Teza de abilitare - Universitatea Tehnica din Cluj-Napoca · evaluarea efectelor ecotoxicologice...

Teza de abilitare

Contribuții la protecția și ingineria mediului cu aplicații în

zonele miniere afectate de scurgeri acide

Oros Vasile

Contribuții la protecția și ingineria mediului cu aplicații în zonele miniere afectate de

scurgeri acide. Teza de abilitare. Oros Vasile, 2015

i

Teza de abilitare

Contribuții la protecția și ingineria mediului cu aplicații în zonele miniere

afectate de scurgeri acide

A. REZUMAT

După restrângerea și închiderea activităților de exploatare a minereurilor de metale neferoase

și prețioase au rămas situri care prezintă probleme de mediu și riscuri pentru sănătatea

populației pe termen scurt și pe termen lung. Astfel de situri conțin depozite de deșeuri

miniere de diverse tipuri: halde de steril de mină, halde de steril de flotație (iazuri de

decantare) sau depozite provenite din deșeurile de la explorări miniere, depozite vechi de

concentrate miniere sau de zguri metalurgice. Sulfurile minerale prezente în aceste materiale

suferă procese de oxidare chimico-bacteriană, procese care conduc la formarea scurgerilor de

ape acide cu conținuturi de metale grele toxice.

Cercetările experimentale pe care le-am efectuat legat de aceste probleme de mediu și

sănătate au fost orientate în două direcții principale: 1) pentru studierea proceselor naturale

de biooxidare din astfel de depozite în scopul stabilirii unor soluții utile pentru proiecte de

tratare sau de limitare a formării de scurgeri acide și de reabilitare a siturilor; 2) pentru

evaluarea efectelor ecotoxicologice ale metalelor grele din ape și din soluri și a riscurilor

pentru sănătate legate de expunerea populației locale.

Cercetările efectuate pentru haldele de concentrate de pirită auriferă arsenioasă rămase în

zona Flotației Centrale din Baia Mare au evidențiat în mod concret care sunt posibilitățile de

tratare a acestora în vederea valorificării prin tehnicile de leșiere bacteriană în vrac și prin

tehnica biooxidării în reactoare de leșiere bacteriană. O cultură concentrată de bacterii

indigene se va folosi ca inocul pentru soluția de leșiere. Prelucrarea și valorificarea acestor

concentrate va conduce la dispariția lor din zonă și îndepărtarea problemelor acute datorate

scurgerilor acide.

Cercetările efectuate în teren și în laborator pe probe dintr-o haldă de steril de mină au

indicat prezența unei microflore bacteriene sulf-oxidante și fier-oxidante bine dezvoltate și

conținuturi de sulfuri minerale de fier, cupru, zinc, plumb care constituie substratul pentru

procesele de biooxidare și formare de scurgeri acide. Teste de laborator prin leșiere

bacteriană în coloane de material din haldă au condus, după 380 zile, la oxidare și

solubilizarea a 18% din pirită, 77% din calcopirită și 99% din blendă. Bilanțul acestor

procese a condus la estimarea unei producții de 5,08g acid sulfuric/kg de material solid din

haldă.

În vederea reabilitării haldei Câmpurele am efectuat teste privind posibilitatea instalării unui

covor vegetal din plante ierboase (Lolium perenne). Datorită acidităţii si elementelor toxice

conţinute, sterilul este impropriu pentru germinarea seminţelor de graminee şi instalarea



ii

naturală a vegetaţiei este extrem de dificilă. Tratarea sterilului cu materiale minerale

consumatoare de acid (var, carbonat, dolomit) creează condiţiile necesare pentru germinarea

seminţelor şi creşterea plantelor de Lolium perenne. Dintre acestea, varul are o acţiune mai

puternic favorabilă pe termen scurt, însă pe termen lung carbonatul dă rezultate mai bune

pentru instalarea vegetaţiei

Alte încercări am efectuat pentru instalarea unor puieți de arbori pe halda de steril de flotație

Bozânta (iaz vechi în conservare). Instalarea unor puieți arboricoli prin plantarea directă, fără

adaosuri de sol și fertilizatori, este posibilă, dar se înregistrează apoi pierderi semnificative

prin uscare în perioada secetoasă a sezonului de vară-toamnă. Pe termen scurt, rezultate mai

bune dau puieții de salcie și mesteacăn, dar pe termen mai lung este posibilă și folosirea

puieților de plop și de stejar. Microflora din sol (materialul steril din iaz) este săracă dar

efectele de micorizare sunt evidente.

Am efectuat cercetări privind efectele metalelor grele asupra plantelor terestre (grâu, lucernă,

iarbă de gazon) și asupra plantelor acvatice (lintița).

Cuprul, și zincul în concentrații mici produc efecte pozitive asupra germinației și creșterii

plantelor după germinare. Cadmiul influențează negativ chiar la 0,9 mg/L creșterea la

lucernă, dar la Lolium există un efect ușor pozitiv. Cuprul produce efecte pozitive asupra

semințelor de lucernă pînă la concentrația de 25 mg/L în soluția de cultură iar la Lolium pînă

la 12,5 mg/L. Efecte evidente de stres se produc la concentrații de 50 mg/L și 100 mg/L la

ambele specii de plante. Zincul chiar la concentrația de 50 mg/L are efect agregat pozitiv, dar

se manifestă deja un anumit stres asupra cresterii, mai ales la lucernă. Testele cu cadmiu

pentru grâu în culturi hidroponice ne-au permis estimare principalilor indicatori de inhibare a

creșterii: CI50=39,41 mg/L; CI10=1,97 mg/L; CI05=0,16 mg/L, ultimele valori pot fi

considerate aproape de LOEC si, respectiv, NOEC. Biomasa vegetală a plantelor de grâu din

culturile hidroponice acumulează cadmiu. Conținutul de cadmiu în biomasă crește logaritmic

cu creșterea concentrației din mediul nutritiv dar, numai în domeniul concentrațiilor mici de

metal.

Testele privind fitotoxicitatea acvatică a metalelor grele ne-au condus la următoarele

concluzii. Cuprul și cadmiul inhibă puternic creșterea plantelor iar împreună au efecte parțial

aditive. Zincul și fierul sunt mai puțin toxice, iar adaosul lor diminuează efectele cuprului și

cadmiului.

Am efectuat o serie de studii și cercetări cu privire la expunerea populației din zona Ferneziu

la probleme de sănătate datorită poluării cu plumb. Am efectuat o estimare comparativă a

rezultatelor investigațiilor raportate până în prezent, pe o perioadă de peste 20 ani asupra

nivelelor plumbemiei la copii. Cu toate că există o tendință generală de diminuare importantă

a nivelelor de plumb în sânge în Baia Mare, pentru zona cartierului Ferneziu această evoluție

nu este la fel de evidentă. Valorile înalte raportate în ultimele studii sunt localizate tocmai în

această zonă (circa 6-7% au nivele foarte ridicate de plumb în sânge - peste 40 µg/100mL).

Expunerea populației din Ferneziu prin consumul de produse vegetale din producția proprie a

fost subiectul unui studiu care ne-a condus la concluzia că nivelul de expunere este ridicat.



iii

Astfel valoarea indicatorului DIMPb (cantitatea ingerată zilnic) prin consumul de legume și

zarzavat din producția proprie este de 555 µg/pers/zi în zona din vecinătatea uzinei și 407

µg/pers/zi în zonele mai îndepărtate de locația fostei uzine. Prin raportare la dozele de

referință se obțin indicatori THQ (coeficientul de risc țintă) mai mari decât 1 în toate zonele.

Astfel prin raportare la referința WHO/FAO am estimat valorile THQ 1,89-2,35 în zona

apropiată uzinei și 1,38-1,72 în zone mai depărtate.

În concluzie se dovedește că zona cartierului Ferneziu din Baia Mare rămâne în continuare o

zonă cu riscuri pentru populație datorită contaminării istorice a solului cu metale grele și în

special cu plumb. Rezultatele indică o posibilă problemă care trebuie investigată prin

cercetări ulterioare legate și de alte metale grele existente în sol (Cd, Cu, Zn) și focusate pe

specificul alimentar al populației locale.

Habilitation Thesis

Contributions in environmental engineering and protection with implications

in mining areas affected by acid drainage

ABSTRACT

After the limitation of mining and closure of mining activities of nonferrous and precious metal

ores a lot of sites with huge problems of environmental risks and health risks for long term and

short term have been abandoned. Such sites can include different kind of mining wastes: mining

waste dumps, flotation tailing dumps (settling ponds), wastes from mining exploration,

abandoned deposits of mineral concentrates or deposits of metallurgical slag. Within these

deposits there are mineral sulfides that are submitted to chemical and bacterial oxidizing

processes resulting in acid drainages containing toxic metals.

Our experimental researches on this issue have been oriented in two main ways: 1) to study the

natural processes of bio-oxidizing getting on into the deposits with the goal to set up technical

schemes for the projects of restoration and rehabilitation of such sites; 2) in the aim to assess the

eco-toxicological effects of the heavy metals presents in waters and in soils and of the risks on

human health connected with the exposure of the local peoples.

Our research on bacterial leaching of the arsenious pyrite gold bearing concentrates from the old

deposits near the Central Flotation Baia Mare specifically established the possibilities of

processing by the bio-oxidizing techniques of heap leaching and of tank leaching. We achieved a

culture of sulfide-oxidizing bacteria obtained from the existing deposits, which could be applied

as innoculum for the leaching solution. By the process of these concentrates, the old deposits

would be taken up with valorization of gold and clean up the site removing the acute problems

of the acid drainages.

A project research made on a mining waste dump (Campurele) found the presence of a reach

microflora of sulfur-oxidizing and iron-oxidizing bacteria and contents of mineral sulfides of

iron, copper, zinc, lead that support the processes of bio-oxidizing and forming of acid



iv

drainages. The bacterial leaching tests in lab made on columns of this waste resulted after 380

days in leaching of 18% from pyrite, 77% from chalcopyrite and 99% from sphalerite. From the

balance of this process we can estimate a yield of 5.08g of sulfuric acid/kg of solid waste from

this dump.

The research has been continued by tests on the possibility of installing of a herbaceous cover

(with Lolium perenne) for revegetation this dump. Natural revegetation is not possible (or

extremely difficult) because the acidity and the heavy metal content of the deposited waste make

it an inappropriate medium for seed germination and growth of graminaceous plants. Our tests

demonstrate that by adding acid consuming mineral materials such as lime, carbonate or

dolomite results favorable conditions for seed germination and for the growth of Lolium perenne

plants. The results indicate that for a short period the best results are obtained with lime but for a

longer period the carbonate produces better results for installing the vegetation.

Other tests have been made for installing of seedlings of trees in situ on the flotation tailing

dump Bozanta, an old settling pond which is in conservation. The tests have found that it is

possible to install seedlings of trees (oak, birch, poplar and willow) directly on the flotation

tailing without fertilizer, but significant loss is achieved during the drought of the summer-

autumn period. On a short term the best results are obtained with willow and birch seedlings but

for a longer term the use of poplar and oak seedlings is also possible. The study on microflora of

the soil (the old material of flotation tailing) from the dump indicates a scarce bacterial

population but the micorhyzation of the roots is evident.

Researches of ecotoxicological effects of heavy metals on terrestrial plants (wheat, alfalfa and

ryegrass) and on aquatic plants (duckweed) have been made.

The copper and zinc in small concentrations have positive effects on germination and on growth

after germination. Cadmium has a negative influence on alfalfa quite at small concentration (0.9

mg/L), but on ryegrass there is a small positive effect at the same concentration. The copper has

positive effects on alfalfa up to 25 mg/L in the culture solution and up to 12.5 mg/L on ryegrass.

At 50 mg/L and 100 mg/L evident stress effects are produced to the both species. The zinc finds

positive effect quite at 50 mg/L (with some stress on growth of alfalfa). The tests with cadmium

on wheat in hydroponic cultures resulted data from which we could assess the main

ecotoxicological indicators of growth inhibition: CI50=39.41 mg/L; CI10=1.97 mg/L; CI05=0.16

mg/L. The latest two values can be considered as very close to the LOEC and NOEC values. The

biomass of the wheat from hydroponic cultures accumulates cadmium. The metal content in

biomass increases logarithmic with the metal concentration from solution, but only in the

domain of small concentrations.

The tests on aquatic fitotoxicity of heavy metals led us to the following conclusions. The copper

and cadmium induce a strong inhibition of duckweed growth and their effects are partially

additives. The zinc and iron are less toxic and their presence diminishes the effects of copper and

cadmium.

A series of investigations on the exposure of the local peoples from Ferneziu area and their

health risk connected to the contamination with lead permit us a comparative assessment of the



v

results reported during the last 20 years of the lead content in children’s` blood. An evident

tendency of drastically decrease of this indicator appears for the children from Baia Mare. But

for the Ferneziu area this tendency is not similar. The high value of lead content in children’s`

blood reported by the latest investigations are located in this area (about 6-7% of children have

levels higher than 40 µg/100mL).

The lead exposure of peoples from Ferneziu through the consumption of the vegetables from

their own gardens was the subject of another investigation that led us to the conclusion that the

level o exposure is quite high. Thus the assessed value of DIMPb (Daily Intake of Metal) through

this way is 555 µg/pers/day in area close around the former lead smelter plant and 407

µg/pers/day in area at distance of 3Km from the smelter. By reporting to the reference doses we

obtained values of THQ indicator (Target Health Quotient) over 1.00 in all areas. Thus by

reporting to the WHO/FAO reference we estimate values THQ of 1.89-2.35 in the vicinity area

and 1.32-1.72 in the distance area. In conclusion it is proved that Ferneziu area from Baia Mare

is continuing to arise health risks for the local peoples as result of the historical contamination of

the soil with lead and with other heavy metals. The result indicates a local issue that need future

investigations on the exposure connected to the other heavy metals (Cd, Cu, Zn) and focused on

the specific feeding features of the local population.



vi

Cuprins

A. Rezumat

A.1. Rezumat în L. engleză (i)

A.2. Rezumat în L. română (iii)

Lista lucrărilor care susțin conținutul tezei (viii)

B. Realizări științifice și profesionale și planuri de dezvoltare (1)

B.1. Realizări științifice și profesionale academice (1)

B.1.1. Formarea scurgerilor acide în zonele miniere și problemele de mediu legate de

acestea (1)

B.1.1.1. Cercetari privind mecanismul proceselor de biooxidare a sulfurilor minerale și

de formare a scurgerilor acide (1)

B.1.1.1.1. Mecanismul proceselor de biooxidare a sulfurilor minerale și de formare a

scurgerilor acide (2)

a. Oxidarea bacteriană a fierului bivalent (2)

b. Oxidarea bacteriană a sulfului (3)

c. Oxidarea bacteriană a sulfurilor minerale (5)

d. Aspecte electrochimice ale procesului de oxidare bacteriană a sulfurilor

minerale (8)

B.1.1.1.2. Factorii care influenţează procesul de oxidare bacteriană a sulfurilor

minerale (12)

a. Factorii de natură mineralogică şi fizico-chimică care influenţează

procesul de oxidare bacteriană a mineralelor (12)

b. Factorii de natură biologică şi chimico-biologică (15)

c. Factorii de ordin tehnologic care influenţează viteza de oxidare

bacteriană a mineralelor (17)

B.1.1.2. Cercetări experimentale de leșiere bacteriană și evaluare a scurgerilor acide (18)

B.1.1.2.1. Biooxidarea unor concentrate de pirită auriferă din depozite abandonate

(18)

B.1.1.2.2. Cercetari de biooxidare pe steril de mină și estimarea potențialului de

formare a scurgerilor acide (26)

B.1.1.3. Cercetări pentru reabilitarea și fitoremedierea depozitelor de deșeuri miniere (31)

B.1.1.3.1. Cercetări efectuate pentru halda de steril de mină de la Câmpurele (31)

B.1.1.3.2. Cercetări pentru reabilitarea ecologică prin fitoremediere a unei halde de

steril de flotație (46)

B.1.2. Cercetări ecotoxicologice legate de metalele grele și riscuri pentru sănătate (53)

B.1.2.1. Cercetări ecotoxicologice efectuate pentru toxicitatea metalelor grele (53)

B.1.2.1.1. Ecotoxicologia cuprului și zincului (53)

B.1.2.1.2. Ecotoxicologia cadmiului (60)

B.1.2.1.3. Plumbul în mediu. toxicitatea plumbului (75)



vii

B.1.2.2. Cercetări experimentale privind efectele ecotoxicologice ale metalelor grele

(85)

B.1.2.2.1. Teste privind efectele metalelor grele asupra plantelor terestre (85)

Teste privind extracția metalelor grele din solurile poluate în plante de salată

(Lactuca sativa) (85)

Efectele metalelor grele Cu, Zn, Cd asupra germinației și creșterii plantelor de

lucernă (Medicago sativa) și iarbă de gazon (Lolium perenne) (86)

Efectele cadmiului asupra germinației semințelor și creșterii plantelor de grâu (94)

Efectele metalelor grele asupra plantelor acvatice (103)

B.1.2.2.2. Riscul pentru sănătatea populației din zonele contaminate cu metale grele

(115)

B.2. Planuri de dezvoltare a carierei științifice și academic (126)

B.3. Referințe bibliografice (137)



viii

LISTA LUCRĂRILOR CARE SUSȚIN CONȚINUTUL TEZEI

1. Oros V. Tests on bioleaching of a low grade gold bearing pyrite concentrate. In: Kammel`s

Qvo Vadis Hydrometallurgy 6, Proceedings of 6th

International Conference made in Herlany –

Kosice, Slovac Republic, 04-07 June 2012. Eds. F. Kukurugya and D. Orac, p. 147-154.

