.
162. MARON , J.L. , CONNORS, P.G., 1996 – A native nitrogen fixing shrub
facilitates weed invasion , Oecologia 105, p. 302 -312.
163. MARUȘCA, T. , POP., O., 2001 – Heracleum sosnowski from Prejmer –
Brașov, a new adventive species for Romanian flora , Acta
Horti Botanici Bucurestiens is, vol. 29, Editura Alo, București, p.
48-52.
164. MARUȘCA, T., 1995 – Arbustul Cytisus scoparius (L.) Wimm et
Koch., o specie de perspectivă pentru stăvilirea eroziunii
solului , Lucrările științifice ale celei de a doua conferințe pentru
protecția mediului pr in metode și mijloace biologice și
biotehnice, Brașov, p. 331 -334.
165. MARUȘCA, T., CAPȘA, I. , DINCĂ, C., 1999 – Spread and importance
of common broom ( Cytisus scoparius (L.) Wimm et Koch. )
in Romanian grasslands , Proceedings of the International

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
136
Ocasional Sym posium of the European Grassland Federation,
Thessaloniki, Greece, 27 -29 May 1999, p. 91 -94.
166. MASTERS, R. , SHELEY, R.L., 2000 – Principles and practices for
managing rangeland invasive plants , TEKTRAN, United
States Department of Agriculture, Agricultural R esearch
Service, http://www.nal.usda.gov/
167. MAUPIN, P., APPARICIO , P., 2004, Relationships between Ambrosia
artemisiifolia sites and the physical and social
environments of Montreal (Canada) , Geoscience and
Remote Se nsing Symposium, IGARSS '04 Proceedings, 2004
IEEE International,
http://ieeexplore.ieee.org/iel5/9436/29944/01369004.pdf ,
accesat la 17.03.2014.
168. MAXWELL, B., RADOSEVICH, S., SHELEY, R, REW, L., GOODWIN, K.,
CLARK, J., KELLY, S., MURPHY, A., On-Line Invasive Plant
Textbook , http://www.weedcenter.org.textbook , consultat la
06/10/2003.
169. MEERTS, P. et al. , 2005 – Alien invasive species: i mpact son
ecosystems, raport al proiectului INPLANBEL.
170. MEYER, J. -Y., FLORENCE, J., 1996 – Tahiti’s native flora endangered
by the invasion of Miconia calvescens DC
(Malestomataceae) , Journal of Biogeography 23, p. 775 -781.
171. MEYER, J. -Y., 1994 – Mécanismes d ’invasion de Miconia calvescens
(Malestomataceae), en Polynésie Française , Teză de
doctorat, Université Sciences & Techiques du Languedoc,
Montpelliér.
172. MIHULKA, S. , PYŠEK, P., 2001 – Invasion history of Oenotera
congeners in Europe: a comparative study of spreading
rates in the last 200 years , Journal of Biogeography 28,
Blackwell Science, p. 597 -609.
173. MIHULKA, S., 1998 – The effect of altitude on the pattern of plant
invasions: a field test, în STARTFINGER, U., EDW ARDS, K.,
KOWARIK, I. , WILLIAMSON, M., Plant invasions: ecological
mechanisms and human responses, Backhuys, Leiden,
Olanda, p. 313 -320.
174. MILBAU, A. , NISS, I., 2004 – The Role of Species Traits (Invasiveness)
and Ecosystem Characteristics (Invasibility) in Grassland
Invasions: A Framework , Weed Tech nology, vol. 18, no.5, p.
1301 -1304.
175. MOISUC, A. , ÐUKIČ, D., 2002 – Cultura plantelor furajere . Editura
Orizonturi Universitare, Timișoara, p. 16 -21.
176. MOISUC , A., 1991 – Cultura pajiștilor și a plantelor furajere , Lito IAT.
177. MOISUC, A., BREAZU, L. , SAMFIRA, I ., 1995 – Lucrări practice,
Cultura pajiștilor și a plantelor furajere , Lito IAT, Timișoara.
178. MOISUC, A., CARRERE, P. , SAMFIRA, I., 2001 – Pajiști și exploatații
ecologice , Editura Agroprint, Timișoara.
179. MONACO, T.A., MACKOWN, C.T., JOHNSON, D.A., JONES, T.A .,
NORTON, J.B., REDINBAUGH, M.G., 2003 – Effects of
nitrogen form and availability on seed germination and

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
137
earlz seedling growth in invasive annual and desirable
perennial grasses , Journal of Range management, 56, p. 646 –
653.
180. MOONEY, H.A. , DRAKE, J.A., 19 89 – Biological invasions: a SCOPE
program overview , in DRAKE, J., MOONEY, H.A., DI
CASTRI, F., GROVES, R., KRUGER, F.J., REJMANEK, M. et
WILLIAMSON, M., 1989, Biological invasions: a Global
Perspective, John Wiley & Sons, Chichester, Marea Britanie, p.
491-508.
181. MOONEY, H.A. , DRAKE, Y J.A., 1986 – Ecology of Biological
Invasions of North America and Hawaii. Springer Verlag.
182. MYERS, J.H., DENOTH, M , SHABEN, J., 2004 – Invasive plants: their
impact and comtrol in changing environments, în ed.
HOOPER, T.D. Proceedings of the Species at Risk 2004
Pathways to Recovery Conference, March 2 -6 2004, Victoria
B.C., p. 1 -6.
183. MYSTER , R.W., 1993 – Tree invasion and etablishment in old fields at
the Hutcheson Memorial Forest . Botanical Review 59, 251 –
278.
184. NATHAN, R. , MÜLLE R-LANDAU, H.C., 2000 – Spatial patterns of seed
dispersal, their determinants and consequences for
recruitment , Trends in Ecology Evolution 15, p. 278 -285.
185. NAYLOR, R.L., 2000 – The economics of alien species invasions , in
MOONEY, H.A. et HOBBS, R.J., Invas ive Species in a
Changing World, Washington D.C., Island Press, p. 241 -259.
