Ecotoxicologia metalelor grele in lunca Dunarii - CESEC

Ecotoxicologia metalelor în lunca Dunării 51
De asemenea importantă la o validare este estimarea marjei de eroare cu care e asociată predicţia
(Cairns şi Niederlehner, 1995), care alături de domeniul de extrapolabilitate trebuie comunicată
factorilor de decizie. Problema extrapolării rezultatelor testelor ecotoxicologice în vederea
stabilirii unor concentraţii admisibile este discutată în detaliu de Smith şi Cairns (1993).
În fine, o altă observaţie importantă este că eficienţa metodei de testare trebuie judecată nu doar
prin costurile de testare, ci şi prin prisma celor asociate luării unor decizii cu informaţia obţinută
(Cairns şi Niederlehner, 1995)
Modele ecotoxicologice la nivel ecosistemic
Multe metale au fost considerate ca potenţial toxice pentru ecosisteme acvatice şi de zonă
umedă, dar în puţine cazuri aceste presupuneri au fost solid documentate la nivelul unor
ecosisteme reale. Există puţine modele de sensibilitate efect-doză la nivelul ecosistemelor pentru
poluanţi stabili (metale sau compuşi organohalogenaţi). Ca urmare este încă mult loc pentru
speculaţie, mai ales acolo unde contaminanţii sunt numeroşi şi pot apărea comportamentte
sinergice sau antagoniste.
Faptul că se înregistrează concentraţii mari de contaminant în ecosisteme nu este de interes
managerial atât timp cât efecte măsurabile nu sunt cauzate. Esenţial din această perspectivă este
să fie utilizaţi indicatorii adecvaţi (a se vedea subcapitolul anterior), identificarea lor şi
dezvoltarea unor tehnici standardizate de determinare apărând a fi, pe baza literaturii consultate,
o direcţie prioritară de cercetare în momentul de faţă.
Dezvoltarea modelelor predictive la nivel ecosistemic a început de la sfârşitul anilor ‘60 şi s-au
referit la efectul nutrienţilor. Ca urmare modelele cu privire la impactul nutrienţilor sunt cele mai
dezvoltate la ora actuală. Această abordare a jucat un rol important în managementul lacurilor,
dar a penetrat foarte puţin în ecologia marină sau terestră.
Potrivit lui Hakanson (1994), există două tipuri de modele: modele de tip tradiţional, ‘dinamice’
care reflectă intrările, distribuţia pe compartimente, ratele de transfer şi ieşirile, descriind în
detaliu circuitul biogechimic local al compusului respectiv (notat pe scurt de aici înainte CBL), şi
modelele ecometrice, statistice, empirice, de tip efect /doză (notat ED), care arată dependenţa
între o anumită variabilă ecologică de ineres (indicator) şi încărcătura de poluant la nivel
ecositemic, eventual luând în considerare şi anumite variabile de sensibilitate a ecosistemului.
Atunci când variabila ecologică este o concentraţie la nivelul unui compartiment, există o
suprapunere între scopurile celor două tipuri de modele.
Cei care au dezvoltat modelele de tip CBL au întâmpinat cu scepticism apariţia modelelor ED,
considerându-le “simple regresii care nu oferă explicaţii cauzale cu privire la procese şi
mecanisme, instrumente utilitare iar nu rezultate ştiinţifice”. Autorul citat consideră, şi pe bună
dreptate, că cele două tipuri de modele sunt complementare. Pentru a fi utilizate în practică
modelel CBL ar trebui să ofere informaţii cu privire la ratele de transfer între compartimente, ori
acestea sunt dificil de stabilit. Modelele de tip ED sunt mult mai utile în asistarea actelor de
decizie în managementul tipurilor de ecosisteme pentru care au fost dezvoltate, utilitatea
modelelor de tip CBL (dincolo de cea în dezvoltarea cunoaşterii) venind din faptul că furnizează
informaţii necesare selectării corecte a variabilelor de la anailza cărora se va pleca în construcţia
modelului ED.
Un model mixt poate fi utilizat atunci când variabila ecologică de interes este concentraţia
poluantului la nivelul unui anumit compartment (spre exemplu, Hg în Esox lucius). O astfel de