Polygrafia Gutenberg, Slovak Republic, 2012, ISBN 978-80-969886-4-8

2. Oros V. Assessment of water pollution potential by acide drainage. Environmental

Engineering and Management Journal, ISSN 1582-2214, January/February 2008, Vol.7, nr.1,

pag. 65-68

3. Berar Sur I. M., Micle V., Avram S., Marin S., Oros V. Bioleaching of some heavy metals

from polluted soils. Environmental Engineering and Management Journal, ISSN 1582-2214,

Vol. 11, No 8, 2012, 389-1393

4. Oros V., Baciu D., Mihaly L. G.. Studiul posibilităţilor de reabilitare ecologică a unor halde

de sterile miniere de la exploatarea minereurilor neferoase. International Conference on

Material Science BRAMAT 2001, Braşov 1-2 martie 2001. PROCEEDINGS vol. IV

“Ceramic Materials, Materials Analysis and Environmental Protecion, Polymeric Materials”

p 86 – 91. Transilvania University Publishing House, 2001.

5. Oros V., Coman M., Marian M., Mihaly G. L., Mihaly A.. Preliminary investigation aimed to

ecological reclaiming by phytoremediation of a large flotation tailing dump in Baia Mare

mining area. Environmental Engineering and Management Journal, July-August 2009, vol. 8,

nr 4, 915-922, ISSN 1582-2214

6. Smical A. I., Hotea V., Oros V., Juhasz J., Pop E. Studies on transfer and bioaccumulation of

heavy metals from soil into lettuce. Environmental Engineering and Management Journal,

sept/oct. 2008, vol. 7, no. 5, pag. 609-615. ISSN 1582-2214

7. Oros V., Roman S., Coman M., Oros A.. Lead Occurence in Children`s Biological Fluids

from Baia Mare Area, Romania. Prsented at NATO SPS Advanced Research Workshop

(ARW): Environmental Heavy Metal Pollution and Effects on Child Mental Development –

Risk Assessment and Prevention Strategies, Sofia – Bulgaria, 28 April – 01 May 2010.

Extended abstract in Book of Abstracts p. 87-91. Published in: Environmental Heavy Metal

Pollution and Effects on Child Mental Development – Risk Assessment and Prevention

Strategies, L. Simeonov, M. Kotchubowski, B. Simeonova editors, Springer, 2010 Book

Series: NATO Science for Peace and Security, Series C – Environmental Security

8. Oros V. Aquatic phytotoxicity of heavy metals Cu, Cd and Zn: ecotoxicological tests with

duckweed plants (Lemna minor). Environmental Engineering and Management Journal, ISSN

1582-2214, Vol. 12, No 2, 2013, 343-350

9. Oros V., Matei G. C., Chis I. (2011). The effect of heavy metals on the germination and

growth of Spanish trefoil (Medicago sativa) and ray-grass (Lolium perenne) plants. Buletin

Stiintific al Universităţii de Nord din Baia Mare, Seria D: Exploatari Miniere, Prepararea

Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa, Geologie si Ingineria Mediului, Volumul

XXV nr. 1, pag. 7-14

10. Oros V., Muresan G. (2011). The influence of cadmium on the development of wheat

plants after germination. Buletin Stiintific al Universităţii de Nord din Baia Mare, Seria D:

Exploatari Miniere, Prepararea Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa,

Geologie si Ingineria Mediului, Volumul XXV nr. 1, pag. 33-40



1

B. REALIZĂRI ȘTIINȚIFICE ȘI PROFESIONALE ȘI PLANURI DE

DEZVOLTARE

B.1. REALIZĂRI ȘTIINȚIFICE ȘI PROFESIONALE ACADEMICE

B.1.1. Formarea scurgerilor acide în zonele miniere și problemele de mediu

legate de acestea

B.1.1.1. CERCETARI PRIVIND MECANISMUL PROCESELOR DE BIOOXIDARE

A SULFURILOR MINERALE ȘI DE FORMARE A SCURGERILOR ACIDE

În cadrul tezei de doctorat intitulată Dezarsenierea bacteriană a concentratelor

arsenioase de metale neferoase si prețioase, susținută în 1995 am prezentat, ca rezultat al unei

ample documentări bibliografice și a unor cercetări personale efectuate în perioada anterioară, un

capitol special cu privire la mecanismele diferite ale proceselor de biooxidare a piritei și

sulfurilor minerale de metale neferoase. Această documentare a reprezentat o bază solidă pentru

cercetările experimentale pentru stabilirea unei tehnologii proprii de prelucrare prin bioleșiere în

tancuri a unor concentrate refractare de pirite aurifere arsenioase care nu puteau fi valorificate

eficient prin alte tehnologii clasice ori mai puțin convenționale. În perioada următoare am

continuat cercetările pentru clarificarea unor aspecte mai puțin cunoscute ale proceselor de

oxidare a sulfului și sulfurilor minerale, însă cu un scop diferit. Dacă înainte scopul era acela de

a asigura condițiile optime de desfășurare a procesului și de intensificare a sa prin aplicarea unor

tehnologii in situ sau în tancuri de bioleșiere pentru a solubiliza și a valorifica metalele, în noua

conjunctură economică de după 1995, interesul era inversat. Scopul urmărit acum era acela de a

studia fenomenele de oxidare în condițiile naturale pentru a putea găsi căile de intervenție în

mediu în vederea prevenirii, limitării sau stopării acțiunii de formare a scurgerilor acide și de a

contribui la protecția mediului în zonele respective.

În literatura științifică și tehnică există mai multe cărți științifice care fundamentează

aspectele de bază ale proceselor de oxidare chimico-bacteriană a sulfului și a sulfurilor minerale,

atât în condiții naturale cât și în condiții tehnologice. Procesele naturale de oxidare sunt mediate

și intensificate de bacterii sulf-oxidante care participă astfel în circuitul sulfului în natură.

Ehrlich H. L. a tratat pe larg fenomenul în cartea sa Geomicrobiology care a fost publicată în

1996 în a treia ediție. Activitatea proprie de cercetare și documentare pe care am desfășurat-o

după anul 1995 a cuprins un grant național de cercetare (Cercetări asupra acţiunii

geomicrobiologice în depozitele de deşeuri miniere şi efectelor asupra ecosistemelor în zona

Baia Mare - perioada 2000-2002) și un contract de cercetare în Programul Național Orizont

2000 (Cercetari pentru elaborarea unor masuri de prevenire si combatere a poluarii mediului

in zonele miniere poluate cu metale grele si gaze - perioada 1996-2000). Rezultatele acestor

cercetări au fost publicate în cinci lucrări în reviste de specialitate iar cunoștințele acumulate au

fost sintetizate într-o carte publicată în 1999 (Oros, 1999).



2

B 1.1.1.1. Mecanismul proceselor de biooxidare a sulfurilor minerale și de formare a

scurgerilor acide

În zonele miniere unde particulele de roci care conțin sulfuri minerale ajung să fie expuse

direct factorilor atmosferici se produc fenomene de oxidare a acestor sulfuri cu transformarea

sulfului în acid sulfuric și eliberarea metalelor din sulfuri sub forma de ioni liberi. Rezultatul este

formarea unor ape acide care conțin ioni de metale grele. Acestea sunt scurgerile acide specifice

zonelor miniere, care constituie surse de poluare și de risc pentru mediu și pentru sănătate. Încă

din anii 1950 s-a descoperit că în aceste procese intervin anumite bacterii care catalizează și

accelerează reacțiile de oxidare (Bryner et al., 1954, Bryner and Jameson, 1958, Colmer et al.,

(1950), Malouf and Prater, 1961), de aceea ele sunt considerate procese chimico-biologice și

sunt denumite procese de oxidare bacteriană a sulfurilor minerale. Aceste procese au fost

studiate cu mult interes tehnologic și au fundamentat biotehnologiile aplicate pentru extracția

metalelor din minereuri și din deșeuri miniere prin tehnologii de leșiere bacteriană (Ehrlich,

2001, Karavaiko et al., 1972, Oros, 1999).

Oxidarea bacteriană a sulfurilor minerale are la bază două reacţii de oxidare pe care le

produc bacteriile: prima este reacţia de oxidare a fierului bivalent, iar a doua este reacţia de

oxidare a sulfului. De aceea bacteriile respective sunt cunoscute ca bacterii fier-oxidante și

bacterii sulf-oxidante.

a. Oxidarea bacteriană a fierului bivalent

Bacteriile Thiobacillus ferrooxidans pot oxida fierul bivalent la fier trivalent, oxidare pe

care o produc în scopul obţinerii de energie.

energieFeeFe bacterii 32

Această reacţie de oxidare a fierului bivalent se produce în atmosferă sau în soluţii şi în

lipsa bacteriilor, dar viteza reacţiei este foarte scăzută în condiţiile normale de temperatură şi de

presiune. Prezenţa bacteriilor fier-oxidante Thiobacillus ferrooxidans, Leptospirillum

ferrooxidans accelerează viteza reacţiei foarte mult, de la câteva mii de ori până la de câteva zeci

de mii de ori.

Factorii principali care influenţează viteza procesului de oxidare bacteriană a fierului

bivalent sunt:

1.Concentraţia oxigenului în mediu. Bacteriile fiind strict aerobe, iar reacţia fiind

consumatoare de oxigen, este necesară o aerare (oxigenare) cât mai puternică a mediului. Prin

limitarea concentraţiei de oxigen, procesul este încetinit.

2. Concentraţia de dioxid de carbon în mediu. Dioxidul de carbon este necesar în

calitate de sursă de carbon pentru nutriţia autotrofă chimiosintetizantă a bacteriilor.

3. Concentraţia sărurilor nutritive în mediu. Sărurile minerale de amoniu, potasiu,

fosfor sunt necesare în anumite concentraţii stabilite ca optime pentru nutriţia bacteriilor. În

afara acestora mai sunt necesare şi alte săruri în calitate de microelemente.

4. Concentraţia biomasei. S-a stabilit o dependenţă directă între concentraţia biomasei

(densitatea bacteriilor pe unitatea de volum de cultură) şi viteza de oxidare a fierului bivalent.



3

Dar nu numai concentraţia bacteriilor, ci şi starea lor fiziologică (bacterii mai active sau mai

puţin active) influenţează viteza procesului de oxidare.

5. PH-ul mediului. Valoarea optimă a pH-ului este 2,5 - 3,0, aceasta coincide cu

valoarea optimă pentru dezvoltarea bacteriilor.

6. Temperatura mediului. Temperatura optimă coincide cu temperatura optimă pentru

dezvoltarea bacteriilor, aceasta fiind între 25 - 350C.

Mecanismul oxidării bacteriene a fierului

Oxidarea bacteriană a fierului este un proces biochimic complex. În prima etapă are loc o

complexare a fierului bivalent în afara celulei bacteriene cu ajutorul anumitor substanţe organice

produse de către bacterii şi eliberate în mediu. Sub această formă, de compus organo-metalic,

fierul este transportat din mediul exterior, traversând învelișurile celulei bacteriene până la

nivelul membranei citoplasmatice. Oxidarea efectivă a fierului bivalent se realizează în spaţiul

periplasmatic dintre peretele celular şi membrana citoplasmatică.

Procesul de oxidare bacteriană a fierului constă în esenţă din smulgerea unui electron de

la ionul Fe2+

, preluarea acestui electron de către bacterii, transportul lui în interiorul celulei până

la oxigen, care este acceptorul final şi care se reduce cu formarea apei. În transportul

electronului de la substrat (fierul bivalent) şi până la oxigen intervin mai multe etape, cu reacţii

enzimatice pe bază de citocromi care se mai numesc şi transportori de electroni. Pe parcursul

acestui lanţ transportor de electroni, energia eliberată prin oxidarea fierului este cedată treptat şi

este preluată de către celula bacteriană şi stocată sub forma de legături chimice macroergice (cu

înmagazinarea unei cantităţi mari de energie) ale fosfatului în molecula de adenozontrifosfat

(ATP).

ATPenergiePADP

(ADP adenozindifosfat; P fosfat anorganic; ATP adenozintrifosfat)

Atunci când bacteria are nevoie de energie, fie pentru procese metabolice de asimilaţie a

CO2, fie pentru alte acţiuni consumatoare de energie (deplasare, etc.), bacteria realizează reacţia

inversă de descompunere a ATP cu formare de ADP şi fosfat anorganic şi cu eliberarea energiei

de care are nevoie.

După ce oxidarea fierului a fost realizată la nivelul spaţiului periplasmatic, fierul trivalent

care s-a format aici este transportat, la rândul său, prin peretele celular şi apoi prin capsula

celulară înspre exterior şi este eliminat în mediul extern. Transportul se realizează tot prin

intermediul complecşilor fero-organici, la fel ca şi transportul fierului bivalent înspre interior.

Acesta este un transport activ, în sensul invers gradientului de concentraţie, realizându-se în final

soluţii cu concentraţii ridicate de fier trivalent.

b. Oxidarea bacteriană a sulfului

Bacteriile sulf-oxidante oxidează sulful elementar până la sulfat sau acid sulfuric.

Oxidarea se poate realiza nu numai asupra sulfului elementar ci şi asupra compuşilor săi,

compuşi reduşi (sufurile minerale şi sintetice) sau compuşi incomplet oxidaţi (sulfitul,

tiosulfatul, politionaţii).

S0 + H2O + 1,5O2

bacterii SO4

2- + 2H

+ + 6e

-



4

Sulful elementar fiind un element insolubil în apă, este necesară realizarea unui contact

intim între particulele de sulf şi bacterie. În acest proces joacă un rol important substanţele

fosfolipidice din capsula bacteriană şi din peretele celular al thiobacililor. Aceste substanţe

micşorează tensiunea superficială a lichidului şi fac posibil contactul mai bun cu sulful.

Locul de oxidare a sulfului este acelaşi spaţiu periplasmatic (spaţiul dintre membrana

citoplasmatică şi peretele celular) ca şi în cazul oxidării fierului. Transportul sulfului din spaţiul

extern până la nivelul membranei citoplasmatice se realizează, fie prin transport activ legat fiind

de către moleculele fosfolipidice, fie printr-un proces de înglobare asemănător cu fagocitoza

(înglobarea microbilor de către fagocitele din sânge). Cea mai plauzibilă cale este aceea a

transportului său sub forma unor polisulfuri legate de substanţe proteice care conţin sulf în

molecula lor (aminoacizi cu sulf precum glutationul).

G‒SH + S0

G‒S‒SH

(GSH = glutation)

La nivelul locului de oxidare, sulful este eliberat şi, sub acţiunea unor enzime care

catalizează diferitele etape ale procesului, sulful este oxidat mai întâi până la sulfit (SO32-

) şi

apoi la sulfat (SO42-

).

GSSH GSH + S

S + O2 + H2O SO32-

+ 2H+ + 4e

-

SO32-

+ 0,5O2 SO42-

+ 2e-

Pe parcursul acestui proces se eliberează un număr de 6 electroni pentru fiecare atom de

sulf elementar oxidat până la sulfat. Aceşti electroni sunt purtători de energie. Ei sunt preluaţi de

către celula bacteriană şi transportaţi prin intermediul lanţului citocromic transportor de

electroni, în interiorul celulei până la oxigen care este acceptorul final. Această ultimă fază a

procesului de oxidare (transportul de electroni şi reducerea oxigenului) este identică pentru

oxidarea bacteriană a fierului şi a sulfului. Pe parcursul lanţului transportor de electroni se

eliberează, în etape, energia care este stocată de către bacterie în legăturile macroergice ale ATP

(adenozintrifosfatului).

Aceeaşi cale de oxidare o urmează şi ceilalţi compuşi ai sulfului. Astfel, sulfitul începe

procesul numai din etapa a doua, în timp ce tiosulfatul este mai întâi clivat într-o moleculă de

sulfit şi un atom de sulf elementar.

S2O32-

SO32-

+ S0

În continuare, sulfitul şi sulful elementar intră în procesul de oxidare, fiecare pornind din

etapa corespunzătoare: sulfitul intră în ultima parte a procesului, iar sulful începe procesul de la

capăt.

Oxidarea sulfului din sulfuri, în care sulful are forma S2-

, parcurge mai întâi o etapă

preliminară de oxidare până la sulf elementar, cu eliberarea a doi electroni, după care, sulful

elementar format parcurge etapele schiţate mai înainte. Aşadar, în total, prin oxidarea unui atom

de sulf din sulfură se eliberează un număr de opt electroni, energia eliberată fiind corespunzător

mai mare.



5

c. Oxidarea bacteriană a sulfurilor minerale

Unele bacterii sulf-oxidante pot oxida sulfurile minerale ale celor mai diverse metale,

oxidând sulful până la acid sulfuric, iar metalele din reţeaua cristalină se eliberează sub formă de

ioni şi se solubilizează. Oxidarea sulfurilor minerale de către bacterii se realizează prin două mecanisme:

mecanismul indirect şi mecanismul direct.

Mecanismul indirect. În cazul mecanismului indirect, un rol primordial îl joacă fierul pe

care bacteria îl oxidează la fier trivalent, iar în această formă fierul devine oxidantul sulfurii

minerale.