186. O’MAHONY, T, 2003 – The Rosa tomentosa group (Downey -roses) in
Ireland , Irish Botanical News, nr. 13, martie 2003, p. 8 -15.
187. OSTERTAG REBECCA , JULIA H. VERVILLE, 2002 – Fertilisati on with
nitrogen and phosphorus increases abundance of non –
native species in Hawaiian montane forests, Plant Ecology,
Kuver Academic Publishers, Nederlands, 162, p. 77 -90.
188. PARENDES, L.A. , JONES, J.A., 2000 – Role of light availability and
dispersal in exot ic plants invasion along roads and
streams in the H.J. Andrews Experimental Forest Oregon ,
Conservation Biology14, p. 64 -75.
189. PARKER, I.M., SIMBERLOFF,D., LONSDALE, W.M., GOODELL, K.,
WONHAM, M., KAREIVA, P.M., WILLIAMSON, M.H., Von
HOLLE, B., MOYLE, P.B ., BYERS, J.E. , GOLDWASSER, L.,
1999 – Impact: toward a framework for understanding the
ecological effects of invaders , Biological Invasions 11, p. 3 –
19.
190. PARSONS , W , CUTHBERTSON , E., 1992 – Noxious Weeds of
Australia , p. 194–197.
191. PÂRVU, C., 2000 – Universu l plantelor – mică enciclopedie , Editura
Enciclopedică, ediția a III -a.
192. PAUCHARD, A., 2002 – Plant invasions across spatioal scales:
integrating processes , Teză de doctorat, Universitatea
Montana Missoula, 154p..

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
138
193. PAVLOVIC, N.B., LOOPE, W.L. , STUMPF, J.A., 2002 – The impacts of
land use history and disturbance on the distribution of
invasive plants in four Great Lakes national parks , The 7th
Annual Janet Meakin Poor Research Symposium Invasive
Plants – Global Issues, Local Challenges, Chicago Botanic
Garden Glencoe, Illinois, 27 -30 October, 2002, p.10.
194. PERRINGS, C., WILLIAMSON, M. , DALMAZZONE, S., 2000 – The
economics of biological invasions , Edward Elgar,
Cheltenham, Marea Britanie.
195. PERRINGS, J., FITTER, A. , WILLIAMSON, M., 1993 – Population
biology and rate s of invasion of three introduces Impatiens
species in the British Isles , Journal of Biogeography 20, p.33 –
44.
196. PHLEOUNG, P.C., WILLIAMS, P.A. , HALLOY, S.R., 1999 – A weed risk
asseement model for use as a biosecurity tool in
evaluating plant introductions , Journal of Environmental
Management 57, p. 239 -251.
197. PICKART, A.J., MILLER, L.M. , DEUBENDORFER, T.E., 1998 – Yellow
bush lupine invasion in northern California coastal dunes ,
Restoration Ecology 6, p. 59 -68.
198. PICKETT, S.T.A., WHI TE, P., 1985 – The ecology o f natural
disturbance and patch dynamics , Academic Press, Orlando.
199. PIMENTEL, D., LACH, L., ZUNIGA , R. , MORISON, D., 2000 –
Environmental and economic costs of nonindigenous
specieis in United States , BioScience 50, p. 53 -65.
200. PIMENTEL, D.A., McNAIR, S., JAN ECKA, J., WIGHTMAN, J.,
SIMMONDS, C., O’CONNELL, C:, WONG, E, RUSSEL, L.,
ZERN, J., AQUINO, T. , TSOMONDO, T., 2001 – Economic
and environmental threats of alien plant, animal, and
microbe invasions , Agriculture, Ecosystem, and Environment
84, p. 1 -20.
201. PIVE LLO, V.R., CARVALHO, V.M.C., LOPES, P.F., PECCININI, A.A. ,
ROSSO, S. 1999 – Abundance and distribution of native
and alien grasses in a "cerrado" (Brazilian savanna),
Biological Reserve, Biotropica 31, p.71 -82.
202. PLANTY -TABACCHI, A., TABACCHI, E., NAIMAN, R. J., DeFERRARI, C. ,
DeCAMPS, H., 1996 – Invasibility of species rich –
comunities in riparian zones , Conservation Biology 10, p.
598-607.
203. POLLARD J. M., 2007 – Identification and characterization of
glyphosate -resistant common ragweed ( Ambrosia
artemisiifolia L.), University of Missouri -Columbia,
https://mospace.umsystem.edu/xmlui/bitstream/handle/10355/49
38/research.pdf?sequence=3 , consultat la 21.05.2014.
204. POLLEY, H., W., H.B. JOHNSON, H.S. MAYEUX et C.R. TISCHLER ,
1996 – Are some of the recent changes in grassland
communities a response to rising CO 2 concentration? p.
177-195 în C., KORNER et F.A., BAZZAZ , Carbon dioxide,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
139
populations and communities. Academ ic Press, San Diego,
California, USA.
205. PRACH, K. , ADE, P.M., 1992 – Population characteristics of
expansive perenial herbs , Preslia 64, p. 45 -51.
206. PRODAN, I et BUIA A., 1958 – Flora mică ilustrată a Republicii
Populare Române , Ministerul Agriculturii și Silv iculturii, Editura
Agrosilvică de Stat, ediția a III -a.
207. PROTOPOPOVA, V.V., SHEVERA, M.V., MOSYAKIN, S.L., 2006 –
Deliberate and unintentional introduction of invasive
weeds: A case study of the alien flora of Ukraine ,
Euphytica, Vol. 148, pp. 17 -33.
208. PROVOS T, M., 1998 – Flore Vasculaire de Basse -Normandie , 2,
Univesité de Caen, Caen.
209. PYŠEK, P., 1995 – On the terminology used in plant invasion studies ,
in PYŠEK, P., PRACH, K, REJMANEK , M., WADE, M., Plant
Invasions: general aspects and special problems, SPB
Academic Publishing, The Hague, Amsterdam, Olanda, p. 71 –
81.
