Ecotoxicologia metalelor grele in lunca Dunarii - CESEC
Ecotoxicologia metalelor grele in lunca Dunarii - CESEC Ecotoxicologia metalelor grele in lunca Dunarii - CESEC
Ecotoxicologia metalelor în lunca Dunării 55 sau deltei Dunării. Singurele identificate sunt o dinamică sezonieră a Hg, Pb, Zn şi Cu pentru Typha şi Phragmites din Delta Chiliei publicată de Kavetsky et al (1984) şi datate cu privire la macrofite submerse din lacuri ale Deltei Dunării (Muhammad, teză de doctorat, 1987, valorificate şi în câteva articole). Din aceeaşi regiune geografică, un articol cu privire la metale în macrofite submerse din lacul Balaton e publicat de Kovacs şi colab. (1984). Concentraţii de metale în specii caracteristice zonelor umede din lunca Dunării pot fi găsite în: Mathis şi Kevern (1975) , Mudroch şi Capobianco (1978), Mudroch (1981), Bubicz şi colab. (1982), Kraus (1987), Crowder şi colab. (1989), Hendriks şi colab. (1995). Dar plantele nu sunt decât un rezervor pe termen scurt de metale, ca şi de nutrienţi (exceptând pe cele lemnoase). Procesele de descompunere duc la eliberarea mai rapidă sau mai lentă a metalelor, funcţie de metal, de specie, ţesut şi de caracteristicile ecosistemului. Frunzele de Phragmites se descompun de 3-7 ori mai repede ca stemul, ambele descompunându-se mai rapid (dar îndeosebi stemul) în zona litorală a lacurilor cu starea trofică mai avansată (Larsen şi Schierup, 1981). O parte din acest rezervor poate fi exportat în cazul fluviilor mari, devenind sursă de hrană şi contaminare pentru fitofagii din aval, fenomen important atunci când plantele provin dintr-o regiune mai puternic afectată de poluare (Manny şi colab., 1991). 2796 kg de metale toxice au fost transportate în acest mod în lacul Erie în 1985. Stewart şi colab. (1992) raportează reducerea ratei de creşterea a melcilor hrăniţi cu Potamogeton foliosus contaminat exportat. Ecosistemul acvatic a fost afectat direct pe o lungime de 1.4 km în avalul sursei de export. Prin componenta vegetală zonele umede pot avea un rol important în retenţia de nutrienţi şi metale grele. Fenomenul poate avea sau nu loc în funcţie de metal şi sezon. Simpson şi colab. (1983) studiază o zonă umedă particulară şi constată: N a fost importat în sezonul de creştere şi exportat după acesta, TRP (fosforul reactiv total) a fost mereu importat, P total a fost importat şi exportat aparent fără o regulă, Cd a fost exportat continuu, Cu, Zn şi Ni au fost importate aproape continuu, fiind stocate intens în vegetaţie, Pb a fost importat la sfârşitul sezonului de creştere, după căderea macrofitelor, litiera având un rol important în retenţie. Zonele umede pot considerate cel puţin rezervoare de metale, de toxice în general. Ele pot absorbi picuri de nutrienţi şi toxine în condiţii naturale, dar la inputuri anormal de mari îşi pot pierde capacităţile asimilative şi în plus alte servicii furnizate de ele pot suferi (Kraus, 1987). Cu această observaţie am intrat practic în a doua parte a capitolului, de impact la nivelul vegetaţiei zonelor umede şi asupra ecosistemelor în a căror structură intră. Până în momentul de faţă accentul s-a pus pe schimbări la nivel individual, studiile care să ia în considerare variaţii la nivel populaţional sau al comunităţilor fiind foarte rare. Investigaţiile au fost de două tipuri: încercări de a corela fluctuaţii în creşterea plantelor cu variaţii ale chimismului apei şi lucru cu culturi axenice pentru a stabili exact necesarul de nutrienţi şi potenţialii inhibitori. La 5-10 ppm Cu (raportat la masa uscată) s-a raportat o inhibare a fotosintezei lui Potamogeton perfoliatus de 23%. Începând de la 50μg/l Cr reduce fotosinteza lui Myriophyllum spicatum (Guilizzoni, 1990). Rădăcinile lui M. spicatum sunt mai sensibile ca tulpinile, dezvoltarea lor fiind inhibată cu 50% la 0.25 ppm Cu 2+ , 3.4 ppm Hg 2+ , 21.6 ppm Zn 2+ , 363 ppm Pb 2+ . Zn>Cu>Pb, în acord cu fracţia lor disponibilă din sediment, au redus creşterea biomase lui Potamogeton perfoliatus şi P. pectinatus. Adăugarea de Cu a redus fracţia disponibilă de Zn din sediment, crescând preluarea de Zn de către plante, invers pentru Cu la adăugarea de Zn. P. Pectinatus a acumulat de două ori mai mult Cu ca P. perfoliatus, în timp ce Pb s-a acumulat mai mult în P. perfoliatus (Greger şi Kautsky, 1991).