În acest caz, reacţia propriu-zisă de oxidare a sulfurii minerale este un proces chimic în

care oxidarea sulfului din structura cristalină minerală se opreşte la stadiul de sulf elementar.

Reacţia generală poate fi scrisă în modul următor, în care Me are semnificaţia unui metal

bivalent.

MeS + Fe2(SO4)3 MeSO4 + 2FeSO4 + S0

Rolul bacteriilor în acest proces este acela de a regenera fierul trivalent, care va oxida din

nou o moleculă de sulfură, bacteriile întreţinând astfel procesul de oxidare în mod indirect.

OHSOFeSOHOFeSO bacterii

23424224 )(5,02

Astfel, fierul are un parcurs ciclic, el muşcă din reţeaua cristalină câte un atom de sulf la

fiecare rotire. Bacteriile au rolul de catalizator, întreţinând ciclul prin regenerarea continuă a

fierului trivalent.

Dar, pe parcursul procesului descris mai sus are loc acumularea de sulf elementar. În

absenţa bacteriilor, sulful elementar este foarte stabil, el neputând fi oxidat mai departe până la

acid sulfuric. Din această cauză, atunci când în sistem există puţine bacterii, sau când activitatea

bacteriilor nu este suficient de intensă, se poate ajunge la scăderea conţinutului de fier trivalent,

creşterea conţinutului de fier bivalent în soluţie şi acumularea de sulf elementar pe suprafaţa

particulelor solide ale mineralului, cu inhibarea procesului de solubilizare. Pentru asigurarea

continuităţii procesului este necesară o activitate bacteriană intensă, care, pe de o parte să

reoxideze fierul bivalent, iar pe de altă parte să oxideze sulful elementar până la acid sulfuric.

S0 + 1,5O2 + H2O

bacterii H2SO4

Această reacţie este un proces specific bacterian, care în absenţa bacteriilor nu se produce

în condiţiile de temperatură şi presiune normale. În acest fel bacteriile contribuie la intensificarea

procesului de oxidare a sulfurii minerale, înlăturând stratul inert de sulf de pe suprafaţă şi

realizând acidularea mediului care, de asemenea, are efecte favorabile în cinetica procesului.

Mecanismul direct. În acest caz, bacteriile se ataşează strâns pe suprafaţa mineralului,

oxidează direct sulful din reţeaua cristalină, distrugând astfel reţeaua în stratul superficial. Ca

urmare, are loc solubilizarea ionilor metalici, apoi transportul sulfului scos din reţea până în

spaţiul periplasmatic bacterian şi oxidarea lui până la sulfat, respectiv formarea de acid sulfuric.

MeS + O2 bacterii

MeSO4



6

În acest proces complex, bacteria interacţionează cu suprafaţa mineralului nu numai prin

procese chimice ci şi fizice, provocând o serie de modificări ale proprietăţilor fizice ale

suprafeţei minerale, în special modificarea potenţialului de electrod.

În realitate oxidarea bacteriană a sulfurilor minerale se realizează prin ambele mecanisme

concomitent. În plus, reacţiile fiind de natură electrochimică, procesul general mai are o serie de

aspecte electrochimice care influenţează sensul de desfăşurare a reacţiilor şi cinetica procesului.

Oxidarea bacteriană a principalelor sulfuri minerale

Oxidarea bacteriană a piritei. De cele mai multe ori pirita reprezintă mineralul

metalifer predominant în minereurile de metale neferoase şi preţioase. De asemenea, pirita este

prezentă frecvent în cărbunii care se extrag din exploatările miniere carbonifere. De aceea este

foarte importantă cunoaşterea mecanismului de oxidare bacteriană a piritei acesta fiind

principalul mineral responsabil de formarea scurgerilor acide.

4FeS2 + 15O2 + 2H2O bacterii

2Fe2(SO4)3 + 2H2SO4

2FeS2 + 7O2 + 2H2O bacterii

2FeSO4 + 2H2SO4

2FeSO4 + 0,5O2 + H2SO4 bacterii

Fe2(SO4)3 + H2O

FeS2 + Fe2(SO4)3 3FeSO4 + 2S0

2S0 + 3O2 + 2H2O

bacterii 2H2SO4

Prima reacție poate fi considerată ca reacția generală în care oxidarea se produce în

totalitate atât în cazul fierului cât și în cazul sulfului. Reacţia a doua poate fi considerată ca o

reacţie generală de pornire a procesului. Aceasta se întâmplă la pornirea (iniţierea) procesului

atunci când în soluţie nu există fierul trivalent iniţial. Această reacţie poate să fie şi o reacţie

chimică fără aportul bacteriilor, dar atunci viteza sa este foarte scăzută.

Dacă în mediu există fier trivalent iniţial, atunci iniţierea procesului se realizează mai

degrabă prin reacţia a patra de oxidare chimică a piritei, oxidant fiind fierul trivalent.

După ce procesul a fost iniţiat, bacteriile pot acţiona în continuare pe două căi. Pe de o

parte, bacteriile fier-oxidante acţionează oxidativ asupra ionului Fe2+

şi îl transformă în Fe3+

.

Această reacţie se desfăşoară în condiţii de mediu acid, cu consum de acid sulfuric şi de oxigen,

bacteriile utilizând în scopurile biosintezelor proprii o parte din energia care se eliberează.

Acumularea ionului feric în mediu determină un potenţial oxidant puternic, fierul trivalent

devenind la rândul său factorul oxidant pentru moleculele de pirită.

Urmare acumulării fierului trivalent se produce în continuare reacţia de oxidare prin

mecanismul indirect (de către fierul trivalent) care este un proces chimic, fără participarea

directă a bacteriilor, bacteriile având aici un rol indirect, acela de a reoxida fierul bivalent. Acest

proces chimic de oxidare a piritei decurge cu reducerea fierului de la sulfat feric la sulfat feros şi

cu oxidarea sulfului din reţeaua cristalină de la forma S2-

(cum este prezent în pirită) până la sulf

elementar. Astfel, sulful iese din reţeaua cristalină a piritei, eliberând în acelaşi timp şi fierul sub

forma ionică Fe2+

. Oxidarea sulfului se opreşte la stadiul de sulf elementar, în absenţa bacteriilor

el nu ar putea fi oxidat mai departe la acid sulfuric.

Din această cauză, pentru asigurarea continuităţii procesului este necesar ca bacteriile să

reoxideze fierul bivalent, dar în acelaşi timp este necesar ca bacteriile să oxideze şi sulful

elementar conform ultimei reacţii, până la acid sulfuric. Această ultimă reacție este un proces

specific bacterian, proces care, în absenţa bacteriilor nu se produce, în condiţii normale de



7

temperatură şi presiune. Astfel, bacteriile asigură reluarea şi intensificarea procesului de

solubilizare a piritei, contribuind la creşterea concentraţiei de fier trivalent în soluţie şi la

acidifierea mediului. Este de menţionat că pirita constituie singurul mineral care prezintă un

bilanţ pozitiv de acid sulfuric în procesul de oxidare bacteriană.

Oxidarea bacteriană a calcopiritei. Reacţia globală de oxidare bacteriană a calcopiritei

este cea în care cuprul este eliberat în mediu sub forma solubilă de sulfat de cupru iar fierul este

solubilizat de asemenea sub formă solubilă de sulfat, acţionează în continuare într-un proces

ciclic de oxidare a calcopiritei.

2CuFeS2 + 8,5O2 + H2SO4 bacterii

2CuSO4 + Fe2(SO4)3 + H2O

CuFeS2 + 4O2 bacterii

CuSO4 + FeSO4


Fe2(SO4)3 + H2O

CuFeS2 + 2Fe2(SO4)3 CuSO4 + 5FeSO4 + 2S0

S0 + 1,5O2 + H2O

bacterii H2SO4

În continuare, fierul bivalent solubilizat va fi oxidat de către bacterii (reacție care este

identică cu cea de la oxidarea piritei) cu formarea de sulfat feric. Sulfatul feric la rândul său,

acţionează oxidativ asupra calcopiritei prin mecanismul indirect de oxidare bacteriană a

calcopiritei. Ultimul fiind un proces chimic, oxidarea sulfului se opreşte la stadiul de sulf

elementar, iar fierul este redus la forma bivalentă. În continuare, bacteriile reoxidează fierul

bivalent asigurând reluarea ciclică a procesului de oxidare a calcopiritei prin mecanismul

indirect. De asemenea, bacteriile vor oxida în continuare şi sulful elementar până la SO42-

(reacție identică cu cea de la oxidarea piritei).

Se observă că în cazul calcopiritei, bilanţul de acid sulfuric este negativ, consumându-se

0,5 moli de acid sulfuric la un mol de calcopirită oxidată, aceasta spre deosebire de pirită unde

acest bilanţ era pozitiv şi conducea la acidularea mediului. Astfel, în procesul de oxidare

bacteriană calcopirita este un mineral consumator de acid, în timp ce pirita este producător de

acid.

Oxidarea bacteriană a altor sulfuri minerale. Sulfurile minerale ale celor mai diverse

metale sunt oxidate de către thiobacterii prin aceleaşi mecanisme: direct şi indirect.

Oxidarea bacteriană a blendei:

4222

23424224

44342

42

5,1

)(5,02

2)(

2

SOHOHOS

OHSOFeSOHOFeSO

SFeSOZnSOSOFeZnS

ZnSOOZnS

bacterii

bacterii

o

bacterii

Iniţierea procesului se face prin prima reacţie, care este bacteriană sau este un proces

chimic foarte lent. Blenda fiind un mineral lipsit de fier, pentru asigurarea mecanismului ciclic

indirect de oxidare este necesar să se adauge din exterior o sursă de fier. Aceasta poate fi o sare

de fier (sulfat feros) sau minerale de fier (pirită, calcopirită, etc.). În realitate însă, blenda nu este

pură, ea conţine impurităţi de fier, iar minereurile conţin pe lângă blendă şi minerale de fier. Din

această cauză, adaosul de fier din exterior nu este necesar în realitate.

Oxidarea bacteriană a galenei:

PbS + 2O2 bacterii

PbSO4



8

PbS + Fe2(SO4)3 PbSO4 + 2FeSO4 + S0


Fe2(SO4)3 + H2O

S + 1,5O2 + H2O bacterii

H2SO4

Oxidarea bacteriană a galenei, la fel ca şi a blendei se produce prin mecanismul direct,

iar pentru mecanismul indirect participă fierul provenit din alte minerale. Spre deosebire de

blendă, unde zincul este solubilizat, plumbul din galenă este transformat în sulfat de plumb care

este insolubil în soluţii slabe de acid sulfuric, astfel încât extracţia sa pe această cale nu este

posibilă.

Atât blenda cât şi galena au un bilanţ de acid sulfuric egal cu zero, adică oxidarea lor nu

contribuie la acidifierea mediului dar nici nu se consumă acid.

Oxidarea bacteriană a arsenopiritei

Arsenopirita deși este în cantități subordinate față de celelalte sulfuri minerale

principale, este importantă pentru că prin solubilizarea ei se eliberează compuși ionici ai

arsenului care pot fi extrem de periculoși pentru sănătate. În procesul de oxidare bacteriană a

arsenopiritei, evidențiat prima dată de Ehrlich (1964), ca și la celelalte sulfuri minerale,

bacteriile se fixează pe suprafața mineralului și realizează oxidarea directă. Reacția totală a

procesului este:

FeAsS + 3,5O2 + H2O = Fe3+

+ HAsO42-

+ SO42-

+ H+

2FeAsS + 5.5O2 + 3H2O bacterii

2H3AsO3 + 2FeSO4

H3AsO3 + Fe2(SO4)3 + 3H2O H3AsO4 + 2FeSO + H2SO4

2FeAsS + 2Fe2(SO4)3 +3H2O + 1.5O2 2H3AsO3 + 6FeSO4 + 2S

Probabil că într-o primă fază bacteriile oxidează direct molecula de arsenopirită cu

formare de acid arsenios și sulfat feros. Apoi bacteriile oxidează fierul bivalent la fier trivalent,

iar acesta va continua procesele de oxidare prin mecanismul indirect. Se pare că oxidarea

anionului arsenit în care arsenal are valența (III) la arsenat în care arsenal are valența (V) se

realizează preponderant cu ajutorul fierului trivalent deși s-a evidențiat existența unor bacterii

arsen-oxidante (Carlson et al., 1992, Monroy-Fernandez et al., 1995), acestea sunt diferite de

bacteriile tipice sulf-oxidante. Astfel s-a evidențiat că bacteriile termofile Sulfolobus

acidocaldarius pot realiza această oxidare a arsenitului la arsenat (Sehlin și Lindstrom, 1992).

d. Aspecte electrochimice ale procesului de oxidare bacteriană a sulfurilor minerale

Oxidarea bacteriană a sulfurilor minerale se petrece la suprafaţa cristalelor. Prin aceasta

procesul nu este numai unul biochimic ci şi unul de suprafaţă, intervenind prin urmare

fenomenele de suprafaţă care sunt cunoscute a avea loc la interfeţele solid - lichid (fenomene de

udare, tensiune superficială, etc.). În plus, solidul fiind un cristal semiconductor, iar lichidul

fiind o soluţie, deci un electrolit, la interfaţa solid : lichid apar o serie de fenomene datorate

componentelor cu sarcină electrică din cele două faze, apar deci fenomene electrochimice.

Aşadar, procesul de solubilizare bacteriană a metalelor din sulfurile minerale poate fi

privit şi ca un proces electrochimic la interfaţa mineral : lichid. Din acest punct de vedere,

procesul poate fi considerat ca un proces de coroziune electrolitică (Mustin et al., 1992).

Oxidarea sulfurii minerale presupune smulgerea electronilor de la elementele care

formează suprafaţa structurii cristaline, în special de la sulful care este în starea S2-

. După

formarea stratului dublu electric interfacial şi intrarea în echilibru a suprafeţei, pentru ca

electronul de la S2-

să poată părăsi suprafaţa, el trebuie să învingă energia stratului dublu electric.



9

Astfel, este necesară o energie exterioară pentru smulgerea acestui electron. Această energie

poate fi furnizată prin adaosul unui agent oxidant în soluţie. Acesta creează un potenţial al

soluţiei cu valoare ridicată care strică echilibrul anterior al dublului strat electric şi face posibilă

trecerea electronilor către agentul oxidant.

Astfel, în procesul de oxidare a mineralelor, un rol important îl are potenţialul redox, care

exprimă puterea oxidantă sau puterea reducătoare a soluţiei. Această putere oxidantă poate fi

dată de existenţa în concentraţie ridicată a unor ioni acceptori de electroni (Fe3+

, Mn4+

, etc.).

Până la urmă, aceşti ioni oxidanţi se consumă (în cea mai mare parte) şi se stabileşte un nou

echilibru la interfaţa mineral : electrolit. Pentru întreţinerea continuităţii procesului de oxidare, în

procesele electrolitice de coroziune se consumă energie electrică. În cazul oxidării bacteriene,

această continuitate a procesului este asigurată de către bacterii, care preiau electronii şi îi

transportă în interiorul celulelor pentru reducerea oxigenului în procesul biologic al respiraţiei

celulare. Prin aceasta, bacteriile menţin în sistem “deficitul” de electroni, orientând astfel

direcţia proceselor electrochimice înspre oxidare şi întreţinând totodată continuitatea acestor

procese.

Întrucât dublul strat electric în echilibru împiedică trecerea electronilor, electronul pentru

a fi cedat trebuind să învingă energia stratului dublu, cu cât potenţialul electrochimic al

mineralului este mai mare, cu atât electronul va avea de învins o energie mai mare, deci oxidarea

mineralului este mai dificilă. Astfel, potenţialul de electrod EP exprimă efortul necesar pentru

smulgerea electronului din structura cristalină a mineralului şi trecerea lui în electrolit prin

interfaţa celor două componente. El poate reprezenta un indiciu al gradului de susceptibilitate al

diferitor minerale faţă de procesul de oxidare. Mineralele având potenţiale electrochimice

diferite, prin măsurarea lor în condiţii identice se pot întocmi serii electrochimice care pot da

indicii comparative asupra oxidabilităţii mineralelor. O asemenea serie este următoarea:

- galena 0,30 V

- calcozina 0,35 V

- sfalerita 0,35 V

- calcopirita 0,40 V

- bismutina 0,40 V

- casiterita 0,45 V

- pirotina 0,45 V

- tetraedritul 0,45 V

- arsenopirita 0,50 V

- pentlanditul 0,55 V

- pirita 0,60 V

Aşadar, din acest punct de vedere, galena este mineralul cel mai uşor oxidabil iar pirita

este mineralul cel mai greu oxidabil.

Prezenţa impurităţilor, tipul de conductivitate şi nivelele energetice ale electronilor.

Conform teoriei nivelelor energetice a structurii cristalelor, pentru cristalele

semiconductoare, nivelele energetice ale electronilor sunt conform cu fig. 1.



10

Fig. 1. Schema nivelelor energetice ale electronilor la mineralele semiconductoare. (EF(a) – nivelul

Fermi pentru semiconductorul electric tip n; EF(b) – nivelul Fermi pentru semiconductorul prin goluri de elecroni

tip p; E – zona interzisă).