210. PYŠEK, P., 1997 – Clonality and plant invasions: can a trait make a
difference? In KROOM, H. et Van GROENENDAEL, J., The
Ecology and Evolution of Clonal Plants, Backhuys Publishers,
Leiden, Olanda , p. 405 -427.
211. PYŠEK, P., 1998 – Is there a taxonomic pattern to plant invasions?
Oikos 82, p. 282 -294.
212. PYŠEK, P., 2001 – Past and future of prediction in plant invasions: a
field test by time , Diversity and Distributions 7, Blackwell
Science, p.145 -151.
213. PYŠEK, P., JAROŠÍK, V. , PRACH, K, 2002 – Patterns of invasion in
temperate nature reserves , Biological Conservation 104, p.
13-24.
214. PYŠEK, P., KUČERA, T. , JAROŠÍK, V., 2002 – Plant species richness
of nature reserves: the interplay of area, climate and
habita t in a central European landscape , Global Ecology &
Biogeography 2, Blackwell Science, p. 279 -289.
215. PYŠEK, P., PRACH, K , SMILAUER, P., 1995 – Relating invasion
success to plant traits: an analysis of the Czech alien flora ,
in PYŠEK, P., PRACH, K, REJMANEK , M. et WADE, M., Plant
Invasions: general aspects and special problems, SPB
Academic Publishing, Amsterdam, Olanda, p. 39 -60.
216. PYŠEK, P., PRACH, K., MULLEROVA, J. , JOYCE, C., 2001 – The role of
vegetation succession in ecosystem restoration ,
Internatioal con ference „Spontaneous succession in ecosystem
restoration”, Applied Vegetation Science 4, IAVS, Opulus Press
UPPsala, p. 1 -114.
217. PYŠEK, P., SÁDLO, J., MANDÁK, B., 2002 – Catalogue of alien plants
of Czech Republik , Preslia Praha 74, p. 97 -186.
218. RANDALL, J.M ., 1996 – Weed control for the preservation of
biological diversity . Weed Technology 10, p.370 -383.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
140
219. RANDALL, J.M., 1997 – Defining weeds of natural areas , in LUHEN,
J.O., THIERET, J.W. Assessment and Management of Plant
Invasions, Springer -Verlag, New York, p. 18 -25.
220. RAYNAL, D.J., BAZZAZ , F.A. – 1975, Interference of Winter Annuals with
Ambrosia artemisiifolia in Early Successional Fields ,
Ecology, Vol. 56, pp. 35 -49.
221. REICHARD, S.H ., HAMILTON, C.W. 1997 – Predicting invasions of
woody plants introduced into N orth America. Conservation
Biology. 11 (1), p. 193 -203.
222. REINHARDT F., HERLE M., BASTIANSEN F., STREIT B, 2003 –
Economic Impact of the Spread of Alien Species in
Germany , R+D Project 201 86 211 (UFOPLAN),
http://www.nobanis.org/files/EconImpactNeobiota.pdf , consultat
la 10.05.2014.
223. REJMANEK, M. et RICHARDSON, D.M, 1996 – What attributes make
some plant species more invasive? Ecology 77, p. 1655 –
1661.
224. REJMANEK, M., 1995 – What makes a speci es invasive? , in PYŠEK,
P., PRACH, K, REJMANEK , M., WADE, M., Plant Invasions:
general aspects and special problems, SPB Academic
Publishing, The Hague, Amsterdam, Olanda, p. 3 -13.
225. REJMÁNEK, M., 1996 – A theory of seed plant invasiveness: the first
sketch , Biological Conservation 78, p. 171 -181.
226. REJMANEK, M., 1999 – Invasive plant species and invasible
ecosystems , in SANDLUND, O.T., SCHEI, P.J. et WILKEN,
A., Invasive Species and Biodiversity Management, Kluwer
Academic, Boston, Massachusetts, p. 79 -102.
227. REJMANEK, M., 2000 – Invasive plant: aproaches and predictions ,
Austral Ecology 25, p. 497 -506.
228. REZNIK , S.Y., 2000 – What We Learned From the Failure of the
Ragweed Leaf Beetle in Russia , Proceedings of the X
International Symposium on Biological Control of Weeds,
Montana State University, Bozeman, Montana, US, pp.195 –
196.
229. RICE, K., 2002 – What makes a community prone to invasion?, The
7th Annual Janet Meakin Poor Research Symposium Invasive
Plants – Global Issues, Local Challenges, Chicago Botanic
Garden Gle ncoe, Illinois, 27 -30 October, 2002, p.19.
230. RICHARDSON D.M., PYŠEK P., REJMANEK M., BARBOUR M.G.,
PANETTA D.F. , WEST C.J., 2000 – Naturalisation and
invasion of alien plants: concepts and definitions , Diversity
and Distributions 6, Blackwell Science, p. 93 -107.
231. RICHBURG, J.A., DIBBLE, A.C. , PATTERSON, W.A., 2001 – Woody
invasive species and their role in altering fire regimes of
the Northeast and Mid -Atrlantic states , in GALLEY, K.E.M.
et WILSON, T.P., Proceeedings of Invasive Species Workshop:
the Role of F ire in the Control and Spread of Invasive Species,
Fire Conference 2000: the First National Congrss on Fire
Ecology, Prevention, and Management. Miscellaneous

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
141
Publications No.1, Tall Timbers Research Station, Tallahassee,
FL, p. 104 -111.
232. RICKEY, M.A. , ANDE RSON, R.C., 2002 – Effects of nitrogen addition
on invasive grass, Phragmites australis , and a native
competitor species, Spartina pectinata , The 7th Annual Janet
Meakin Poor Research Symposium Invasive Plants – Global
Issues, Local Challenges, Chicago Bot anic Garden Glencoe,
Illinois, 27 -30 October, 2002, p.7.
233. ROY, J., NAVAS, M.L. , SONIÉ, L., 1991 – Invasion by annual brome
grasses: a cese study challenging the homoclime
approach to invasion , in GROVES, R.H. et Di CASTRI, F.,
Biogeography of Mediterranean Invasions, Cambridge
University Press, Cambridge, p. 207 -224.