56 Analiza critică a cunoaşterii Hg, Pb, Cd şi Cu au afectat în mod diferit metabolismul glicolatului a trei specii testate (Potamogeton pectinatus, Vallisneria spiralis şi Hydrilla verticilata). El a fost stimulat în Potamogeton, inhibat în Hidrilla şi intermediar afectat la Vallisneria (Jana şi Choudhuri, 1981). H 2 O 2 rezultată din activitate glicolat oxidazei, alături de reducerea activităţii catalazei, poate fi responsabilă de senescenţa mai rapidă a Potamogeton. Efectul sinergic al aceloraşi metale e mai intens ca al metalelor separate şi se manifestă prin descreşterea clorofilei, DNA, RNA, greutăţii uscate şi creşterea AA liberi, permeabilităţii ţesuturilor, a activităţii proteazice şi Rnazice şi a raportului acivităţii fosfatază acidă/alcalină peste valorile control (Jana şi Choudhuri, 1983). Răspunsul plantelor aflate în mediul natural este totuşi de aşteptat să fie diferit. Cercetări în teren cu privire la astfel de efecte nu par a fi fost făcute. Datele de fitotoxicitate cu privire la plantele acvatice dulcicole (PAD) au avut un rol minor până acum în luarea deciziilor cu privire la riscul potenţial al unor contaminanţi (Lewis, 1994). Numeroase grupe au fost utilizate: alge de diferite tipuri, macrofite (planta întreagă sau doar seminţele). Câteva metode au fost standardizate pentru microalge. Majoritate informaţiilor cu privire la fitotoxicitatea asupra PAD provin de la studii pe câteva alge verzi, ceea ce rdică probleme cu privire la extrapolarea lor, dată fiind marea variabilitate interspecifică. Plantele vasculare, îndeosebi cele ancorate în sediment, au fost utilizate mai puţin frecvent decât algele ca specii test. Dar, subliniază autorul, interesele cu privire la protejarea zonelor umede şi faptul că sedimentul este principalul compartiment de stocare a poluanţilor în astfel de ecosisteme va conduce la creşterea utiizării macrofitelor ancorate în testele de toxicitate. Sunt trecute în revistă condiţii experimentale pentru alge şi macrofite, specii şi indicatori de toxicitate utilizaţi, metode de prezentare a datelor. Un articol complementar cu privire plantele acvatice este cel al Guilizoni (1991), care trece în revistă efectele metalelor toxice asupra ‘fiziologiei ecologice’ a macrofitelor submerse, punând la dispoziţie date de comparaţie pentru numeroase specii şi metale. O concluzie este că pot exista diferenţe de două ordine de mărime între concentraţia ce determină un efect enzimatic vizibil şi cea care determină o modificare morfologică. Se recomandă elaborarea unor experimente care să investigheze efectul concentraţiilor care există la nivel ecosistemic. Utilizare plantelor ca indicatori este susţinută parţial de corelaţia slabă între concentraţia din plante şi cea din compartimentele abiotice (Albers şi Camardese, 1993, un studiu pe numeroase ecosisteme acvatice şi zone umede). Cel puţin însă unele specii, cu capacitate ridicată de acumulare, cum are Ceratophyllum demersum pentru Cd, par a fi potrivite pentru utilizarea ca indicatori (Ornes şi Sajwan, 1993). 1.3.4 Abordarea holistă Deşi adesea abordate separat, sectorial, ciclarea substanţelor toxice şi caracterizarea efectelor ecotoxicologice pot fi văzute şi ca etape ale unui singur proces de evaluare a căilor de transfer, transformărilor şi efectelor substanţelor toxice. Modelul conceptual şi metodologia pentru o evaluare integrată a efectelor diferitelor clase de substanţe chimice şi asistarea presupune în mod obligatoriu următoarele categorii de date şi cunoştinţe, care trebuie să fie produse de subsistemele de generare a datelor şi cunoştinţelor din structura sistemului suport de asistare a deciziilor, şi să alimenteze sistemele informaţionale specifice (Vădineanu, 1998, 1999): 1. Modelul structural prin care se idenitifică sistemul sau sistemele ecologice complexe în care există sau în care ar urma să pătrundă un compus chimic dat (element din baza de cunoştinţe a ecologiei sistemice)
- Page 6 and 7: CUPRINS Prefaţă ........ 13 Cuvâ
- Page 8 and 9: Lista tabelelor Tabelul 1 Mecanisme