Astfel, cristalul semiconductor posedă o zonă de energie joasă, zonă de valenţă care

este complet umplută cu electroni şi o zonă de energie ridicată, numită zona de conducţie, care

este incomplet umplută cu electroni. Între aceste două zone există zona interzisă (sau zona

prohibită) care este lipsită de electroni. Electronii din banda de conducţie posedă energie ridicată

şi se pot mişca relativ liberi, ei asigurând conductivitatea electrică şi putând părăsi uşor faza

solidă pentru a reduce protonii din faza apoasă.

Mineralele la care lăţimea zonei prohibite de energie (E) este mai mică, pot uşor să

cedeze electroni din zona de valenţă în zona de conducţie (cu un aport mic de energie, de

exemplu prin încălzire), asigurând apoi conductivitatea, atât prin electronii din zona de

conducţie, cât şi prin golurile din zona de valenţă. Astfel de minerale cu zona prohibită îngustă

sunt: molibdenita, sulfura de cadmiu, sfalerita, etc.

Nu numai lăţimea zonei prohibite, ci îndeosebi nivelul la care se situează, pe scara

energetică, benzile ocupate de electroni la diferite minerale, determină comportamentul acestora

în procesul de oxidare electrochimică. Astfel, dacă benzile ocupate posedă energie mai ridicată,

oxidarea se va produce mai uşor. Acest nivel energetic trebuie comparat însă faţă de nivelul

energetic al sistemului redox din electrolit.

În cazul sulfurilor minerale, în realitate cristalele nu sunt perfect pure, ele posedă

defecte ale reţelei cristaline, fie sub formă de atomi străini, fie sub formă de goluri. Astfel de

defecte modifică nivelele energetice ale cristalelor descrise mai înainte. Aceste defecte, fie că

furnizează electroni pentru zona de conducţie, în care caz se formează nivele suplimentare

(intermediare) donoare de electroni, fie formează nivele suplimentare acceptoare (goluri),

acestea capturând electroni din zona de conducţie.

În primul caz, conducţia se realizează prin electronii din zona de conducţie şi avem un

mineral cu conductivitate electronică sau denumită şi conductivitate de tip n, iar în cel de-al

doilea caz, când conducţia se realizează datorită golurilor de electroni, avem un mineral cu

conductivitate prin goluri sau, denumită conductivitate de tip p. De exemplu, pentru pirită,

nivel de amestesc As

nivel de amestesc Cd; Ni

zona de valenţă

zona de conducţie

E EF(b)

EF(a)



11

conductivitatea de tip n este asociată cu impurităţile de cobalt şi nichel, care înlocuiesc izomorfic

fierul, iar conductivitatea de tip p se datorează impurităţilor de arsen, care înlocuiesc sulful în

reţeaua cristalină.

Acelaşi mineral (de exemplu pirita) cu conductivitate de tip diferit se comportă diferit

în procesul de oxidare bacteriană. Astfel, la pirita cu conductivitate de tip n, oxidarea începe uşor

şi se desfăşoară cu viteză ridicată, dar numai o perioadă scurtă, până la epuizarea electronilor din

stratul de valenţă, după care se atinge un echilibru care inhibă oxidarea. La pirita cu

conductivitate prin goluri, oxidarea începe mai greu, dar apoi se desfăşoară continuu, fără a se

atinge echilibrul stoechiometric care să inhibe oxidarea.

Interacţiunea sulfurilor în amestec. În minereuri, de regulă, există diferite sulfuri

minerale în amestec, unele fiind mai mult sau mai puţin concrescute. Ca urmare, în procesul

oxidării bacteriene apar în acelaşi timp mai multe sisteme mineral:electrolit care au valori

diferite ale potenţialelor electrochimice. Acolo unde două astfel de cupluri cu potenţiale diferite

prezintă un contact direct între ele (prin interfaţa de la contactul a două minerale fig. 2) se

realizează un microcuplu galvanic prin care are loc un transfer de energie de la un mineral la

altul.

Fig. 2. Cuplarea galvanică a piritei şi arsenopiritei cu fluxul de electroni de la anod (FeAsS)

la catod (FeS2).

Astfel, un mineral care are un potenţial de electrod (EP) ridicat, joacă rolul de catod şi

accelerează oxidarea unui alt mineral, care are un EP scăzut şi care joacă rolul de anod. Cu cât

este mai mare diferenţa dintre EP al celor două minerale, cu atât este mai mare viteza de

solubilizare a mineralului anod.

Această teorie poartă numele de teoria microcuplurilor galvanice ale mineralelor în

contact şi arată că solubilizarea bacteriană va înainta preferenţial în zonele de contact ale

mineralelor şi va solubiliza preferenţial mineralele cu potenţial de electrod mai scăzut. Teoria a

e-

e-

b

a

e-

O2 H+ H2O H+ O2 AsO3

3

_

Fe2+ S0

FeAsS

FeS2

e-

e-

e-

e-

FeAsS FeS2



12

fost confirmată practic prin cercetări efectuate pe eşantioane şlefuite şi studierea la microscopul

electronic cu baleiaj a suprafeţelor corodate (Mustin et al., 1992).

B.1.1.1.2. Factorii care influenţează procesul de oxidare bacteriană a sulfurilor minerale.

Factorii care influenţează procesul de oxidare şi solubilizare a sulfurilor minerale pot fi

grupaţi în următoarele trei grupe de factori:

- factori de natură mineralogică şi fizico-chimică;

- factori de natură biologică şi chimico-biologică;

- factori de ordin tehnologic.

a. Factorii de natură mineralogică şi fizico-chimică care influenţează procesul de

oxidare bacteriană a mineralelor.

În această grupă intră acei factori care ţin de natura mineralelor metalifere, a mineralelor

de gangă, a impurităţilor din minerale, precum şi proprietăţile fizico-chimice ale soluţiei de

leşiere (electrolitul). Aceşti factori influenţează cinetica procesului de solubilizare a sulfurilor

minerale prin favorizarea sau inhibarea unor fenomene fizico-chimice cum ar fi difuziunea

ionilor la interfeţele solid:lichid, sau influenţează activitatea microorganismelor, influenţând

astfel indirect cinetica procesului.

Din această grupă fac parte următorii factori:

Natura mineralizaţiei cu privire la:

- natura legăturilor chimice din reţea;

- potenţialul de electrod al mineralelor;

- tipul de conductivitate, prezenţa impurităţilor şi nivelele energetice ale electronilor;

- interacţiunea sulfurilor în amestec;

PH-ul soluţiei de leşiere;

Potenţialul redox al soluţiei;

d. Temperatura.

a.1. Natura mineralizaţiei. Viteza procesului de oxidare şi solubilizare bacteriană a

diferitor sulfuri minerale nu este aceeaşi, ea diferă de la un mineral la altul. Ba chiar la acelaşi

mineral, viteza procesului poate fi diferită în funcţie de provenienţa sa. De exemplu, o probă de

pirită de la Băiuţ şi alta de la Ilba nu se comportă în acelaşi fel în procesul de leşiere bacteriană.

Aceasta se datorează unor însuşiri ale mineralelor care diferă, pe de o parte de la un mineral la

altul, pe de altă parte la acelaşi mineral în funcţie de conţinutul şi natura impurităţilor.

Natura legăturilor chimice. Sulfurile minerale sunt compuşi semiconductori în care

predomină tipul de legături covalente care sunt legături stabile. Din punct de vedere al

oxidabilităţii, acele minerale sunt mai uşor oxidabile care conţin electroni liberi ce pot fi cedaţi

uşor. Legăturile de tip metalic fiind legături în care electronii se mişcă liberi, rezultă că acele

minerale care conţin legături metalice vor avea mai mulţi electroni liberi şi vor fi mai uşor

oxidabile.

De exemplu, în pirită raportul dintre atomii Fe şi S este 1Fe : 2S (FeS2), iar legăturile se

formează, pe de o parte între fier şi sulf, iar pe de altă parte se mai formează şi legături între



13

atomii de sulf. Astfel, în pirită, în mod obişnuit nu se formează legături metalice, din această

cauză, şi datorită legăturilor S-S (fig. 3), pirita este foarte rezistentă la oxidare.

În pirotină (Fe1-xS), raportul atomilor

Fe/S este aproape 1 (puţin mai mic decât 1),

legăturile majoritare sunt cele dintre Fe-S. Dar

datorită deficitului de fier, se formează octaedre în care unii

atomi de fier devin comuni pentru două asemenea octaedre,

şi formează între ei legături metalice în care electronii se

mişcă liber, aceştia putând fi uşor cedaţi în procesul de

oxidare. Astfel, pirotina va fi oxidată mult mai uşor decât

pirita.

Potențialul de electrod al mineralelor de asemenea

ține de natura mineralizației și influențează viteza

proceselor de oxidare așa cum s-a arătat mai înainte. Din

acest punct de vedere, dintr-o serie de sulfuri minerale mai comune în minereurile de metale

neferoase, galena este mineralul cel mai uşor oxidabil iar pirita este mineralul cel mai greu

oxidabil.

Prezența impurităților din structura cristalină a sulfurilor mineralelor naturale, tipul de

conductivitate și nivelele energetice ale electronilor influențează procesele de oxidare, de

asemenea într-un mod arătat mai înainte. Mineralele cu zona prohibită îngustă se vor oxida ușor

(galena, molibdenita, etc.).

Concreșterile de sulfuri minerale diferite, frecvente în minereurile de metale neferoase și

aurifere, influențează viteza proceselor de oxidare prin acele microcupluri galvanice descrise mai

înainte în care este accelerată oxidarea mineralelor cu potențial de electrod scăzut.

a.2. PH-ul soluţiei de leşiere. Aciditatea soluţiei influenţează viteza de solubilizare

bacteriană a sulfurilor minerale în două moduri. Pe de o parte, pH-ul influenţează parametrii

electrochimici ai procesului cum sunt potenţialul de electrod (EP) al mineralelor şi potenţialul

redox (Eh) al soluţiei, care variază în funcţie de pH. Întrucât, atât valoarea EP cât şi valoarea Eh

cresc cu creşterea acidităţii, este utilă trasarea diagramelor acestora în funcţie de pH pentru

fiecare material supus procesului. Pe de altă parte, pH-ul soluţiilor influenţează activitatea

bacteriilor.

Bacteriile cele mai mult utilizate în procesele de solubilizare bacteriană a sulfurilor

minerale au un interval optim de pH între 2,5 - 3,0 în care activitatea lor este cea mai intensă.

Din motive tehnologice însă, pentru intensificarea procesului, mulţi autori recomandă

menţinerea pH-ului între 1,5 - 2.0. S-a dovedit că multe dintre bacteriile sulf-oxidante şi fier-

oxidante sunt capabile să se adapteze şi să fie foarte active la aceste valori de pH. Când sunt

prezente minereuri sau concentrate bogate în pirită, prin acţiunea bacteriilor se produce acid

sulfuric şi astfel, valoarea pH-ului scade singură până la acest domeniu. Dacă scăderea pH-ului

avansează sub 1,5 (uneori chiar sub 1,0), atunci activitatea bacteriană este inhibată şi este

necesară corectarea pH-ului (Oros și Ilie, 1995).

Când se tratează minereuri care conţin roci carbonatice, acestea consumă acidul sulfuric

format şi astfel, pH-ul nu se poate stabiliza în domeniul acid (2,0 - 2,5) necesar activităţii

bacteriilor. Din această cauză este necesar un adaos de acid din exterior, până la neutralizarea

materialelor consumatoare de acid. Adesea, datorită consumului ridicat de acid, procedeul

Fig. 3 Tipuri de legături în molecula de

pirită.

S

Fe

S



14

devine nerentabil pentru astfel de minereuri. Prezența varului în anumite deșeuri sau subproduse

din activitățile de preparare a minereurilor creează de asemenea un mediu alcalin în care

bacteriile sunt inhibate. Acest aspect a fost investigat în una din lucrările de cercetare care fac

obiectul acestei teze (Oros, 2012) pe un concentrat de pirită auriferă arsenioasă.

a.3. Potenţialul redox al soluţiei. Soluţia utilizată pentru solubilizarea bacteriană a

metalelor din sulfurile minerale este, practic, un electrolit care are un anumit conţinut de diferiţi

ioni. Cei mai comuni şi cu concentraţii mai mari, sunt de regulă, ionii SO42-

, H+, Fe

2+, Fe

3+, Cu

2+,

Zn2+

şi mai pot exista şi alţi ioni, în funcţie de natura mineralului tratat şi de compoziţia mediului

de cultură utilizat. În funcţie de concentraţia şi de raportul dintre diferiţii ioni care au capacitate

oxidantă şi a celor care au capacitate reducătoare, soluţia în ansamblu va poseda o capacitate

oxidantă (sau reducătoare) măsurată ca potenţial redox (E). Procesul de solubilizare bacteriană

fiind un proces de oxido-reducere, potenţialul redox constituie unul dintre parametrii deosebit de

importanţi în desfăşurarea şi viteza procesului.

Potenţialul redox este dat de ecuaţia lui Nernst:

E ERT

n

Ox

dpHo ln

[ ]

[Re ]

unde: E este potenţialul unui cuplu redox în echilibru;

E0 este potenţialul standard al electrodului;

R este constanta gazelor;

T este temperatura;

n este numărul de electroni participanţi în reacţia redox;

Ox este concentraţia formei oxidate a ionului;

Red este concentraţia formei reduse a ionului.

În realitate, în cazul solubilizării bacteriene a sulfurilor minerale, nu atât valoarea

potenţialului de electrod (EP) al mineralului, cât diferenţa dintre valoarea potenţialului redox al

soluţiei (Eh) şi potenţialul de electrod al mineralului determină disponibilitatea mineralului

pentru solubilizare. Pentru o oxidare şi deci o solubilizare intensă a sulfurilor minerale este

necesară o diferenţă cât mai mare între valorile Eh şi EP.

În principal, valoarea potenţialului redox al soluţiilor de solubilizare bacteriană este

determinată de raportul Fe3+

/Fe2+

şi de pH.

Prin oxidarea bacteriană a fierului din soluţie, bacteriile joacă un rol important în

menţinerea potenţialului redox la valori ridicate, menţinând astfel dezechilibrul dintre valorile

potenţialului redox al soluţiei şi valorile potenţialului electrochimic al mineralului.

a.4. Temperatura. Temperatura ca factor fizic influenţează viteza proceselor

electrochimice, dar având în vedere că solubilizarea bacteriană se realizează, în general, la

temperatura ambiantă, influenţa sa din acest punct de vedere este puţin semnificativă.

Mai semnificativă este influenţa temperaturii asupra procesului de solubilizare

bacteriană a mineralelor prin influenţa ce o exercită asupra activităţii bacteriilor. Astfel, în

general, bacteriile fier-oxidante şi sulf-oxidante au o activitate optimă în intervalul de

temperatură dintre 28 - 370C. Scăderea temperaturii sub 15

0C încetineşte foarte mult activitatea

bacteriilor, iar creşterea temperaturii peste 450C o inhibă.

Unele bacterii sulf-oxidante și fier-oxidante fiind mezofile, sunt active la 450C, iar

altele fiind termofile, pot fi active până la 900C. Astfel, bacterii acidofile considerate în categoria

thiobacililor au fost evidențiate și apoi folosite pentru leșierea bacteriană a unor minereuri sau



15

concentrate de sulfuri minerale în condiții de temperaturi ridicate (Brierley, 1978; Brierley et al.,

1978; Ehrlich, 2001; Norris, 1997). Astfel de bacterii se găsesc în mod natural în interiorul

haldelor mari unde reacțiile de oxidare exoterme fac să crească temperatura locală și se ating

temperaturi mai ridicate decât în mediul extern, uneori chiar temperaturi înalte. În aceste zone

procesele de oxidare sunt continuate de bacteriile termofile.

b. Factorii de natură biologică şi chimico-biologică.

În această categorie intră factorii care ţin de însuşirile biologice ale microorganismelor,

de posibilităţile de modificare a acestor însuşiri prin tehnici genetice sau prin selecţii şi adaptări,

precum şi o serie de factori care influenţează direct asupra activităţii bacteriilor, cum ar fi

sărurile nutritive, prezenţa unor substanţe toxice sau pH-ul şi temperatura, care au fost însă

tratate în capitolul anterior. Astfel, din acest grup fac parte următorii factori:

Însuşirile genetice ale microorganismelor;

Adaptarea bacteriilor la substrat şi la condiţiile de lucru;

Concentraţia biomasei şi starea fiziologică a culturii de bacterii;

Influenta sărurilor nutritive;

Influenţa unor toxine;

Temperatura;

PH-ul soluţiei.

b.1. Însuşirile genetice ale microorganismelor. Bacteriile fier-oxidante şi sulf-

oxidante posedă printre însuşirile determinate genetic şi pe acelea privind capacitatea lor de

oxidare a substraturilor energetice, respectiv, privind capacitatea de oxidare a fierului bivalent, a

sulfului, a sulfurilor minerale, a tiosulfaţilor.

Întrucât, în natură, diversitatea biologică este mare, există bacterii care vor poseda

însuşiri genetice mai favorabile sau mai puţin favorabile în această privinţă. Astfel, se vor putea

selecta din natură culturi de bacterii care vor avea capacitatea de a oxida anumite substraturi cu

viteză mare şi alte culturi, care vor oxida acelaşi substrat cu viteză mai mică. Pe această bază

este necesară şi posibilă selectarea şi utilizarea culturilor cu proprietăţile cele mai bune în scopul

urmărit.