234. RUDIS, V.A. , JACOB, D.M., 2002 – Selected noxious non -native plant
species invading forests of the eastern U.S., The 7th Annual
Janet Meakin Poor Research Symposium Invasive Plants –
Global Issu es, Local Challenges, Chicago Botanic Garden
Glencoe, Illinois, 27 -30 October, 2002, p.15.
235. SANDA, V., POPESCU, A., DOLTU, M. , DONIȚĂ, N., 1983 –
Caracterizarea ecologică și fitocenologică a speciilor
spontane din flora României , Studii și comunicări, Știin țe
Naturale, 25, supliment, Muzeul Bruckenthal, Sibiu.
236. SAX, D.F. et BROWN, J.M., 2000 – The paradox of invasion , Global
Ecological Biogeography 9, p. 363 -371.
237. SĂRĂȚEANU V. , MOISUC A., 2004 – Identification of some herbaceous
invasive plant species in Banat ’s grasslands , Lucrări
Științifice Facultatea de Agricultură. Mirton. Timișoara, Vol. 36,
p. 171 -176.
238. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOISUC A., 2004 – Some aspects
concerning the coverage with schrubs in Banat’s
grasslands , Scientifical Papers, Faculty of Agriculture, vol.
XXXVI, Editura Eurobit, p. 177 -180.
239. SĂRĂȚEANU VE RONICA, MOISUC A., 2005 – Some considerations
concerning the dynamics of Prunus spinosa L. in Banat’s
grasslands , Scientifical Papers, Faculty of Agriculture, Editura
Agroprint Timișoara, vol. XXVII, p. 176 -179.
240. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOISUC A., 2005 – Influence of Euphorbia
cyparissias L. invasive species on some grassland s
vegetation , Scientifical Papers, Faculty of Agriculture, Editura
Agroprint Timișoara, vol. XXVII, p. 170 -175.
241. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOISUC A., 2006 – Study of some aspects of
Juncus effusus L. invasion in Western Romania grasslands ,
Scientifical Papers, Faculty of Agriculture, vol. XXXVIII, Editura
Eurobit, Timișoara, ISSN 1221 -5279, p. 107 -112.
242. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOISUC A., 2006 – Study of some aspects of
Euphorbia cyparissias L. invasion in Banat’s grasslands ,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
142
Scientifical Papers, Faculty of Agriculture, vol. XXXVIII, Editura
Eurobit, Timișoara, p. 113 -116.
243. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOISUC A., BUTNARIU MONICA , 2007 –
Influence of undergrazing on shrub encroachment in
western Romania grasslands , Journal of Mountain Agriculture
on the Balkans (JMAB), Research Institute of Mountain
Stockbreeding a nd Agriculture, p. 119 -123.
244. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOISUC A., BUTNARIU M., STROIA M. C. ,
2007 – Study concerning shrub encroachment in western
Romanian grasslands , Grassland Science in Europe, vol. 12,
14th Symposium of the European Grassland Federation
"Permanent a nd temporary grassland: plant, environment and
economy", EGF 2007, Ghent (Belgia), printed by Geers Offset
Printers Ltd., Bel gium, ISBN 9789 081100731, p. 524 -527.
245. SĂRĂȚEANU VERONICA, A. MOI SUC, 2007 – Influence of soil N, P, K
supply on herbaceous invasive species from grasslands ,
Scientifical Papers, Faculty of Agriculture, vol. XXXIX, Editura
Eurobit, Timișoara, p. 309 -312.
246. SĂRĂȚEANU VERONICA, A. MOISUC , 2007 – Researches concerning
soil pH influence on invasive species from grasslands ,
Scientifical Papers, Faculty of Agriculture, vol. XXXIX, Editura
Eurobit, Timișoara, p. 303 -308.
247. SĂRĂȚEANU VERONICA, HORABLAGA M.N., STROIA M.C., BUTNARIU
MONICA, BOSTAN C., 2008 – Invasive plants diagnosis in
western Romania grasslands and their influence on
biodiversity , International Scientific Symposium „Increase of
profitability and sustainability of agricultural production in trans –
frontier area, Editura Eurobit, Timișoara, ISBN 978 -973-620-392-
3, p. 33 -40.
248. SĂRĂȚEANU VERONICA, HORABLAGA M.N., STROIA M.C., BUTNARIU
MONICA, BOSTAN C., 2008 – Some aspects concerning the
grasslands invasion with Juncus sp. in the western part of
Romania , International Scientific Symposium „Increase of
profitability and sustainability of agricultural production in trans –
frontier area, Editura Eurobit, Timișoara, ISB N 978 -973-620-392-
3, p. 41 -50.
249. SĂRĂȚEANU VERONICA, HORABLAGA M.N., STROIA M.C., BUTNARIU
MONICA, BOSTAN C. , 2008 – Asessing the invasive species
impact on the grasslands from western Romania , Scientific
Papers, Faculty of Agriculture, vol. 40 (1), Editura Agroprint,
Timișoara, p. 319 -326.
250. Sărățea NU VERONICA, HORABLAGA M.N., STROIA M.C., BUTNARIU
MONICA, BOSTAN C., 2008 – Approach on the shrub invasive

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
143
species impact on western Romanian grasslands , Scientific
Papers, Faculty of Agriculture, vol. 40 (1), Editura Agroprint,
Timișoara, p. 315 -318.
251. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOISUC A., BUTNARIU MONICA , 2008 –
Analysis of the influence of some invasive plants species
on the pastoral value of western Romanian grasslands ,
Grassland Science in Europe, vol. 13, Biodiversity and Animal
Feed, Uppsala, Sweden, EGF 200 8, SLU Repro SE -750 07
Uppsala , p. 162 -164.
252. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOISUC A., ORIOL IRINA, BUTNARIU
MONICA , 2008 – Influence of some climatic factors on
invasive species coverage index in western Romania ,
Grassland Science in Europe, vol. 13, Biodiversity and Animal
Feed, Uppsala, S weden, EGF 2008, 9 -12 June 2008, SLU
Repro SE -750 07 Uppsala, p. 937 -939.