- Page 10 and 11: Lista figurilor Figura 1 Schema de
- Page 12: Profesorului Angheluţă Vădineanu
- Page 15 and 16: 14 eforturile autorului au fost bin
- Page 17 and 18: 16 Fapt este că până la finele p
- Page 19 and 20: 18 Introducere hidrogeomorfologice
- Page 21 and 22: 20 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 23 and 24: 22 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 25 and 26: 24 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 27 and 28: 26 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 29 and 30: 28 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 31 and 32: 30 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 33 and 34: 32 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 35 and 36: 34 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 37 and 38: 36 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 39 and 40: 38 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 41 and 42: 40 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 43 and 44: 42 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 45 and 46: 44 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 47 and 48: 46 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 49 and 50: 48 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 51 and 52: 50 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 53 and 54: 52 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 55: 54 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 59 and 60: 58 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 61 and 62: 60 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 63 and 64: 62 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 65 and 66: 64 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 67 and 68: 66 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 69 and 70: 68 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 71 and 72: 70 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 73 and 74: 72 Analiza critică a cunoaşterii
- Page 75 and 76: 74 Descrierea programului de cercet
- Page 77 and 78: 76 Descrierea programului de cercet
- Page 79 and 80: 78 Descrierea programului de cercet
- Page 81 and 82: 80 Descrierea programului de cercet
- Page 83 and 84: 82 Descrierea programului de cercet
- Page 85 and 86: 84 Descrierea programului de cercet
- Page 87 and 88: 86 Descrierea programului de cercet
- Page 89 and 90: 88 Descrierea programului de cercet
- Page 91 and 92: 90 Descrierea programului de cercet
- Page 93 and 94: 92 Descrierea programului de cercet
- Page 95 and 96: 94 Descrierea programului de cercet
- Page 97 and 98: 96 Rezultate şi discuţii 3 Rezult
- Page 99 and 100: 98 Rezultate şi discuţii
- Page 101 and 102: 100 Rezultate şi discuţii
- Page 103 and 104: 102 Rezultate şi discuţii O dată
- Page 105 and 106: 104 Rezultate şi discuţii
<strong>Ecotoxicologia</strong> <strong>metalelor</strong> în <strong>lunca</strong> Dunării 55<br />
sau deltei Dunării. S<strong>in</strong>gurele identificate sunt o d<strong>in</strong>amică sezonieră a Hg, Pb, Zn şi Cu pentru<br />
Typha şi Phragmites d<strong>in</strong> Delta Chiliei publicată de Kavetsky et al (1984) şi datate cu privire la<br />
macrofite submerse d<strong>in</strong> lacuri ale Deltei Dunării (Muhammad, teză de doctorat, 1987,<br />
valorificate şi în câteva articole). D<strong>in</strong> aceeaşi regiune geografică, un articol cu privire la metale<br />
în macrofite submerse d<strong>in</strong> lacul Balaton e publicat de Kovacs şi colab. (1984). Concentraţii de<br />
metale în specii caracteristice zonelor umede d<strong>in</strong> <strong>lunca</strong> Dunării pot fi găsite în: Mathis şi Kevern<br />
(1975) , Mudroch şi Capobianco (1978), Mudroch (1981), Bubicz şi colab. (1982), Kraus (1987),<br />
Crowder şi colab. (1989), Hendriks şi colab. (1995).<br />
Dar plantele nu sunt decât un rezervor pe termen scurt de metale, ca şi de nutrienţi (exceptând pe<br />
cele lemnoase). Procesele de descompunere duc la eliberarea mai rapidă sau mai lentă a<br />