Există unele tehnici de a modifica însuşirile genetice ale bacteriilor prin lucrări de

inginerie genetică. În privinţa bacteriilor fier-oxidante şi sulf-oxidante utilizate în biotehnologiile

de preparare a minereurilor, astfel de realizări pe baza ingineriei genetice încă nu s-au înfăptuit

până în prezent. Pe de altă parte folosirea în mediu deschis a unor culturi de bacterii modificate

genetic este interzisă.

b.2. Adaptarea bacteriilor la substrat şi la condiţiile de lucru. În general în natură,

bacteriile sunt adaptate la condiţiile mediului în care trăiesc. Acest lucru este valabil şi în cazul

bacteriilor sulf-oxidante și fier-oxidante din zonele miniere. Cercetările şi experienţa practică au

demonstrat că cele mai bune rezultate s-au obţinut atunci când pentru prelucrarea unui anumit

minereu ori concentrat s-au utilizat culturi de bacterii izolate tot din zăcământul respectiv.

Prelucrarea unui anumit concentrat cu o cultură de bacterii care înainte a fost crescută

pe alt concentrat (chiar dacă este acelaşi mineral de bază - de exemplu pirita - dar de altă

provenienţă), procesul de oxidare demarează lent, fiind necesară o perioadă de adaptare a

bacteriilor la noul substrat. După parcurgerea acestei perioade, bacteriile devin adaptate şi pot fi



16

utilizate în cadrul biotehnologiilor pentru acel substrat (Oros, 1999, 2011). Adaptarea bacteriilor

la substrat este reversibilă. Dacă după o perioadă, bacteriile nu se mai cultivă pe acelaşi substrat,

adaptarea lor dispare, fiind necesară o readaptare în cazul în care se intenţionează să se utilizeze

din nou acelaşi substrat. De aceea, pentru menţinerea capacităţii ridicate de activitate a

bacteriilor, este necesară cultivarea lor continuă pe substratul pentru care dorim să fie utilizate în

biotehnologii.

În acelaşi timp, bacteriile trebuie să fie adaptate şi la condiţiile create de către produşii

rezultaţi din proces. În general, prin solubilizarea bacteriană rezultă din proces ioni de metale

grele (Cu2+

, Zn2+

, Fe2+

, Fe3+

) care în concentraţii mărite pot deveni toxici pentru bacterii. Alţi

produşi cu toxicitate mărită, care pot rezulta din proces sunt ionii de arsen, molibden, mercur.

Bacteriile se pot adapta la aceşti produşi, dar numai între anumite limite (Oros și Ilie, 1995;

Oros, 1999, 2011).

Scăderea pH-ului, respectiv creşterea acidităţii la prelucrarea unor minereuri sau

concentrate, de asemenea necesită utilizarea bacteriilor adaptate în acest sens. Practic, bacteriile

se adaptează singure la acest complex de condiţii de lucru, dar trebuie avut în vedere să nu se

depăşească anumite limite ale concentraţiilor de metale şi ale pH-ului (20 - 25 g/l fier, 3 - 5 g/l

cupru, 10 - 15 g/l zinc, 1 - 3 g/l arsen, 0,5 g/l molibden, etc.).

b.3. Concentraţia biomasei şi starea fiziologică a culturii. Pentru realizarea unui

proces intensiv de solubilizare bacteriană este necesară o concentraţie mare de bacterii. Astfel, s-

a stabilit că există o corelaţie între concentraţia de biomasă şi viteza de solubilizare a metalelor,

în sensul că creşterea concentraţiei de biomasă duce la creşterea vitezei de solubilizare. Această

corelaţie se limitează numai până la o anumită valoare a concentraţiei de biomasă, după care,

creşterea ei nu mai are efect asupra vitezei de solubilizare. Aceasta se explică prin mecanismul

proceselor de oxidare care, fiind procese de suprafață, bacteriile vor ocupa toată suprafața

disponibilă a cristalelor minerale și alte bacterii nu se pot atașa pe acestea pentru a contribui la

proces.

Dar nu numai cantitatea de biomasă este importantă ci şi starea fiziologică a celulelor.

Aceeaşi cultură se poate afla într-o fază fiziologic activă, în care celulele sunt foarte active în

procesul de oxidare, sau într-o fază mai puţin activă, lipsa activităţii putându-se datora unor

factori foarte diverşi (cultură în faza de degenerare, îmbătrânită, sau datorită unor inhibitori din

mediu, etc.).

b.4. Influenţa sărurilor nutritive. Bacteriile active în proces sunt autotrofe și au

nevoie de săruri nutritive din mediul extern. Este evident că pe parcursul procesului, prin

dezvoltarea bacteriilor, ele vor consuma o parte din aceste substanţe nutritive.

În practica tehnologiilor de bioleșiere s-a pus problema oportunităţii unor adaosuri de

săruri nutritive pe parcursul procesului, dar nu s-au obţinut rezultate pozitive în privinţa

procesului de solubilizare bacteriană a metalelor (Oros și Ilie, 1995; Oros, 1999). Cu toate

acestea, dacă se recirculă aceeaşi soluţie de mai multe ori în proces, după câteva cicluri, adaosul

de substanţe nutritive devine necesar. Trebuie menţionat că unele elemente nutritive (K, Ca, P,

S) pot fi preluate de către bacterii şi din materialul supus procesului (minereu, deșeuri miniere),

de regulă el conţine aceste elemente.

b.5. Influenţa unor toxine. După cum s-a mai arătat în capitolul anterior, o serie de

ioni ai metalelor grele intră în soluţie ca urmare a solubilizării bacteriene. Ionii de Cu2+

, Zn2+

,

Fe2+

, Fe3+

, deşi sunt bactericizi destul de puternici faţă de majoritatea tipurilor de bacterii şi



17

pentru alte microorganisme (ciuperci, alge, drojdii), bacteriile fier-oxidante şi sulf-oxidante

prezintă prin adaptare o toleranţă mare faţă de aceste metale şi prezenţa lor nu creează probleme

decât dacă se acumulează în concentraţii foarte ridicate.

În schimb, mercurul, arsenul, şi molibdenul sunt mult mai toxice. Cu toate acestea, o

anumită toleranţă se obţine prin adaptare şi faţă de arsen (uneori chiar până la peste 10 g/l). Este

de remarcat că ionul arsenit AsO33- este mult mai toxic decât ionul arsenat AsO4

3- (Oros și

Ilie, 1995).

Unele substanţe organice, de asemenea se pot manifesta cu acţiune inhibitoare asupra

activităţii bacteriilor. De aceea se consideră că existența unor alte tipuri de bacterii (bacterii

heterotrofe) ar fi benefică prin limitarea conținutului de substanțe organice (Johnson and

Roberto, 1997; Tuttle and Dugan, 1976). Aşa sunt substanţele fenolice. Produsele petroliere nu

prezintă o acţiune evidentă de inhibare a activităţii bacteriene, de aceea ele se pot utiliza în unele

procedee de extracţie a metalelor din soluţii fără a afecta bacteriile. De asemenea, reactivii de

flotaţie s-au dovedit netoxici în marea majoritate a cazurilor (Oros, 1999).

c. Factorii de ordin tehnologic care influenţează viteza de oxidare bacteriană a

mineralelor.

Din această categorie fac parte următorii factori:

Aerarea;

Dimensiunea particulelor;

Raportul lichid / solid;

Agitarea.

c.1. Aerarea. Aerarea este obligatorie în tehnologiile de solubilizare bacteriană, întrucât

prin aerare se realizează:

- aprovizionarea sistemului cu oxigenul necesar desfăşurării reacţiilor de oxidare;

- aprovizionarea bacteriilor cu oxigenul necesar respiraţiei;

- aprovizionarea bacteriilor autotrofe cu dioxidul de carbon necesar în calitate de sursă

de carbon pentru reacţiile biochimice de asimilaţie (sinteza substanţelor organice).

Modul de realizare a aeraţiei este diferit în funcţie de tehnologiile concrete care se

utilizează pentru leşierea bacteriană. Astfel, la leşierea bacteriană a minereurilor în halde, aeraţia

se realizează prin simpla difuziune a aerului din atmosferă prin spaţiile libere dintre particulele

de minereu. De aceea este necesară adoptarea unor parametri de haldare astfel încât să permită în

cele mai bune condiţii difuzia aerului în interiorul haldei de minereu. Foarte rar, pentru halde se

procedează la insuflarea de aer în interiorul acestora. Acest lucru este mai des utilizat în cazul

aplicării leşierii bacteriene în subteran.

Aerarea prin barbotare de aer se utilizează, pe de o parte, pentru regenerarea soluţiilor

în cazul tehnologiilor de leşiere bacteriană a minereurilor, atunci când în schema tehnologică

este prevăzută această fază, iar pe de altă parte, acesta este procedeul de realizare a aeraţiei la

tehnologiile de leşiere bacteriană în suspensie (tank leaching) a materialelor fin mărunţite

(concentrate miniere, etc.).

c.2. Dimensiunea particulelor. Întrucât solubilizarea bacteriană a mineralelor se

realizeză la suprafaţa acestora şi în interiorul fisurilor ori porilor, este evident că cu cât suprafaţa

de contact este mai mare, cu atât viteza procesului va creşte.



18

Astfel, dimensiunea particulelor fiind corelată invers proporţional cu suprafaţa, rezultă

că odată cu scăderea dimensiunilor particulelor va creşte suprafaţa de atac microbian şi va creşte

viteza de solubilizare a metalelor. Acest lucru este valabil, atât în cazul aplicării procesului de

leşiere pe minereu cu granulaţie grosieră (în halde sau în subteran), cât şi în cazul aplicării

leşierii bacteriene în suspensie pe materiale fin mărunţite.

În ambele cazuri însă, scăderea dimensiunii particulelor duce la creşterea vitezei de

solubilizare numai până la o anumită limită. Sub această limită, scăderea în continuare a

dimensiunii particulelor nu mai are ca efect creşterea vitezei de solubilizare datorită faptului că

sunt afectaţi negativ alţi factori: dificultăţi în contactarea fazelor, dificultăţi în difuziunea aerului,

etc. De aceea este necesară stabilirea dimensiunii optime a particulelor, aceasta se stabileşte în

mod concret prin experimentări pentru fiecare caz în parte.

c.3. Raportul lichid / solid. Raportul dintre fazele lichidă şi solidă nu acţionează

propriu zis asupra procesului de leşiere bacteriană în sine, dar poate să-l influenţeze în sensul de

a conduce la obţinerea unor soluţii mai concentrate sau mai diluate. Cunoscând că obţinerea unor

soluţii foarte concentrate în ioni metalici poate inhiba procesul bacterian de leşiere şi că

obţinerea unor soluţii prea diluate este adesea nedorită, acest parametru este foarte important în

proiectarea și aplicarea tehnologiilor de leșiere bacteriană.

c.4. Agitarea. Agitarea materialului supus leşierii se practică numai la leşierea

bacteriană în suspensie (în pulpă) pentru materialele fin mărunţite. La leşierea minereurilor în

halde, în grămezi sau “in situ”, problema agitării nu se pune.

B.1.1.2. CERCETĂRI EXPERIMENTALE DE LEȘIERE BACTERIANĂ ȘI EVALUARE A

SCURGERILOR ACIDE

B.1.1.2.1. Biooxidarea unor concentrate de pirită auriferă din depozite abandonate

Oros V. Tests on bioleaching of a low grade gold bearing pyrite concentrate. In:

Kammel`s Qvo Vadis Hydrometallurgy 6, Proceedings of 6th

International Conference made in

Herlany – Kosice, Slovac Republic, 04-07 June 2012. Eds. F. Kukurugya and D. Orac, p. 147-

154. Polygrafia Gutenberg, Slovak Republic, 2012, ISBN 978-80-969886-4-8

Zăcământul Şuior a fost la început exploatat în carieră şi în subteran ca minereu aurifer,

însă pe măsura avansării pe adâncime a exploatării, condiţiile de zăcământ s-au înrăutăţit,

minereul devenind polimetalic, cu conţinut de aur în scădere şi greu preparabil şi cu conţinut de

arsen în creştere. Drept urmare, începând de prin anii 1982-1983 concentratul de pirită auriferă

obţinut din acest minereu nu a mai fost acceptat la prelucrare pirometalurgică şi a început să fie

stocat. Stocul a crescut continuu şi cu toate cercetările efectuate pentru valorificarea metalelor

preţioase din acest concentrat, nu s-a reuşit găsirea unei tehnologii acceptabile din punct de

vedere economic şi ecologic. În prezent sunt acumulate circa 300 de mii tone de aemenea

concentrate în șapte halde depozitate în fosta incintă a Flotației Centrale. Unitatea a fost

demolată dar haldele au rămas practic fără nici un fel de protecție și sunt surse de poluare cu ape

acide și metale grele a zonei înconjurătoare inclusiv a apelor freatice (fotografii în fig. 4).



19

Fig. 4. Halda de pirită auriferă Șuior și apa

din scurgerile acide în șanțul de gardă

Prelucrarea și valorificarea acestor

concentrate prin biooxidare s-a întrevăzut

ca o alternativă posibilă încă din anii 1980-

1990. Bioleșierea concentratelor aurifere

refractare în tancuri (tank bioleaching) a

fost demonstrată la Fairview în Africa de

Sud (Mining Mgazine, 1991) și este

folosită actualmente și în alte țări precum

Brazilia (Sao Bento), Australia (Wiluna, Harbour Lights, Youanmi), Ghana (Ashanti), Peru

(Tamboraque), China (Laizhou) (Ehrlich, 2001). Bioleșierea în vrac (biohoheap leaching) pentru

minereuri aurifere sulfurice dificile a fost demonstrată la scară industrială (800 000 tone) de

către Nwmont Mining (Brierley, 2001). Modul de aplicare și descrierea proceselor de bioleșiere

în vrac sunt prezentate de Brierley în 1997 și Brierley and Brierley, 2001.

Concentratul de pirita auriferă asenioasă Şuior conţine: Au 10-12 g/t; Ag 50-70 g/t; As

1,5-2,0 %; SiO2 10%; Cu 0,15-0,20 %; Zn 0,60-1,20 %; Pb 0,50-0,60 %. Aurul este inclus în

majoritate în pirită sub formă de incluziuni foarte fine, iar parţial în arsenopirită, în blendă şi

galenă. Dificultăţile în prelucrarea acestui concentrat provin, pe de o parte din faptul că aurul

este foarte fin diseminat (chiar sub formă de incluziuni coloidale) în sulfurile minerale, în special

în pirită, iar pe de altă parte conţinutului relativ ridicat de arsen. Acesta din urmă face

inacceptabilă prăjirea oxidantă întrucât se formează gaze de SO2 impurificate cu arsen, iar la

fabricarea acidului sulfuric arsenul produce dificultăţi tehnologice majore, impurificarea acidului

obţinut şi emisii în atmosferă de gaze impurificate cu trioxid de arsen. În plus, s-a constatat că la

prăjire se pierde o parte din aur în prafurile volatile (Oros, 1995).

Prelucrarea prin cianurare directă, fără prăjire, dă rezultate foarte slabe în privinţa

randamentelor de extracţie a metalelor preţioase (extracție de aur în jurul a 20-30%). Din această

cauză, noi am efectuat cercetări la Baia Mare în sensul elaborării unei tehnologii de valorificare

a acestei materii prime bazată pe procedeul biotehnologic de oxidare prin leşiere bacteriană în

suspensie urmată de cianurarea reziduului (Oros et al., 1993, Oros, 1995). După tratarea



20

bacteriană, la cianuraţia reziduului se obţin randamente de dizolvare a aurului între 70 - 80%, a

argintului în jur de 60%, faţă de martorul netratat cu bacterii, la care extracţiile au fost de 30%

pentru aur şi de 10% pentru argint.

Pentru comparaţie se menţionează rezultatele obţinute prin celelalte tehnologii cercetate:

- prin prăjire oxidantă + cianuraţie se obţin randamentele de extracţie pentru Au 50%, pentru Ag 30%;

- prin prăjire + leşiere cu H2SO4 + cianurare rezidiu se obţin extracţiile de 70 - 80% pentru aur şi 60% pentru argint;

- prin autoclavizare + cianurare se obţin extracţiile de 70 - 80% pentru aur şi 50% pentru argint. Scopul cercetării a fost acela de a verifica din punct de vedere practic și al rezultatelor

finale două variante diferite ale aplicării bioleșierii pentru valorificarea metalelor prețioase din

concentratul refractar Șuior. În acest scop s-au efectuat teste de bioleșiere în vrac și în tancuri.

Aplicarea în practică a unei tehnologiei de pretratare a piritei Şuior prin oxidare

bacteriană în paturi de 0,40-0,60 m grosime s-a dovedit în cursul anului 2004 că nu a dus la

rezultatele aşteptate. În primul rând nu s-au confirmat extracţiile de aur la cianuraţie (cel puţin 5

g/t aur extractibil), şi în al doilea rând durata de tratare estimată de 28 zile în paturile realizate în

câmp deschis nu s-a confirmat. Cea mai mare problemă a ridicat-o pH-ul concentratului care este

de aproximativ 11 şi nu a putut fi coborât în domeniul acid pe parcursul sezonului de vară din

2004.

Pentru a găsi care sunt cauzele acestor dificultăţi întâmpinate la aplicarea în practică a

tehnologiei şi pentru a stabili care sunt posibilităţile de ameliorare s-au efectuat o serie de

analize şi s-au propus mai multe serii de încercări experimentale.