253. SĂRĂȚEANU VERONICA , 2010 – Assessing the influence of Amorpha
fruticosa L. invasive shrub species on some grassland
vegetation types from western Romania , Research Journal of
Agricultural Sci ence, 42 (1) , p. 536 -540.
254. SĂRĂȚEANU VERONICA, A. MOISUC, OTILIA COTUNA, MICU LAVINIA ,
2010 – Carthamus lanatus L. in grassland in western Romania
(case study), Agrobuletin AGIR, Anul II, nr. 6, Cercul de Inginerii
Agricole Timiș , p. 37 – 42.
255. SĂRĂȚEANU VERONICA, A. MOISUC, OTILIA COTUNA , 2010 –
Ambrosia artemisiifolia L. an invasive weed from ruderal
areas to disturbed grasslands , Lucrări Științifice – vol.
53/2010, seria Agronomie, Iași, p. 231 – 234.
256. SĂRĂȚEANU VERONICA, MOIS UC A.,2011 – Influence of Prunus
spinosa L. shrub on the grassland vegetation in west ern
Romania , JOURNAL OF WATER AND LAND D EVELOPMENT,
No. 15, p. 65–71.
257. VERONICA SĂRĂȚEANU, PAVEL V., CIOBAN V., 2015 – Situation of
Ambrosia artemisiifolia and other adventives species in the
vegetation sward of several dry grasslands introduced
lately in NATURA 2000 network from Timis County (western
Romania) , La gestione e conservazione delle praterie aride nei
siti NATURA 2000, Il progetto LIFE RI.CO.PR.I.: confronti con
altre esperienze, Roma, Italia, 26 – 27 martie 2015 , p. 14 -19.
258. SĂRĂȚEANU V., 2006 – Dinamica unor specii invazive în pajiști și
efectul lor asupra vegetației, producției și exploatării
acestor pajiști , Teză de doctora t, Universitatea de Științe
Agricole și Medicină Veterinară a Banatului, 219 p.
259. SĂRĂȚEANU V., MOISUC A. , BUTNARIU M., 2008 – Analysis of the

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
144
influence of some invasive plants species on the pastoral
value of western Romanian grasslands . Grassland Science i n
Europe. Uppsala. 13: p. 162 -164.
260. SĂRĂȚEANU V., A. MOISUC, COTUNA O., 2013 – Ambrosia
artemisiifolia L. an invasive weed from ruderal areas to
disturbed grasslands , Lucrări Științifice – vol. 53/2013, seria
Agronomie, Iași, p. 231 – 234.
261. SCHERER -LORENZEN, M., EL END, A., NÖLLERT, S. , SCHULZE, E.,
2000 – Plant invasions in Germany: General aspects and
impact of nitrogen deposition , in MOONEY, H.A. , HOBBS,
R.J., Invasive species in a changing world, Island Press,
Washington D.C., p. 351 -368.
262. SCHOENER, T.W., 1989 – The ecological nische , in CHERRETT, J.M.,
Ecological concepts, Blackwell, Oxford, p. 79 -113.
263. SCOTT, J.K. , PANETTA, F.D., 1993 – Predicting the Australian weed
status of southern African plants , Journal of Biogeography
20, p. 87 -93.
264. SHEA, K. , CHESSON, P., 20 02 – Community ecology theory as a
framework for biological invasions , TREE 17, p. 170 -176.
265. SHIMP, J.P., 2002 – Assesing exotic plant species for large -scale
control/eradication: Kudzu ( Pueraria lobata ) and Chinese
yam ( Dioscorea oppositifolia ) as examples , The 7th Annual
Janet Meakin Poor Research Symposium Invasive Plants –
Global Issues, Local Challenges, Chicago Botanic Garden
Glencoe, Illinois, 27 -30 October, 2002, p.1.
266. SIEMAN, E. , ROGERS, W. E., 2003 – Changes in light and nitrogen
availability under p ioneer trees may indirectly facilitate tree
invasions of grasslands , Journal of Ecology, nr. 91, p. 923 –
931.
267. SIMBERLOFF, D., 1981 – Community effects of introduced species, in
NITECKI, H., Biotic crises in ecological and evolutionary
time, Academic Press, New York, p. 53 -81.
268. SIMBERLOFF, D., 2002 – Invasive introduced species – We can win
this war! , The 7th Annual Janet Meakin Poor Research
Symposium Invasive Plants – Global Issues, Local Challenges,
Chicago Botanic Garden Glencoe, Illinois, 27 -30 October,
2002, p.11.
269. SÎRBU C., OPREA A., 2011 – Plante adventive în flora României ,
Editura “Ion Ionescu de la Brad” Iași, 734 p.
270. SMITH, C.S., LONSDALE, W.M. , FORTUNE, J., 1999 – When to ignore
advice: invasion predictions and decision theory , Biological
Invasions 1 , p. 89 -96.
271. SMITH, M.D. , KNAPP, A.K., 1999 – Exotic plant species in a C4
dominated grassland: invasibility, disturbance, and
comunity structure , Oecologia 120, p. 605 -612.
272. SMITH , N. M., 2002 – Weeds of the wet/dry tropics of Australia – A
field guide . Env ironmental Centre NT, Inc. p. 67 -68.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
145
273. SPELLERBERG, I.F., 1998 – Ecological effects of roads and traffic: a
literature review , Global Ecological Biogeography 7, p. 317 –
333.
274. STANTON, J.M., 2001 – Galton, Pearson, and the Peas: A Brief History
of Linear Regres sion for Statistics Instructors , Journal of
Statistics Education, vol. 9, nr. 3.
275. STOHLGREN, T.J., BINKLEY, D., CHONG, G.W., KALKHAM, M.A.,
SCHELL, L.D., BULL, K.A:, OTSUKI, Y., NEWMAN, G.,
BASHKIN, M. , SON, Y., 1999 – Exotic plants invade hot
spots of nati ve plant diversity , Ecological Monography 18, p.
390-402.
276. SUTHERLAND , W.J., 1997 – Ecological census techniques a
handbook , Cambridge: Cambridge University Press. 336p.