<strong>metalelor</strong>, funcţie de metal, de specie, ţesut şi de caracteristicile ecosistemului. Frunzele de<br />
Phragmites se descompun de 3-7 ori mai repede ca stemul, ambele descompunându-se mai rapid<br />
(dar îndeosebi stemul) în zona litorală a lacurilor cu starea trofică mai avansată (Larsen şi<br />
Schierup, 1981).<br />
O parte d<strong>in</strong> acest rezervor poate fi exportat în cazul fluviilor mari, deven<strong>in</strong>d sursă de hrană şi<br />
contam<strong>in</strong>are pentru fitofagii d<strong>in</strong> aval, fenomen important atunci când plantele prov<strong>in</strong> d<strong>in</strong>tr-o<br />
regiune mai puternic afectată de poluare (Manny şi colab., 1991). 2796 kg de metale toxice au<br />
fost transportate în acest mod în lacul Erie în 1985. Stewart şi colab. (1992) raportează reducerea<br />
ratei de creşterea a melcilor hrăniţi cu Potamogeton foliosus contam<strong>in</strong>at exportat. Ecosistemul<br />
acvatic a fost afectat direct pe o lungime de 1.4 km în avalul sursei de export.<br />
Pr<strong>in</strong> componenta vegetală zonele umede pot avea un rol important în retenţia de nutrienţi şi<br />
metale <strong>grele</strong>. Fenomenul poate avea sau nu loc în funcţie de metal şi sezon. Simpson şi colab.<br />
(1983) studiază o zonă umedă particulară şi constată: N a fost importat în sezonul de creştere şi<br />
exportat după acesta, TRP (fosforul reactiv total) a fost mereu importat, P total a fost importat şi<br />
exportat aparent fără o regulă, Cd a fost exportat cont<strong>in</strong>uu, Cu, Zn şi Ni au fost importate<br />
aproape cont<strong>in</strong>uu, fi<strong>in</strong>d stocate <strong>in</strong>tens în vegetaţie, Pb a fost importat la sfârşitul sezonului de<br />
creştere, după căderea macrofitelor, litiera având un rol important în retenţie. Zonele umede pot<br />
considerate cel puţ<strong>in</strong> rezervoare de metale, de toxice în general. Ele pot absorbi picuri de<br />
nutrienţi şi tox<strong>in</strong>e în condiţii naturale, dar la <strong>in</strong>puturi anormal de mari îşi pot pierde capacităţile<br />
asimilative şi în plus alte servicii furnizate de ele pot suferi (Kraus, 1987).<br />
Cu această observaţie am <strong>in</strong>trat practic în a doua parte a capitolului, de impact la nivelul<br />
vegetaţiei zonelor umede şi asupra ecosistemelor în a căror structură <strong>in</strong>tră.<br />
Până în momentul de faţă accentul s-a pus pe schimbări la nivel <strong>in</strong>dividual, studiile care să ia în<br />
considerare variaţii la nivel populaţional sau al comunităţilor fi<strong>in</strong>d foarte rare. Investigaţiile au<br />
fost de două tipuri: încercări de a corela fluctuaţii în creşterea plantelor cu variaţii ale<br />
chimismului apei şi lucru cu culturi axenice pentru a stabili exact necesarul de nutrienţi şi<br />
potenţialii <strong>in</strong>hibitori.<br />
La 5-10 ppm Cu (raportat la masa uscată) s-a raportat o <strong>in</strong>hibare a fotos<strong>in</strong>tezei lui Potamogeton<br />
perfoliatus de 23%. Începând de la 50μg/l Cr reduce fotos<strong>in</strong>teza lui Myriophyllum spicatum<br />
(Guilizzoni, 1990). Rădăc<strong>in</strong>ile lui M. spicatum sunt mai sensibile ca tulp<strong>in</strong>ile, dezvoltarea lor<br />
fi<strong>in</strong>d <strong>in</strong>hibată cu 50% la 0.25 ppm Cu 2+ , 3.4 ppm Hg 2+ , 21.6 ppm Zn 2+ , 363 ppm Pb 2+ .<br />
Zn>Cu>Pb, în acord cu fracţia lor disponibilă d<strong>in</strong> sediment, au redus creşterea biomase lui<br />
Potamogeton perfoliatus şi P. pect<strong>in</strong>atus. Adăugarea de Cu a redus fracţia disponibilă de Zn d<strong>in</strong><br />
sediment, crescând preluarea de Zn de către plante, <strong>in</strong>vers pentru Cu la adăugarea de Zn. P.<br />
Pect<strong>in</strong>atus a acumulat de două ori mai mult Cu ca P. perfoliatus, în timp ce Pb s-a acumulat mai<br />
mult în P. perfoliatus (Greger şi Kautsky, 1991).