Ecotoxicologia metalelor grele in lunca Dunarii - CESEC

Ecotoxicologia metalelor în lunca Dunării 23
grele în mediile poroase poate fi sever limitată de adsorbţia lor la interfaţa solid soluţie.
Transportul metalelor poate fi stimulat de prezenţa unui agent de complexare solubil în apă, care
nu se adsoarbe puternic la suprafeţe, care are o afinitate mare pentru metal şi care nu e uşor
descompus în sol prin reacţii chimice sau biologice (Chen şi colab., 1995b).
Biodisponibilitatea metalelor poate varia sezonier, toxicitatea lor pentru comunitatea bentonică
putând fi maximă toamna (Krantzberg, 1994), când datorită descompunerii materiei organice
poate apare o anoxie cu efect inhibitor atât direct cât şi indirect (prin absenţa coprecipitării
metalelor grele cu oxizi de Fe şi Mn). Atunci când metalele grele sunt blocate sub formă de
sulfuri (volabilizabile prin tratare cu acid - AVS) toxicitatea lor scade mult ca rezultat al scăderii
biodisponibilităţii (Pesch şi colab., 1995). AVS apar ca un factor important în interpretarea
concentraţiei de la nivelul sedimentului, o concentraţie mare de AVS faţă de metale grele ducând
la reducerea drastică a concentraţiei acestora în apa interstiţială. Pe de altă parte, AVS însele
prezintă un anumit grad de toxicitate atunci când raportul (de echivalenţi) cu metalele este mai
mare de 1 (Brouwer şi Murphy, 1995).
S-a găsit că în condiţii aerobe principalele specii ale Cd au fost Cd liber, Cd legat în mod organic
şi Cd legat la particulele în suspensie (Wagemann şi colab., 1994). În condiţii anoxice CdS
format va aparţine fracţiei particulate. Ionul sulfat complexează foarte slab cationii prezenţi în
apă şi are un efect slab asupra distribuţiei metalelor atâta vreme cât nu e redus la sulfură. Ionii cu
azot nu joacă un rol deosebit în specierea metalelor. Mannio şi colab. (1993) raportează
concentraţii mai mari de Cd, Pb, Ni, Cu, Zn, Mn, Al şi Fe odată cu creşterea acidităţii lacurilor
studiate şi a cantităţii de carbon organic. Voutsa şi colab. (1995) asumă faptul că fracţia
particulată labil legată (eliberată prin sonicarea filtrelor) reprezintă influenţa antropică.
Thornton (1981), Martin şi Caughtrey (1981) enumeră ca parametrii de control a
biodisponibilităţii metalelor în sol şi sediment pH-ul, conţinutul de materie organică şi CEC 8 .
Elemente majore şi minore din sol pot avea efecte semnificative asupra disponibilităţii anumitor
metale toxice. Efectele vin în primul rând din schimbarea proprietăţilor soluţiei reprezentate de
apa interstiţială. În sistemele acvatice o producţie primară foarte mare va fi urmată de o
disponibilitate mare a agenţilor complexanţi (acizi uronici şi alte polizaharide), ceea ce poate
duce la chelarea şi eliberarea din sediment a metaleler grele, cum ar fi Cd şi Cu (Marcomini şi
colab., 1993 citat de Sfriso şi colab. 1995). Efectul, observă Sfriso şi colab. (1995), s-ar putea
datora şi reducerii potenţialului redox al sedimentului superficial în timpul descompunerii masei
vegetale.
Ca direcţii de cercetare Thornton (1981) propune: dezvoltarea unor proceduri de identificare a
formelor metalelor din sol, elucidarea interacţiilor metalelor toxice cu elemente majore şi a
relaţiilor între metalele toxice, elucidarea rolului microorgasnismelor. Datorită dificultăţii mari a
unor astfel de investigaţii, cu toate progresele înregistrate, direcţiile menţionate rămân valabile şi
la ora actuală. O altă direcţie, direct relevantă pentru sistemele fluviale, este caracterizarea
tiparelor de distribuţie spaţio-temporală a metalelor în sedimente în funcţie de regimul hidrologic
(Camillion şi Manassero, 2001, Ciszewski, 2001).
Din punct de vedere a dinamicii concentraţiei de metale grele în diferite compartimente biotice,
în general se observă o variaţie mai mare la metalele neesenţiale (Pb, Cd) faţă de metalele
esenţiale (Cu, Zn). Aceasta se reflectă şi în capacitatea diferitelor specii de a servi ca bioindicator
în monitorizarea poluării cu metale grele. Variaţia în biodisponibilitatea metalelor neesenţiale,
pentru care mecanismele homeostatice, atunci când există, sunt mult mai puţin eficiente, va fi
mai bine reflectată în concentraţiile din compartimentele biotice decât cea a metalelor esenţiale
(Amyot şi colab., 1994, Hare şi Campbell, 1992, Kraak şi colab., 1994, Brune şi colab., 1995,
8 CEC = capacitatea de schimb cationic.