Analiza punctelor sensibile ale tehnologiei a fost necesară pentru a stabili aspectele

limitative în obţinerea rezultatelor dorite, posibilităţile de intervenţie în sensul perfecţionării

tehnologiei şi rezultatele posibile de aşteptat. În urma analizelor efectuate pe baza

documentațiilor tehnice și al datelor din literatura de specialitate am stabilit foarte pe scurt,

următoarele aspecte ca fiind punctele sensibile ale tehnologiei:

a) Aerarea. Prezenţa oxigenului este crucială în activitatea bacteriană de oxidare a piritei.

Accesul oxigenului în interiorul patului de pirită este extrem de limitat dacă nu chiar

imposibil la nivelul stratului inferior. Acesta este principalul factor limitativ în obţinerea

rezultatelor aşteptate.

b) Adaosul de bacterii. Este evident că cu cât concentraţia de bacterii (numărul de bacterii

raportat la unitatea de masă de concentrat de pirită) este mai mare şi activitatea oxidativă va fi

mai intensă şi rezultatele vor fi mai bune în privinţa extracţiei finale.

c) pH-ul. Bacteriile sulfoxidante utilizate în proces activează în condiţii optime în mediu acid

(pH 1,6-3,5) dar limitele lor de activitate sunt mult mai largi. În interiorul patului de pirită

pH-ul este 11 datorită prezenţei varului. Din această cauză tehnologia aplicată propune două

faze distincte de tratare. Prima este scăderea pH-ului printr-un proces natural de oxidare şi

spălare intensă a produşilor de oxidare şi de neutralizare a varului. Acest lucru s-a dovedit

foarte dificil de realizat în practică.

d) Natura bacteriilor. Prin proiect s-a propus utilizarea unei culturi speciale de bacterii cu

însuşiri deosebite în procesul de oxidare. Din experienţa proprie şi pe baza literaturii de

specialitate, noi considerăm că acesta nu este un factor limitativ al procesului. Bacteriile

indigene, existente în pirita Şuior sunt cel mai bine adaptate la caracteristicile materialului şi



21

pot fi utilizate cu rezultate cel puţin la fel de bune. Ele pot fi uşor adaptate la concentraţii

ridicate de fier şi la condiţii de aciditate mărită prin cultivare continuă în aceste condiţii. Noi

am izolat și multiplicat culturi din depozitele de concentrat Suior care s-au dovedit active în

procesul de biooxidare pe acest substrat (Oros, 2011).

e) Drenajul. Observaţiile efectuate pe parcursul aplicaţiei practice indică faptul că în zonele de

pe iaz unde drenajul este bun şi rezultatele au fost mai bune, atât în privinţa scăderii pH-ului

cât şi în privinţa extracţiei de aur. În zonele cu drenaj slab, apa bălteşte pe suprafaţa patului de

pirită, în acest fel este oprit accesul aerului în interiorul piritei.

f) Lucrările de cultivare şi irigare a patului de pirită. Acestea sunt operaţii tehnice propuse prin

tehnologie pentru a învinge limitele datorate lipsei de aeraţie şi pH-ului. În ceea ce priveşte

aeraţia, cultivările prin arătură adâncă şi discuirile pot ameliora accesul aerului în stratul de

pirită. Din păcate, ele sunt dificil de realizat, mai ales în zonele cu drenaj scăzut. În plus,

observaţiile din aplicarea practică nu au confirmat o dependenţă clară între aceste lucrări şi

rezultatele obţinute. Udarea piritei poate aduce în interiorul stratului de pirită oxigenul

dizolvat în apa de stropire. În acelaşi timp însă stagnarea apei în interiorul patului de pirită va

limita şi mai mult pătrunderea aerului atmosferic. Aşadar, udarea trebuie făcută cu foarte

multă prudenţă, în orice caz, trebuie evitată supraudarea. În plus, aportul de apă rece în

cantitate mare duce la scăderea temperaturii piritei limitând şi în acest fel activitatea de

oxidare bacteriană. Tehnologia aplicată solicită udări cât mai frecvente şi intense mai ales în

perioada de acidulare a pH-ului. Rezultatele nu se confirmă însă în practică şi este necesară o

revizuire în acest sens.

g) Temperatura. Temperatura optimă pentru activitatea bacteriilor de oxidare a piritei este între

35-45 0C. La aplicarea în câmp deschis această temperatură nu se poate realiza. Practic

temperatura nu poate fi influenţată în cadrul acestei tehnologii. Aşadar, aplicaţia industrială

poate fi considerată ca o activitate sezonieră din punct de vedere al oxidării bacteriene. Este

important însă faptul că bacteriile nu sunt distruse în timpul sezonului rece (chiar dacă o parte

din ele mor), ele se păstrează inactive (sau puţin active), până la revenirea condiţiilor de

temperatură în domeniul compatibil cu creşterea şi activitatea lor. Este util de stabilit însă

dependenţa dintre activitatea bacteriană şi temperatura din teren.

h) Controlul procesului şi măsurarea parametrilor. Posibilităţile de măsurare a parametrilor şi de

control al procesului sunt extrem de limitate. Printre puţinii parametri măsurabili ai procesului

tehnologic sunt: pH-ul (inclusiv pH-ul matrialului solid), temperatura (inclusiv în interiorul

patului de pirită), umiditatea, conţinuturile chimice în solid (Au, Ag, Fe, S, As), conţinuturile

chimice în lichid (Fe2+

, Fe3+

). Dintre toţi aceşti parametri, numai pH-ul poate exprima parţial

evoluţia procesului de oxidare bacteriană. Cu o anumită relativitate, există şi o concordanţă

între pH-ul materialului şi extracţia aurului la cianuraţie. Altă posibilitate este determinarea

microscopică (numărători directe sub microscop) a numărului de bacterii din pirită. Aceste

rezultate arată dezvoltarea bacteriilor în patul de pirită, dar nu dau indicii asupra intensităţii

procesului de oxidare bacteriană. Principalul parametru de control este în final aurul

extractibil prin cianuraţie. Acesta se determină prin teste de cianuraţie pe materialul solid

rezultat după tratarea prin tehnologia de oxidare bacteriană. Din experienţa noastră anterioară,

există o corelaţie directă între gradul de oxidare bacteriană a concentratului de pirită şi

extracţia aurului la cianuraţie, dar relaţia nu este una direct proprţională. Nu putem controla

gradul de aeraţie în interiorul patului de pirită. Nu putem controla sau măsura, nici măcar



22

indirect, gradul de oxidare bacteriană a piritei realizat la un anumit moment. Dacă s-ar putea

realiza acest lucru, s-ar putea estima şi gradul de extracţie a aurului.

Un set de teste au fost elaborate şi pregătite pentru a verifica o serie de aspecte practice

legate de influenţa unor parametri asupra duratei de timp necesare pentru diminuarea pH-ului

piritei de la 11 la 5,00 – 6,50. Analizând necesarul de parametri care ar trebui verificaţi,

posibilitățile practice de realizare a testelor şi utilitatea practică a rezultatelor, s-au elaborat

următoarele variante de teste (tabelul 1)

Tabel 1. Variantele experimentale la testele de reducere a pH-ului

Influenţa

factorului

Lichidul de

spălare

Debitul de spălare amplasare Numărul

probei

Martor Apă industrială Precipitaţii medii In interior 1

Debit de

spălare

Apă industrială Debit Q In interior 2

Debit Q x 2 3

Debit Q x 3 4

Aciditate Apă acidă 1% Debit Q In interior 5

Apă acidă 3% Debit Q 6

Apă acidă 5% Debit Q 7

Debit de

spălare şi

densitate de

bacterii

Apă industrială +

cultură de bacterii

Debit Q Afară (in

exterior)

8

Debit Q In interior 9

Debit Q x 2 10

Debit Q x 3 11

Volumul Q de lichid pentru spălare se stabileşte în cadrul încercărilor practice, acesta

reprezentând volumul minim de lichid necesar pentru a menţine pirita în stare umedă

permanentă, fără băltiri de apă la suprafaţă. Prin astfel de încercări s-a stabilit volumul Q la 1000

mL.

Incercarile s-au efectuat în recipienți confectionați din material plastic care să asigure o

înălțime a stratului de pirită de 40 cm, având la bază un strat de material steril de flotație cu

grosimea de 6-8 cm, material prelevat din iazul central care să simuleze condițiile de drenaj din

teren (paturile de pirită instalate pe iazul central). Cu excepția testului 8, toate testele s-au

efectuat în incinta închisă la o temperatura a aerului de 32-35 grade Celsius și o temperatură a

patului de material cuprinsa intre 22-28 grade Celsius.

Din aceste teste s-au urmărit şi s-au controlat următorii parametri:

Volumul de lichid care se drenează (drenajul);

pH-ul lichidului drenat;

pH-ul piritei;

temperatura în stratul de pirită.

In continuare sunt prezentate rezultatele măsurătorilor pH-ului din pirită pe parcursul a

60 zile de desfășurare a testelor astfel efectuate (tabelul 2).

Tabel 2. Evoluția pH-ului la testele pentru acidifierea concentratului

Testul 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11

Durata (zile)

Valoarea măsurată a pH-ului

1 8,20 6,78 6,67 6,84 11,48 8,29 8,09 8,28 6.43 6,48 6,42

2 8,30 7,20 7,00 7,54 11,45 8,93 8,57 8,30 6.55 6,95 6,59



23

7 10,12 7,25 7,29 10,22 10,45 9,38 10,52 9,46 7.56 7,36 7,56

14 10,30 7,22 8,14 10,60 10,68 10,29 10,74 10,50 8.10 6,82 6,67

21 10,50 7,42 7,77 11,49 11,77 10,66 11,54 10,28 8.06 6,99 6,80

28 10,56 8,07 7,96 9,73 9,95 7,63 7,94 10,45 7.83 7,12 7,00

35 10,40 8,03 8,11 9,76 9,83 7,26 7,96 9,45 7.54 7,12 7,02

42 10,25 7,51 7,54 9,39 10,04 7,26 7,84 9,50 7.25 6,79 7,72

49 10,20 7,71 9,81 7,74 8,31 6,73 7,61 9,05 7.15 6,37 5,99

56 10,34 7,56 7,50 8,68 8,68 6,85 6,76 8,20 3.95 6,31 5,76

62 10,30 7,50 7,52 8,59 8,51 4,07 5,71 7,30 4.98 6,06 5,23

Cu toată dificultatea interpretării acestor rezultate, consider că putem face câteva

observaţii pe baza acestora. O primă observaţie este aceea că după o primă perioadă de câteva

zile de udare pH-ul creşte la toate variantele. Astfel, pH-ul creşte de la 7-7,5 la valori de peste 8

sau chiar de 10-11 la unele variante. Un astfel de comportament se poate explica probabil prin

îndepărtarea prin spălare a unor compuşi de neutralizare formaţi anterior şi depuşi pe suprafeţele

particulelor de var din concentratul de pirită. Astfel, particulele de var descoperite îşi pot face

efectul de creştere a pH-ului.

La testele de spălare numai cu apă industrială, la trei debite diferite (testele nr. 2, 3, și 4),

rezultatele arată că după acea creştere a pH-ului de la circa 7 la 7,5-8 acesta se menţine la

aproximativ 7-7,5 chiar şi după 62 de zile de udare la un debit simplu de 1 litru pe zi şi la un

debit dublu de 2 litri pe zi. La testul cu debit triplu (3 litri pe zi) pH-ul a crescut la 10-11 şi

numai după 45 de zile revine la valori de 8-8,5 la care se păstrează încă şi la 62 de zile. Chiar

dacă nu putem explica acest comportament, este totuşi clar ca supraudarea nu este utilă în

procesul de spălare pentru reducerea pH-ului.

La testele de spălare cu apă industrială şi adaos de apă acidă pH-ul a crescut puternic în

prima perioadă la valori de 10-11 şi se menţine ridicat până la 27 de zile după care scade încet.

pH-ul se stabilizează apoi la valori cuprinse între 5-6,5 după circa 60 zile, la variantele cu 3%

apă acidă şi 5% apă acidă. La varianta cu 1% apă acidă pH ul rămâne mai ridicat chiar după 62

zile (pH în jur de 7,5). În concluzie, s-ar putea spune că adaosul de apă acidă în apa de spălare

este utilă dacă este de cel puţin 3%.

La testele cu adaos de bacterii în apa de spălare, pH-ul a crescut în prima fază numai

până la circa 7,5-8, iar după 10 zile, în variantele cu debit mărit de spălare revine la 6,5-7, iar

după 45 de zile pH-ul se situează între 5-6,5. La varianta cu adaos de bacterii şi debit simplu de

spălare, pH-ul se acidifiază mai lent, dar după 50 zile ajunge şi aici să fie în domeniul 5-6,5. Se

constată că adaosul de bacterii conduce la o acidulare mai rapida a piritei.

Al doilea set de teste pregătite are scopul de a verifica unele aspecte legate de procesul de

biooxidare în paturi de pirită şi influenţa lor asupra extracţiei finale de aur la cianuraţie. In urma

unei analize pe aceleaşi criterii ca şi la testele prezentate anterior, s-au stabilit următoarele

variante experimentale pentru aceste teste (tabelul 3).

Tabel 3 Variantele experimentale la testele de biooxidare

Factorul urmărit Nr.

test

Drenaj Temperatura 0C

Regim de

irigare

Regim

cultivare

Regim bacterii

Influenţa drenajului 18 Bun 30-35 La umectare Discuire

săptămînal

Raţie simplă la pornire

16 Slab 20-22 La umectare Discuire

săptămînal




24

Influenţa

temperaturii

18 Bun 30-35 La umectare Discuire

săptămînal


15 Slab 30-35 La umectare Discuire săptămînal


16 Bun variabilă La umectare Discuire

săptămînal


Influenţa udării 13 Bun 30-35 Precipitaţii

medii

Discuire

săptămînal


14 Bun 30-35 Exces apă

industrilă

Discuire

săptămînal


17 Bun 30-35 Exces apă

acidă

Discuire

săptămînal


Influenţa discuirii 24 Bun 30-35 La umectare Fără discuire Raţie simplă la pornire


zilnic


23=18 Bun 30-35 La umectare Discuire

săptămînal


22 Bun 30-35 La umectare Discuire la 14

zile


Influenţa

concentraţiei de

bacterii

19=18 Bun 30-35 La umectare Discuire

săptămînal



săptămînal


+ o raţie la 2 săptămîni

La aceste teste se s-au controlat şi măsurat următorii parametri:

volumul de lichid drenat;

concentraţiile de Fe3+

, Fe2+

şi Fetotal

din soluţie;

pH-ul lichidului drenat;

temperatura;

concentraţia de bacterii în lichidul drenat şi în pirită.

Eficacitatea procesului de biooxidare este evaluată prin extractibilitatea aurului la

cianurația materialului tratat. Rezultatele testelor de cianurare efectuate din aceste materiale

după tratare timp de 4 săptămâni au dat următoarele rezultate (tabelul 4).

Tabel 4. Rezultate obţinute la testele cu biooxidare în vrac

Testul

nr.

Condiţii de desfășurare Extractibil la cianuraţie

(%)

pH

18 Drenaj bun. Adiţie de bacterii, umectare şi discuire săptămânal 32,75 1,7

16 Drenaj slab. Adiţie de bacterii, umectare şi discuire săptămânal 36,57 1,8

15 Drenaj slab. Adiţie de bacterii, umectare şi discuire săptămânal 34,85 1,9

13 Drenaj bun. Adiţie de bacterii, umectare slabă (precipitaţii medii) şi

discuire săptămânal

26,50 2,2

14 Drenaj bun. Adiţie de bacterii, umectare (exces de apă industrială) şi


29,37 2,2

17 Drenaj bun. Adiţie de bacterii, umectare (exces de apă acidă) şi


32,31 1,8

24 Drenaj bun. Adiţie de bacterii, umectare, fără discuire 31,00 1,7

21 Drenaj bun. Adiţie de bacterii, umectare şi discuire zilnic 36,35 1,7


22 Drenaj bun. Adiţie de bacterii, umectare şi discuire la intervale de două

săptămâni

32,56 1,6


20 Drenaj bun. Adiţie de bacterii iniţial şi la două săptămâni, umectare şi 32,10 1,8



25


Martor Fără tratare 25,03 8.20

Din rezultatele prezentate se observă că la toate variantele cu tratare bacteriana extracția

de aur este mai mare decât la varianta martor fără tratare. La variantele tratate cu bacterii

extracția aurului variază între 31-39%.

Teste be biooxidare în tank leaching

S-a analizat posibilitatea efectuării unor teste de oxidare bacteriană în sistemul tank

leaching pentru a demonstra posibilitatea creşterii gradului de extracţie a aurului la circa 80%. În

această lucrare s-au efectuat teste de biooxidare în șarje (batch leaching tests). Ele s-au realizat

în reactoare de 20L cu volum util de 15L cu agitator (stirrer) cu palete și cu barbotor de aer la

fundul vasului.

Tabel 5. Teste de bioleșiere în tancuri și rezultatele obținute

Test

nr.