277. SZIGETVÁRY C., 2004 – Comparison of the role of invasive alien
plants in opens sand gra sslands . PhD thesis, University of
Szeged, Hungary.
278. TASKOVA R., MITOVAB M., MIKHOVAB B., DUDDECKC H., 2003 –
Bioactive Phenolics from Carthamus lanatus L., Z.
Naturforsch. 58c, p. 704 -707
279. THOMSON, D.M., 2005 – Matrix models as a tool for understanding
invasive plant and native plant interactions, Coservation
Biology, vol. 19, nr. 3, iunie 2005, pag. 917 -928.
280. TILMAN, D., 1997 – Comunity invasibility, recruitment limitation, and
grassland biodiversity , Ecology 78, p. 81 -92.
281. TILMAN, D., 1999 – The ecological consequences of changes in
biodiversity: a search for general principles , Ecology 80, p.
1455 -1474.
282. TIMMINS, S.M. , WILLIAMS, P.A., 1991 – Weed numbers in New
Zeeland’s forest and shrub reserves, New Zeeland Jornal of
Ecology, 15, p. 153 -162.
283. TONEY, J.C., R ICE, P.M. , FORCELLA, F., 1998 – Exotic plant records
in the north -west United States 1950 -1996: an ecological
assessment , Northwest Science 72, p. 198 -213.
284. TOROK, K., BOTTA, Z. , DANCZA, I., NEMETH , I., KISS, J., MIHA LLY, B. ,
MAGYAR , D., 2003, Invasion gate ways and corridors in the
Carpatian Basin: biological invasion in Hungary , Biological
Invasions, 5, Kluwer Academic Publishers, Olanda, p. 349 -356.
Ttic/tektran/data/000011/29/0000112956.html,
285. TU, M., HURD, C ., RANDALL, J ., 2001 – Weed Control Methods
Handbook: Tools & Techniques for Use in Natural Areas ,
The Nature Conservancy, http://tncweeds.ucdavis.edu , version:
April 2001.
286. TUCKER, K.C. , RICHARDSON, D.M., 1995 – An expert system for
screening poptentially in vasive alien plants in South
African fynbos , Journal of Environmental Management 44, p.
309-339.
287. TÝR, T. VEREŠ, MAGDALÉNA LACKO -BARTOŠOVÁ , 2009 – Efficacy of
herbicides control of common ragweed ( Ambrosia
artemisiifolia L.) in maize , Research Journal of Ag ricultural

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
146
Science, 41(1), p. 337 -340.
288. TYSER, R.W. , WORLEY, C.A., 1992 – Alien flora in grasslands
adjacent to road and trail corridors in glacier National Park,
Montana (U.S.A.) , Conservation Biology 6, p. 253 -262.
289. UDVARDY, L., 1998 – Classification of ad ventives dangerous to the
Hungarian natural flor a, Acta Botanica Hungarica 41, p. 315 –
331.
290. USHER, M.B., 1988 – Biological invasions of nature reserves: a
search for generalisation , Biological Conservations 44, p.
119-135.
291. Van DRIESCE, J., 2002 – Nature out of place: Biological invasions in
the Global Age , The 7th Annual Janet Meakin Poor Research
Symposium Invasive Plants – Global Issues, Local Challenges,
Chicago Botanic Garden Glencoe, Illinois, 27 -30 October,
2002, p.13.
292. VERMEIJ, G.J., 1996 – An agenda f or invasion biology , Biological
Conservation 78, p. 3 -9.
293. VINCENT, G., DESLAURIERS, S., CLOUTIER, D., MAR . 1992 – Problems
and eradication of Ambrosia artemisiifolia L. in Quebec in
the urban and suburban environments , Allerg Immunol
(Paris), Vol. 24, no. 3 , pp. 84 -89.
Summary: Mechanical and chemical control options for
ragweed in urban and suburban environments. Its main options
for control in these environments is through mechanical
means.
294. VITOUSEK, P.M., 1990 – Biological invasions and ecosystem
processe s: towards an integration of population biology
and ecosystem studies , Oikos 57, p. 7 -13.
295. WADE, M., 1997 – Predicting plant invasions: making a start , in
BROCK, J.H., WADE, M., PYŠEK, P. , GREEN, D., Plant
Invasions: Studies from North America and Europe, B ackhuys
Publishers, Olanda, p. 1 -18.
296. WALKER, L.R. et WILLING, M.R., 1999 – An introduction to terrestrial
disturbances , in WALKER, L.R., Ecosystems of Disturbed
Ground, Elsevier, Amsterdam, p. 1 -16.
297. WAYNE, P., FOSTER, S., CONNOLLY, J., BAZZAZ, F., EPSTEIN, P.,
2002, Production of allergenic pollen by ragweed
(Ambrosia artemisiifolia L.) is increased in CO2 -enriched
atmospheres , Annals of Allergy, Asthma, & Immunology, Vol.
8, pp. 279 -282.
298. WEDIN, D.A. , TILMAN, D., 1996 – Influence of nitrogen loading and
species composition on the carbon balance of grasslands ,
Science 274, p. 1720 -1723.
299. WHITE , T.A., CAMPBELL, B.D., KEMP, P.D., 1997 – Invasion of
temperate grassland by a subtropical annual grass across
an experimental matrix of water stress and disturbation ,
Journal of vegetation Science 8, p. 847 -854.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
147
300. WHITTAKER, R.J., BUSH, M.B. , RICHSRDS, K., 1989 – Plant
recolonization and vegetation succession on the Krakatau
Islands , Indonesia, Ecological Monographs 59, p. 59 -123.
301. WIDRLECHNER,M., ILES, J.K. , THOMPSON, J.R. , 2002 – Developing a
comprehensive strategy to assess the risk of
naturalisation of non -native woody plants in Iowa , The 7th
Annual Janet Meakin Poor Research Symposium Invasive
Plants – Global Issues, Local Challenges, Chicago Botanic
Garden Glencoe, Ill inois, 27 -30 October, 2002, p.5 -6.