Raport S/L

(greutate/vol)

T 0C Durata

(h)

Extracție finală Au

(%)

Extracție Au fără bioleșiere

(%)

T1 1/5 25 - 30 72 81,00 25,36

T2 1/5 25 - 35 72 73,09 25,03

T6 1/5 25 - 35 72 65,81 25,03

T7 1/5 25 - 35 72 74,36 25,03

T5 1/5 25 - 35 60 65,09 25,03

T3 1/5 25 - 35 96 91,81 25,03

T4 1/5 25 - 35 120 84,63 25,03

Rezultatele din tabelul nr. 5 arată o extracție medie la testele efectuate pe durata a 72 ore

de 73.76% a aurului la cianurația reziduului după bioleșiere față de numai 25% pentru

concentratul netratat bacterian. Prelungirea duratei de bioleșiere la 96 de ore duce la cresterea

extracției de aur, dar peste această durată efectul nu mai este evident. În concluzie la aceste teste

s-a estimat că acest concentrat poate fi prelucrat printr-un procedeu combinat de biooxidare și

cianurație cu extracții finale de circa 80-85% a aurului. Pentru aceasta este necesară tratarea

concentratului cu o cultură de bacterii dezvoltată și adaptată pentru condițiile specifice ale

materialului și ale caracteristicilor de lucru (pH foarte acid, concentrații ridicate de fier trivalent

și de arsen în soluții). Tratarea se poate face în tancuri la raport solid/lichid de 1/5

(greutate/volum), temperaturi de 30 – 40 0C, cu aerare și agitare continuă pe o durată de timp

cuprinsă între 72 – 96 ore.

Concluzii

Analizarea și verificarea prin teste a tehnologiei de bioleșiere în vrac a concentratului

refractar de pirită auriferă Suior a condus la stabilirea punctelor slabe și limitelor acesteia pentru

obținerea unor extracții finale de aur considerate acceptabile (45-50%). Adaosurile de bacterii și

stropirea moderată cu apă acidă și executarea periodică a unor lucrări de cultivare (discuire) a

patului de concentrat ar putea conduce la rezultate apropiate de cele propuse.

Varianta de tratare bacteriană a concentratului în tancuri poate fi aplicată cu extracții de

circa 80% în condițiile aplicării metodei de batch tank leaching, la raport S/L de 1/5

(greutate/volum), temperatura în jurul a 35 0C, aerare și agitare continuă pe durata de 72 – 96

ore. Pentru stabilirea mai concretă a parametrilor tehnologici sunt necesare teste suplimentare

elaborate și planificate în mod specific.



26

Atât pentru leșierea în vrac cât și pentru lesierea în tancuri se poate folosi o cultură de

bacterii (populație indigenă de Acidithiobacillus ferrooxidans, Acidithiobacillus thiooxidans,

Leptospirillum ferrooxidans) provenită din acest depozit de concentrate, adaptată la concentrații

ridicate de fier și arsen în soluție și la aciditate mărită (pH 1,5). O astfel de cultură concentrată se

va folosi ca inocul pentru soluția de leșiere.

Estimăm că prin adiţiile suplimentare de bacterii din culturile indigene, stropire moderată

cu apă acidă şi cultivare periodică a patului de pirită se vor putea ameliora procesele de

biooxidare a piritei şi se vor putea obţine extracţii acceptabile de aur la cianurare.

B.1.1.2.2. Cercetari de biooxidare pe steril de mină și estimarea potențialului de formare a

scurgerilor acide

OROS V. Assessment of water pollution potential by acide drainage. Environmental

Engineering and Management Journal, ISSN 1582-2214, January/February 2008, Vol.7, nr.1,

pag. 65-68

Scurgerile acide reprezintă cel mai important factor de poluare pentru apele de suprafaţă

din zonele în care s-au desfăşurat sau se mai desfăşoară încă lucrări de exploatare minieră.

Exploatarea minereurilor de metale neferoase, a celor de metale preţioase precum şi unele

exploatări carbonifere sunt cele implicate în formarea de scurgeri acide şi poluarea pe această

cale a apelor de suprafaţă sau chiar a celor subterane. Procesul de formare a scurgerilor acide

este cunoscut și l-am prezentat într-o carte de specialitate publicată (Oros, 1999). El constă în

esenţă din oxidarea sulfului din sulfurile minerale cu formare de acid sulfuric şi cu eliberare de

sulfaţi ai metalelor conţinute în respectivele sulfuri.

Prezenţa bacteriilor sulfoxidante măreşte viteza proceselor de oxidare de câteva mii de

ori. Interesant este ca aceste bacterii există în mod natural în toate zonele miniere unde există

sulfuri minerale şi condiţiile minime de mediu (aer şi umiditate). Prezenţa lor în siturile miniere

este inevitabilă, iar combaterea acţiunii lor este extrem de dificilă.

Dintre sulfurile minerale, cele mai comune în minereurile de metale neferoase şi

preţioase sunt pirita, calcopirita, blenda şi galena. Pirita este predominantă din punct de vedere

cantitativ şi tot ea este cea mai importantă şi din punct de vedere al bilanţului de formare de acid

sulfuric, este principalul mineral producător de acid. De aceea, se poate anticipa că în toate

siturile în care există pirită se vor forma scurgeri acide şi se va produce poluarea mediului. În

cazul mineritului de metale neferoase şi prețioase pirita constituie un mineral prezent în anumite

conţinuturi în toate produsele de exploatare: în minele subterane sau de suprafaţă (cariere) în

timpul şi după încheierea exploatării, în haldele de steril de mină care se depozitează în incinta

sau în apropierea exploatărilor, în sterilul de flotaţie rezultat sub forma iazurilor de decantare.

Astfel în iazurile de decantare din zona Baia Mare există un conţinut de sulf între 1,5-3,6% din

care majoritatea este sub forma de pirită (Oros, 2002).

Procesele de oxidare biochimică a sulfurilor minerale sunt procese cu o desfăşurare lentă

şi pe o durată de timp îndelungată. De aceea, siturile miniere vechi rămân ca surse de poluare şi

de pericol pentru mediu pe o perioadă lungă de timp după încetarea activităţilor de exploatare.

Ribet (1994) citează observaţii conform cărora în Suedia se constată scurgeri acide provenite din



27

siturile unor vechi exploatări realizate de wikingi. Autoarea consideră că scurgerile acide sunt pe

cale să devină o problemă de mediu de nivel global la fel ca încălzirea globală.

Rezultă din cele prezentate că în proiectele de reabilitare a siturilor miniere (vechi sau

noi), principala problemă care trebuie rezolvată este prevenirea şi combaterea scurgerilor acide.

Pentru aceasta însă proiectanţii au nevoie de o evaluare corectă a potenţialului de producere de

scurgeri acide pentru fiecare sit în mod concret. Acesta este subiectul investigaţiilor noastre.

Evaluarea potenţialului de formare de scurgeri acide s-a efectuat pentru o haldă de steril

de mină (halda Câmpurele, fig. 5) formată prin

depozitarea în perioada anilor 1970-1995 a

materialelor provenite din lucrările de explorări

geologice de la zăcământul Nistru. Halda este

amplasată pe malul pârâului Valea Roşie, în

bazinul hidrografic al râului Băiţa (afluent al

Someşului). Ea are un volum de 31500 m3 şi o

suprafaţă de 0,3 ha. Este realizată într-o singură

treaptă, având înălţimea maximă de 30m şi un taluz

format în mod natural în timpul haldării cu un

unghi de aproximativ 37-400.

Fig. 5. Aspecte de pe halda Câmpurele

Investigațiile efectuate într-un proiect anterior

(Oros et al., 2000) au indicat următoarele

conținuturi ale sterilului haldat. Materialul

superficial: sulf în sulfuri 2,20 % (±0,46); Fe

2,53% (±0,95); Cu 0,066% (±0,085); Zn 0,047%

(±0,02); Pb 0,36% (±0,28); Ca 0,0085% (±0,0100);

sulfat solubil 3,85% (±1,23). pH-ul materialului

superficial este 3.96 (±1,51). Materialul din

substrat: sulf în sulfuri 2,28% (±0,45); Fe 2,58%

(±0,96); Cu 0,066% (±0,085); Zn 0,044% (±0,015);

Pb 0,40% (±0,31); Ca 0,0134% (±0,0150); sulfat

solubil 7.97% (±3,57), iar pH-ul acestui material

este 4,11 (±1,55). Observaţiile mineralogice

efectuate pe aceste probe au arătat că materialul

este constituit din fragmente de roci siltitice

(predominant minerale argiloase – caolinit, illit, motmorillonit) şi gresii micacee cu feldspaţi în

curs de alterare (sericit şi illit) şi roci piroclastice (feldspaţi plagioclazi substituiţi prin produse

de alterare – sericit, caolinit), precum şi din material fin pulverulent produs ca urmare a

degradării şi mărunţirii fragmentelor de roci. Pe lângă acestea, în material mai sunt fragmente de

minereu provenite din filoane cu mineralizaţie metaliferă. Acestea sunt constituite din cuarţ

microcristalin impregnat cu cristale de pirită şi sulfuri de cupru, plumb, zinc precum şi

oxihidroxizi de fier. Determinările microbiologice au evidenţiat prezenţa bacteriilor Thiobacillus



28

ferrooxidans şi Thiobacillus thiooxidans în toate probele prelevate. Numărul bacteriilor

sulfoxidante variază între 103 până la 10

7 bacterii/gram.

Am efectuat experimentări de leșiere bacteriană pe o probă medie de material din haldă

pe o durată de 380 zile. Materialul cu granulaţia sub 40mm s-a introdus într-un tub de plastic

formând o coloană care a fost periodic stropită cu o soluţie de leșiere (fig. 6). Soluţia este un

mediu de cultură pentru bacteriile sulfoxidante. Raportul lichid:solid a fost de 1:1 respectiv 10L

soluţie la 10 kg material din haldă. Soluţia s-a recirculat zilnic, alternând perioade de stropire cu

perioade de repaos. După o perioadă de recirculare soluţia de leşiere s-a înlocuit cu o soluţie

proaspătă. În acest experiment s-au utilizat în total trei soluții. Prin analize chimice s-au urmărit

conţinuturile de metale şi aciditatea. Astfel s-au efectuat periodic probări din soluția de leșiere și

s-au determinat conţinuturile de metale (Fe, Cu, Zn), de sulfat şi pH-ul. Conţinuturile finale sunt

prezentate în tabelul 6. Pe baza rezultatelor analizelor şi a bilanţului de soluţie s-au calculat

extracţiile realizate. Acestea sunt prezentate sintetic în tabelul 7.

Fig. 6. Schema de realizare a experimentului

Tabelul 6. Conţinuturile în soluţiile finale

Soluţia de leşiere Cu (g/l) Zn (g/l) Fe (g/l) SO42+

(g/l) pH

Soluţia I 0,40 0,49 2,55 48,81 2,0

Soluţia II 0,29 0,20 2,65 28,32 2,0

Soluţia III 0,11 0,03 2,81 18,87 1,9

Tabelul 7. Extracţiile obţinute în soluţiile de lesiere

Solutia de lesiere Extracta Cu (%) Extracta Zn (%) Extractia Fe (%) Extractia S (%)

Soluţia I (6,2L) 37,6 67,5 6,2 19,74

Solutia II (6,3L) 28,7 28,0 6,5 11,64

Solutia III (6,5L) 10,9 4,3 7,2 8,00

Mat. de-

șeu Steril

de mină

Condiții experimentale

Leșiere bacteriană 380 zile

Raport Lichid/Solid 1L/1kg

3 soluții diferite utilizate

Analize se metale din soluții și din solide



29

Total 77,2 99,8 19,9 39,38

Discuţia rezultatelor

Conţinutul ridicat de sulfat solubil în materialul haldat indică faptul că procesele de

oxidare a sulfurilor minerale au început mai demult și sunt în plină desfăşurare după circa 10-12

ani de la depozitare. Conţinutul mai mic de sulfat în stratul superficial (3,87%) și creșterea lui în

stratul inferior indică un proces de spălare și, eventual, o acumulare în stratul inferior, proces

care se corelează şi cu degradarea mineralelor argiloase din stratul superficial. Se poate

presupune că o parte din sulfatul format prin oxidarea anterioară a sulfurilor minerale se depune

în stratul inferior prin precipitare sub forma de hidroxisulfaţi de fier şi aluminiu. Estimarea

cantitativă a acestui proces este însă foarte dificilă.

Oxidarea sulfurilor minerale conduce la poluarea cu acid sulfuric şi cu metale grele.

Potenţialul de poluare cu metale grele poate fi estimat din rezultatele obţinute în aceste

experimentări. Se cunoaște că vitezele de oxidare a diferitelor sulfuri minerale sunt diferite si

depind de natura sulfurii minerale, de impurităţile existente în minerale şi de condițiile de mediu.

În cazul de faţă vom discuta procesele de oxidare a piritei, calcopiritei, blendei şi galenei.

Reacţiile de oxidare a acestora pot fi redate în felul următor.

2FeS2 + 7,5O2 + H2O bacterii

Fe2(SO4)3 + H2SO4

2CuFeS2 + 7O2 + 2H2O bacterii

2CuSO4 + Fe2(SO4)3 + H2O

ZnS + 2O2 bacterii

ZnSO4

PbS + 2O2 bacterii

PbSO4

Dintre aceste sulfuri blenda se oxidează cu viteza cea mai mare, fapt confirmat şi în

experimentul nostru prin solubilizarea, practic, totală a blendei după circa 200 zile. Calcopirita şi

pirita se solubilizează relativ lent sub acțiunea leșierii bacteriene (Ehrlich, 1996; Karavaiko et

al., 1972; Polkin et al., 1982). Totuşi în acest experiment, cuprul s-a solubilizat în proporţie de

77% după 380 de zile. Explicația posibilă constă din conținutul inițial de cupru relativ foarte mic

şi, în plus, este posibil ca acesta sa fie numai parţial sub forma de calcopirită, o bună parte fiind

sub forma unor sulfuri secundare care se solubilizează mult mai ușor decât calcopirita.

Fierul care se solubilizează ca Fe2+

din sulfurile minerale (pirită şi calcopirită) este oxidat

de către bacteriile fier-oxidante până la Fe3+

. Fierul trivalent, la rândul sau, este un oxidant care

intervine în oxidarea sulfurilor minerale accelerând procesul. De aceea în scurgerile acide fierul

apare în majoritate sub forma trivalentă iar apele capătă culoarea roşcat-portocalie. Pe de altă

parte, fierul trivalent are tendinţa de a precipita cu formarea de depuneri roşcate formate din

hidroxizi de fier. Nivelul pH-ului este cel care condiţionează menţinerea în soluţie sau

precipitarea fierului. În experimentul nostru materialul conține extrem de puţine materiale

consumatoare de acid, pH-ul având tendinţa de scădere, ceea ce face ca fierul să se mențină în

soluție în cea mai mare parte. Astfel soluțiile de leșiere se îmbogăţesc până la 2,5 g/L fier acesta

fiind trivalent în marea sa majoritate.

Pe baza conţinutului de fier din soluția de lesiere se poate estima gradul de oxidare a

piritei. Astfel, estimarea conținuturilor inițiale de sulfuri pe baza analizelor de metale si de sulf

conduce la rezultatele din tabelul nr. 8. De asemenea, pe baza conținuturilor inițiale de metale și

a celor din soluții se estimează conținuturile finale și extracțiile realizate.

Galena se oxidează sub acțiunea bacteriilor conform reacției de mai sus, la care se mai

adaugă acţiunea fierului trivalent existent în sistem, dar rezultă sulfatul de plumb care este

practic insolubil în soluţie. De aceea nu se poate estima bilanțul acestui proces pe baza datelor



30

existente, însă nici nu este foarte important pentru scopul propus deoarece nu este producător de

acid si nici nu eliberează metale toxice în cantități relevante.

Tabelul 8. Estimarea bilanțului de sulfuri minerale în procesul de leșiere

Continuturi Inițial (%) Final (%) Extracția (%)

Pirită 6,83 1,56 18,2

Calcopirită 0,24 0,055 77,2

Blendă 0,08 0,0002 99,8

Galenă 0,61 - -

Sulfat solubil 7, 50 1,80 70,0

Estimarea producerii de acid sulfuric. Din bilanţul proceselor prezentate mai sus

rezultă că numai oxidarea piritei are un bilanţ pozitiv de acid. La un mol de pirită se eliberează

0,5 moli de acid sulfuric. Formarea de acid sulfuric poate fi estimată pe baza bilanţului de pirită

oxidată. Pentru experimentul prezentat, estimarea ne conduce la 40,66 g H2SO4 sau 5,08 g

acid/kg de material solid din haldă în 380 de zile.

Evident, acesta nu este potenţialul maxim de formare de acid sulfuric deoarece numai

18% din pirită a fost oxidată. Pirita va continua să se oxideze si în perioada următoare dar viteza

sa de oxidare va fi în scădere progresivă, durata necesară pentru oxidarea totală fiind imposibil

de estimat deoarece viteza procesului depinde de factori de mediu precum granulaţia

materialului, gradul de expunere a particulelor de pirită pentru contactare cu soluţia, prezenţa

oxigenului şi densitatea bacteriilor. Estimarea este valabila însă pentru prima parte a procesului

care este și cea mai intensă. Prin urmare estimarea realizată este utilă pentru proiectarea

soluţiilor de combatere a acidităţii în cadrul acţiunilor de reabilitare şi de instalare a vegetaţiei pe

asemenea materiale.