302. WILLIAMS , P.A. 1981 – Aspects of the ecology of broom (Cytisus
scoparius) in Canterbury , New Zealand. N.Z. J. Botany
19:31 -43.
303. WILLIAMS, P.A. , BUXTON, R.P., 1986 – Hawthorn ( Crataegus
monogyna ) populations in Mid -Canterb ury, New Zeeland
Journal of Ecology, vol. 9., p. 11 -17.
304. WILLIAMSON, M. , FITTER, A., 1996 – The characters of successful
invaders , Biological Conservation 78, p. 163 -170.
305. WILLIAMSON, M., 1998 – Measurnig the impact of plant invaders in
Britain , in STARFING ER, U., EDWARDS, K., KOWARIK, I.,
WILLIAMSON, M., Plant Invasions: Ecological Mechanisms
and Human Responses, Backhuys Publishers, Leiden, Olanda,
p. 57 -68.
306. WILSON, C., KREBSBACH, A., YANG, P.C., HER, K. , EKEBERK, M.,
2002 – The 7th Annual Janet Meakin Poor Research
Symposium Invasive Plants – Global Issues, Local
Challenges , Chicago Botanic Garden Glencoe, Illinois, 27 -30
October, 2002, p.7.
307. WILSON, S .D., PARTEL , M., 2003 – Extirpation or Coexistence?
Management of a Persistent introduced Grass in a Prairie
Restoration , Restoration Ecology, vol 11(4), p. 410 -416.
308. WISER, S.K., ALLEN, R.B., CLINTON, P.W. , PLATT, K., 1998 –
Comunity structure and forest invasion ba an exotic herb
over 23 years, Ecology 79, p. 2071 -2081.
309. WITTENBERG , R. (ed.) 2005 – An inventory of alien species and their
threat to biodiversity and economy in Switzerland . CABI
Bioscience Switzerland Centre report to the Swiss Agency for
Environment, Forests and Landscape,
http://www.nobanis.org/files/invasives%20in%20CH.pdf ,
accesat la 17.03.2014.
310. WOODBORN, T.L. , BRIESE, D.T., 1996 – The contribution of
biological control to the management of thistles , Plant
Protection, vol. 11., supplement 2., p. 250 -254.
311. XU H., DING H., LI M. , QIANG S., GUO J., HAN Z., HUANG Z., SUN H.,
HE S., WU H., WA F. , 2006 – The distribution and economic
losses of alien species invasion to China , Biological
Invasions, vol. 8, p.1495 –1500, DOI 10.1007/s10530 -005-
5841 -2.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
148
312. ZEDLER, J.B., 204 – Causes and con sequences of invasive plants in
wetlands: opportunities, opportunists, and outcomes ,
Critical Reviews in Plant Sciences, 23 (5), p. 431 -452.
313. xxx – Colorado Weed Management Act ., 2002
314. xxx – The Truth About Invasive Plants , Lancaster County, Weed Control
Authority, 2002
315. xxx – Montana Weed Management Taskforce , 2001
316. xxx – Courtesy of the Norcross Wildlife Foundation , 2002
317. xxx – The Weed Watchers/Busters Program , The Nature Conservancy
– Maryland/D.C. Chapter, 2002.
318. xxx – Natural Resource Ecology Laboratory , USGS, 2002.
319. xxx – SAIN Invasive Plant Pest Literature Collection sorted by
Species , sain.nbii.gov/invasives/spec_index.html, consultat la
11/11/2002.
320. xxx – Biological Invasions , Centre for Ecology & Hydrology, Natural
Environment Research Coucil,
http://banchory.ceh.ac.uk/ project_pages/ aliens/aliens.htm,
consultat la 11/11/2002.
321. xxx – Invasive Plant Information Sheets , invasive plant info, The Nature
Conservancy Connecticut Chapter, 2002.
322. xxx – Orange and Meadow H awkweed , from the Montana State
University Extension Service,
http://www.montana.edu/wwwpb/pubs/ mt9816.html, consultat la
13/01/2003.
323. xxx – Carduus nutans : Management Considerations, Value and Use ,
http://www .
fs.fed.us/database/feis/plants/forb/carnut/management_conside
rations,_val., consultat la 13/01/2003.
324. xxx – Non-native invasive plants of the Midwest and Eastern United
States , Easyliving Native Perenial Wildflower 1999, ac cesat la
11/11/2002.
325. xxx – Purple Losetrife, a „Poster Child” for Invasive Plants , Greener
Roadsides, U.S. Department of Transportation Federal Highay
Administration, 2001.
326. xxx – Response of native and Invasive Exotic Plants to fire, Fire
Recovery, and Fue l Reduction Treatments in the Interior
Pacific Nortwest, 02.PNW.B.1., accesat la 11/11/2002.
327. xxx – Date statistice din Arhiva Centrului Meterologic Banat -Crișana,
Timișoara.
328. xxx – Dennstaedtiaceae Pic.Serm. , www.ars -grin.gov2/cgi -bin/npgs/html/
family.pl1227 (consultat la 20/03/2006).
329. xxx – Plant -soil feedbacks and the spread and impacts of invasion ,
www.lifesci.ucsb.edu/eemb/labs/levine/projects/projects.html ,
consultat la 13/03/2006.
330. xxx – Bracken, www.pfaf.org/database/plants.php_?Pteridium+aqilinum ,
consultat la 20/03/200 6.
331. xxx – Cypress spurge – Euphorbia cyparissias , www.plantpress.com/
whildlife/o532 -cypressspurge.php , accesat la 14.11.2005.

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
149
332. xxx – Juncus effusus L. common rush , http://plants.usda.gov/java/
profile?symbol=JUEF , accesat la 10.11.2005.
333. xxx – Plumeless thistle ( Carduus acanthoides ),
http://www.agf .gov.bc.ca/ cropprot/weedguid/plumeth.htm ,
consultat la 8.10.2002
334. xxx – Cut-leavet Teasel ( Dipsacus laciniatus ),
http://www.dnr.state.wi.us/ invasives/fact/teasel_cut.htm ,
11.11.20 05.
335. xxx – Braken , http://fernkloof.com/species.mv?154 , accesat la 2.03.2006.
336. xxx – Blackthorn, Sloe
http://www.pennine.demon.co.uk/Arbore tum/Prsp.htm , accesat
la 21.09.2005.
337. xxx – Informations relatives à : Ononis spinosa L., http://wwwherbier –
a3v.org/herbiernum/fiche -print.php?id=400 , consultat la
21.08.2006.
338. *** – Ambrosia artemisiifolia –
http://www.usanpn.org/Ambrosia_artemisiifolia , consultat la
12.05.2014.
339. *** – Ambrosia artemisiifolia ,
http://www.dmmt.ro/uploads/files/arbori_arbusti/
Ambrosia%20artemisiifolia.pdf , consultat la 30.07.2014.
340. *** – Australian Weeds Committee National Initiative, Undated,
Annual Ragweed, Ambrosia artemisiifolia ,
http://www.weeds.org.au/ cgi-
bin/weedident.cgi?tpl=plant.tpl&state=&s=&region=&card=H13 ,
consultat la 17.03.2014.
341. *** – European and Mediterranean Plant Protection Organiza tion
(EPPO), Jan. 2000, Ambrosia artemisiifolia common
ragweed, The Panel on Phytosanitary Measures, Draft
EPPO Data Sheet. ,
http://www.eppo.org/QU ARANTINE/Alert_List/deleted%20files/
weeds/Ambrosia_artemisiifolia.doc , accesat la 17.03.2014.
342. *** – http://archives.eppo.org/EPPOReporting/2006/Rse -0609.pdf ,
consultat la 21.04.2014 6.
343. *** –
http://ec.europa.eu/environment/pubs/pdf/factsheets/Invasive%
20Alien%20 Species/Invasive_Alien_RO.pdf , consultat la
28.04.2014
344. *** – http://extension.missouri.edu/explore/images/ipm1007ragweed01.jpg ,
consultat la 12.05.2014.
345. *** – http://i.tinysrc.mobi/http://pages.unibas.ch/SEM/BilderKlein/bkl06/
september06.jpg , consultat la 12.05.2014.
346. *** – http://l uirig.altervista.org/cpm/albums/bot -units22/ambrosia –
artemisiifolia27921.jpg , consultat la 12. 05.2014.
347. *** – http://pics.davesgarden.com/pics/2006/11/04/htop/6c4d29.jpg ,
consult at la 12.05. 2014.
348. *** – http://www.ecoportal.ro/modsis/introducere.php , consultat la
29.03.2014
349. *** – http://www .europe -aliens.org/images/factsheetMaps/1_ambart.jpg ,

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
150
consultat la 24.06.2014.
350. *** – http://www.europe -aliens.org/images/graphs/countryCountTP.png ,
consultat la 24.06.2014.
351. *** – http://www.europe -aliens.org/images/graphs/envgroupCount.png ,
consultat la 24.06.2014.
352. *** – http://ww w.europe -aliens.org/images/graphs/pathwayTP.png ,
consultat la 24.06.2014.
353. *** –
http://www.ewrs.org/IW/images/Ambrosia_artemisiifolia_female
_flowersa. jpg , consult at la 12.05.2014.
354. *** – http://www.invasive -species.ro/prezentare.html , consultat la
11.02.2014
355. *** – http://www.invasive -species.ro /rezumat.html , consultat la 11.02.2014
356. *** –
http://www.issg.org/database/species/ecology.asp?si=1125&fr
=1&sts ==, consultat la 28.06.2014.
357. *** –
http://www.issg.org/database/species/management_info.asp?si
=1125&fr=1& sts=&lang=EN , 25.09.2013.
358. *** – http://pe -harta.ro/judete/Gorj .jpg, consultat la 21.03.2014
359. *** –
http://www.uwgb.edu/biodiversity/herbarium/vascular_plants/Mi
sc_species/ ambart_roots01gf400.jpg , consulta t la 12.05.2014.
360. *** –
http://www.uwgb.edu/biodiversity/herbarium/vascular_plants/Mi
sc_species/ ambart_matureFruit01gf400.jpg , consultat la
12.05.2014.
361. *** – Institute for Systematic Botany, 2006, Ambrosia artemisiifolia ,
University of South Florida, The Florida Center for
Community Design + Research. ,
http://www.plantatlas.usf.edu/synonyms.asp?plantID=3025 ,
accesat la 17.03. 2014.
362. *** – ITIS (Integrat ed Taxonomic Information System), 2007. Online
Database Ambrosia artemisiifolia ,
http://www.itis.gov/servlet/SingleRpt/SingleRpt?search_topic=T
SN&search_va lue=36496 , accesat la 17.03.2014.
363. *** – The North European and Baltic Network on Invasive Alien
Species (NOBANIS). Undated, Ambrosia artemisiifolia
(Asteraceae, Angiosperms),
http://www.nob anis.org/speciesInfo.asp?taxaID=773 , accesat
la 17.03.2014.
364. *** – United States Department of Agriculture, ARS, National Genetic
Resources Program, 2007, Ambrosia artemsiifolia
Germplasm Resources Information Network , [online
database], National Germplasm Resources Laboratory,
Beltsville, MD, http://www.ars -grin.gov/cgi –
bin/npgs/html/taxon.pl?103817 , accesat la 17.03.2014.
365. *** – United States Geological Survey – Northern Prairie Wild life
Research Center, Aug. 2006, Common Ragweed Ambrosia

Veronica S ĂRĂȚEANU – Specii invazive în Banat
151
artemisiifolia , United States Department of the Interior.,
http://www.npwrc.usgs.gov/resource/plants/floramw/spe cies/a
mbrarte.htm , accesat la 17.03.2014.
366. *** – Virginia Tech Weed Identification Guide , Undated, Common
Ragweed: Ambrosia artemisiifolia ,
http://ipm.ppws.vt.edu/scott/weed_id/ ambel.htm , ac cesat la
17.03.2014.