Concluzii

Deșeurile miniere care conţin sulfuri minerale și în special pirită sunt generatoare de

aciditate si formează scurgerile acide poluatoare cu metale grele si aciditate. Pentru proiectele de

reabilitare a siturilor miniere este necesară combaterea sau prevenirea scurgerilor acide. In acest

scop este nevoie de o evaluare cantitativă a potenţialului de formare de scurgeri acide.

Potenţialul de formare a scurgerilor acide depinde de conţinuturile de sulfuri minerale, de

natura materialului solid depozitat şi de factori de mediu care influenţează activitatea

microorganismelor sulf-oxidante si fier-oxidante implicate în procesele de oxidare a sulfurilor

minerale. Prin urmare, viteza proceselor de formare a scurgerilor acide este specifică pentru

fiecare material în parte şi sunt necesare experimentări de evaluare a procesului.

Experimentările efectuate prin leșiere bacteriană în coloane percolatoare pot conduce la

estimări cantitative privind potenţialul de formare de acid sulfuric și de eliberare a ionilor de

metale toxice (Fe2+

, Fe3+

, Cu2+

, Zn2+

). De asemenea se poate estima viteza proceselor de oxidare

a sulfurilor minerale cel puţin pentru prima perioada care este si cea mai importantă în

proiectarea şi implementarea soluţiilor de reabilitare.

Testele efectuate pentru sterilul de mina din halda Câmpurele ne-au condus la estimarea

posibilităţii de formare de acid sulfuric în cantitate de 5,08 kg/t într-o perioada de 380 de zile. În

mediul natural însă procesul va fi mai lent datorită limitărilor de temperatură

De asemenea testele arată că se pot obţine soluţii acide cu pH 2,0 si conținuturi de 2,5 g/l

fier, si în jur de 0,4 g/l cupru şi tot atâta zinc. În condiţiile naturale concentraţiile obișnuite vor fi



31

mai mici, dar se pot aștepta și astfel de concentraţii în anumite perioade mai calde și mai

secetoase.

Acesta nu este potenţialul maxim de formare de acid sulfuric deoarece numai 18% din

pirită a fost oxidată. Estimarea este valabila însă pentru prima parte a procesului care este și cea

mai intensă. Prin urmare estimarea realizată este utilă pentru proiectarea soluţiilor de combatere

a acidităţii în cadrul acţiunilor de reabilitare şi de instalare a vegetaţiei pe asemenea materiale.

B.1.1.3. CERCETĂRI PENTRU REABILITAREA ȘI FITOREMEDIEREA DEPOZITELOR

DE DEȘEURI MINIERE

Studiile și cercetările efectuate în această direcție s-au realizat în două proiecte de

cercetare naționale iar rezultatele le-am materializat prin publicarea unei cărți științifice și mai

multe lucrări publicate dintre care două vor susține această prezentare.

Oros V. Reabilitarea ecologica a siturilor degradate industrial. Editura Universității

Transilvania, Brasov, 2002 ISBN: 973-635-037-1

Oros V., Coman M., Marian M., Mihaly G. L., Mihaly A.. Preliminary investigation

aimed to ecological reclaiming by phytoremediation of a large flotation tailing dump in

Baia Mare mining area. Environmental Engineering and Management Journal, July-

August 2009, vol. 8, nr 4, 915-922

Oros V., Baciu D., Mihaly L. G.. Studiul posibilităţilor de reabilitare ecologică a unor

halde de sterile miniere de la exploatarea minereurilor neferoase. International

Conference on Material Science BRAMAT 2001, Braşov 1-2 martie 2001.

PROCEEDINGS vol. IV “Ceramic Materials, Materials Analysis and Environmental

Protecion, Polymeric Materials” p 86 – 91. Transilvania University Publishing House,

2001.

Cercetări asupra acţiunii geomicrobiologice în depozitele de deşeuri miniere şi

efectelor asupra ecosistemelor în zona Baia Mare. GRANT CNCSIS Tip A cod 734,

contract nr. 34958/2001. Perioada 1999-2001. Valoare 112,7 milioane lei. Director de

grant.

B.1.1.3.1. Cercetări efectuate pentru halda de steril de mină de la Câmpurele

Halda de la Câmpurele (fig. 7) este amplasată la circa 3 km nord de satul Băiţa care se

găseşte la o distanţă de circa 15 km de Baia Mare pe direcţia Satu Mare pe o ramificaţie locală

din drumul naţional în zona localităţii Tăuţii Măgherăuş. Depozitul de deşeuri miniere este

localizat pe malul stâng al pârâului Valea Roşie care afluează în râul Băiţa chiar în centrul

localităţii Băiţa.

În zona haldei pe malul drept al pârâului este amplasată staţia de epurare Câmpurele, care

tratează apele de mină cumulate de la diverse galerii ale E.M. Nistru evacuate la acest nivel

printr-o galerie de coastă. Debitul acestor ape este foarte variabil, între 70 - 140 l/sec. Ele sunt

impurificate cu acid sulfuric (pH 2,5 - 3,5) cu ioni metalici Fe2+

, Fe 3+

, Zn2+

, Cu 2+

, Mn2+

şi cu

suspensii (hidroxizi de fier, hidroxizi de aluminiu). Epurarea apei se face prin tratarea cu lapte de

var, precipitarea hidroxizilor metalici şi separarea lor prin sedimentare în decantoare verticale cu

evacuarea continuă a apei clarificate. In anii 2000-2001 staţia de epurare a fost reabilitată cu

reamenajarea unor părţi şi completarea cu o instalaţie de filtrare nămol. Această activitate a fost

realizată de către REMIN Baia Mare.



32

Valea Rosie

Apa epurată rezultă cu un pH în jurul valorii 8,5 şi este amestecată cu apa curată a

pârâului Valea Roşie la un raport aproximativ de 4 părţi apă naturală la o parte apă reziduală.

Halda de minereu are un volum de 31.500 m3 şi o suprafaţă de 0,3 ha. Ea are forma

prezentată schematic în fig. 7, fiind realizată practic într-o singură treaptă, cu înălţimea maximă

de circa 30 m şi un taluz format în mod natural în timpul haldării (unghi de aproximativ 370). Pe

suprafaţa haldeii s-a început practic depunerea de material într-o a doua treaptă, care a rămas

însă în stadiul iniţial, nedepăşind înălţimea de 2,5 - 3,0 m.

Materialul depus pe haldă este rezultat din lucrările de prospecţiuni şi explorări executate

în zonă de către Cuarţ S.A. Baia Mare şi parţial de la exploatare (lucrări de deschidere) din

galeria Galbena situată în amonte. Depozitarea a încetat practic în 1995/1996, suprafaţa fiind

deci una relativ recentă. Materialul este în principal un andezit alterat în care sunt cantonate

filonaşe cu cuarţ purtător adesea de mineralizaţie metaliferă (sulfuri de fier, plumb şi cupru).

Halda este situată într-o zonă complet împădurită, pe ambii versanţi ai văii fiinţând

păduri de fag cu amestec de carpen şi apariţii sporadice de pin. Din punct de vedere al vegetaţiei,

8

9

14

10

11

12

1

2

6

3

5

4

Padure fag

Padure fag Padure fag

apa mina

Fig.7. Schema de amplasament haldă de steril şi

poziţionarea locurilor de probare



33

suprafaţa haldei este practic golaşă, iar taluzul este complet golaş, cu începuturi de eroziune ca

urmare a şiroirii apelor. Cu toate acestea, s-a putut constata un foarte firav început de instalare a

vegetaţiei spontane, mai cu seamă în zonele mai vechi ale suprafeţei haldei şi în arealele mai

joase, cu umiditate mai mare. Astfel, în zona veche a haldei, respectiv la marginea dinspre sud

în vecinătatea pădurii, apare o suprafaţă de circa 750 m2 cu o invazie primară de vegetaţie, cu un

grad de acoperire de circa 30 - 35 %. Această vegetaţie este reprezentată prin insule de pipirig,

graminee sub formă de indivizi rari, izolaţi sau de smocuri de iarbă, plante ruderale sub formă de

indivizi izolaţi, iar printre acestea, podbal, muşchi şi ciuperci cu pălării. Dintre speciile lemnoase

apar indivizi izolaţi de salcie căprească, plop, mesteacăn, carpen şi pin, în ordinea descrescândă

a frecvenţei. Aceştia au talie foarte diferită, de la câţiva centimetri şi până la arbori tineri de 1,5

m, diametrul tulpinii nedepăşind 2 - 2,5 cm. Au aspect relativ viguros, nu prezintă aspecte de

uscare. În rest, suprafaţa golaşă a haldei prezintă rare apariţii de specii vegetale ierboase şi

lemnoase, constituite din aceiaşi reprezentanţi. Pe taluz apar câteva excepţii (puieţi de pin şi

păducel), în rest roca golaşă este complet expusă factorilor atmosferici şi eroziunii.

Pentru investigațiile fizico-chimice și microbiologice s-au prelevat probe din materialul

haldat, conform unui plan de probare prezentat în schema din fig. 7. Astfel, s-au prelevat un

număr de 28 de probe de material solid recoltate din 14 puncte diferite de pe suprafaţa haldei şi

de pe taluz, din fiecare punct prelevându-se probe de suprafaţă şi probe de material de la o

adâncime de 20 - 26 cm.

Ca o primă constatare în teren şi pe baza probărilor, s-a observat că materialul solid

expus factorilor atmosferici suferă un proces de dezagregare fizică, respectiv un proces de

mărunţire. Prin urmare, în prezent materialul de suprafaţă are un aspect nisipos, lutos sau chiar

argilos, cu nuanţe de culoare adesea maron sau chiar roşcat dat de hidroxizii de fier formaţi prin

oxidarea piritei. Oxidarea piritei şi a celorlalte sulfuri minerale sub acţiunea factorilor naturali

(aer, apă, microorganisme), produce şi o acidulare a materialului, probele prelevate având pH-ul

cuprins între 2,5 şi 7,0. Există aşadar o accentuată variabilitate a pH-ului pe suprafaţa haldei,

ceea ce va avea cu siguranţă consecinţe ecologice extrem de importante. În ceea ce priveşte

formarea şi structurarea unui sol pe suprafaţa haldei, acest proces practic nu există decât prin

degradarea fizico-chimică şi granulometrică a materialului sub acţiunea factorilor atmosferici.

Rezultatele determinărilor fizico-chimice

În cazul apei de mină Câmpurele – mina Nistru, s-au efectuat determinări caracteristice

apelor acide de mină în tabelul nr.2 fiind prezentate principalele conţinuturi în impurificatori atât

pentru apa brută cât şi pentru cea epurată în staţie (prin metoda precipitării globale cu lapte de

var).

Pentru probele de sol recoltate s-au efectuat analize granulometrice, în tabelele 3 şi 4

fiind prezentate rezultatele acestora. În tabelele nr. 9 şi 10 sunt prezentate rezultatele analizelor

fizico-chimice efectuate asupra probelor de sol. S-au urmărit în principal determinarea

umidităţii, a compoziţiei în metale, a pH-ului, a sulfului sub formă de sulf total şi solubil, a

clorurilor şi a fosfaţilor.

Contribuții la protecția și ingineria mediului cu aplicații în zonele miniere afectate de scurgeri acide. Teza de abilitare. Oros Vasile, 2015

34

Tabel 9.

Rezultatele analizelor fizico-chimice efectuate asupra probelor de sol recoltate la suprafaţa haldei

Nr.

Parametru

UM

Proba numărul

crt. 1’ 2’ 3’ 4’ 5’ 6’ 7’ 8’ 9’ 10’ 11’ 12’ 13’ 14’

1. Umiditatea % 3 14 8 5 8 15 13 15 11 12 7 7 13 13

2. Ca mg/g 0,052 0,069 0,037 0,428 0,047 0,085 0,061 0,024 0,062 0,052 0,094 0,029 0,059 0,088

3. Cloruri mg/g 0,163 0,176 0,103 0,152 0,068 0,159 0,093 0,071 0,101 0,131 0,247 0,054 0,133 0,081

4. PH 6 3 3,5 7,5 3,5 3,5 3 3 6 3 6 3,5 3 3

5. Fe % 3,4 1,75 2,1 2,6 1,06 3,8 1,5 3,88 1,49 3,09 2,6 1,91 2,45 3,85

6. Cu % 0,005 0,22 0,009 0,02 0,009 0,03 0,03 0,006 0,013 0,17 0,08 0,08 0,25 0,004

7. Pb % 0,07 4,2 1,58 0,85 4,6 2,5 1,5 7,3 6,0 2,8 0,8 8,5 1,8 7,3

8. Zn % 0,067 0,068 0,025 0,027 0,081 0,037 0,068 0,02 0,051 0,037 0,045 0,065 0,03 0,03

9. 24SO solubil % 4,17 3,92 3,77 3,61 3,65 5,21 3,94 1,52 2,69 6,12 4,39 4,64 1,74 4,53

10. Sulf total % 1,5 2,2 2,4 1,9 2,3 2,1 2,7 2,0 2,8 3,05 2,2 1,4 2,3 2,0

11. 34PO % 2,3 2,5 2,5 2,7 2,4 2,5 2,7 2,4 2,1 2,8 2,2 2,6 2,3 2,1

12. Mn % urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme

Tabel 10

Rezultatele analizelor fizico-chimice efectuate asupra probelor de sol recoltate în adâncimea haldei

Nr.

Parametru

UM

Proba numărul

crt. 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

1. Umiditatea % 12 10 11 13 15 12 10 15 9 18 18 10 17 15

2. Ca mg/g 0,031 0,079 0,039 0,542 0,051 0,195 0,205 0,026 0,071 0,035 0,347 0,039 0,06 0,158

3. Cloruri mg/g 0,178 0,168 0,153 0,267 0,082 0,088 0,101 0,039 0,076 0,019 0,171 0,063 0,294 0,119

4. pH 6 3 3,5 7,5 3,5 3,5 3 3 6 3 6 3,5 3 3

5. Fe % 3,1 1,8 2,3 2,4 1,05 3,78 1,5 3,8 1,5 3,1 3,5 1,9 2,5 3,9

Contribuții la protecția și ingineria mediului cu aplicații în zonele miniere afectate de scurgeri acide. Teza de abilitare. Oros Vasile, 2015

35

6. Cu % 0,006 0,22 0,009 0,02 0,009 0,03 0,03 0,006 0,013 0,17 0,08 0,08 0,25 0,004

7. Pb % 0,07 4,2 1,58 0,85 4,6 2,5 1,5 7,3 6,8 8,8 0,8 8,5 1,8 7,3

8. Zn % 0,065 0,064 0,022 0,026 0,051 0,03 0,05 0,031 0,037 0,028 0,052 0,041 0,068 0,052

9. 24SO solubil % 5,36 8,39 7,69 4,68 5,84 4,54 13,06 6,43 11,88 3,24 8,93 15,88 6,78 8,92

10. Sulf total % 1,59 2,1 2,3 1,95 2,37 2,2 2,7 2,1 2,9 3,07 2,3 1,43 2,4 2,5

11. 34PO % 2,3 2,5 2,5 2,7 2,4 2,5 2,7 2,4 2,1 2,8 2,2 2,6 2,3 2,1

12. Mn % urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme urme

Tabel 11. Caracteristici fizice ale apei de mină Câmpurele la intrarea şi evacuarea din staţia de epurare prin tratare cu lapte de var

Nr.crt. Impurificatori UM La intrare La evacuare

1. pH - 3,5 7

2. Reziduu fix mg/L 4238 3678

3. Suspensii mg/L 284 22

4. Sulfaţi mg/L 2355 2253

5. Calciu mg/L 304 432

6. Cloruri mg/L 218 180

7. Cupru mg/L 2,2 -

8. Fier mg/L 379 urme

9. Zinc mg/L 119 16

10. Plumb mg/L 4,5 -



36



37

Observaţii şi analize mineralogice

Din materialul recoltat de pe halda de steril Câmpurele au fost selectate probe pentru

analize mineralogice. Astfel au fost efectuate analize de microscopie optică pe secţiuni subţiri

confecţionate din fragmentele de roci şi de minereu şi analize termice pe materialul pulverulent

prezent în mase fin granulare, constituind “liantul” fragmentelor nealterate. Rezultatele au fost

prezentate în raportul de cercetare al proiectului din anul 2000 (Oros et al., 2000).

Fragmentele de roci rămân în stare nealterată, prezintă dimensiuni reduse ca urmare a

mărunţirii blocurilor rezultate din procesul de extracţie. Mărunţirea s-a produs ca urmare a

contactului îndelungat dintre suprafeţele de contact (partea minerală solidă) şi fluidele exterioare

(apă, aer).

Fragmentele studiate sunt reprezentate prin roci sedimentare de tipul siltitelor argiloase

micacee (probele 7 şi 4), gresiilor subcuarţoase micacee cu slab caracter subarcozian (proba 10)

şi prin roci piroclastice de tipul tufurilor vitrocristaloclasitice grosiere (probele 5, 6, 8 şi 4).

Subordonat sunt prezente fragmente din minereu probele 6 şi 10).

Siltite - sunt roci fin granulare alcătuite predominant din minerale argiloase impregnate

cu microgranule de cuarţ şi cu paiete fine de muscovit. Fracţia argiloasă este de obicei

reprezentată prin caolinit, illit, montmorillonit. Gresiile sunt reprezentate prin varietatea

subcuarţoasă, micacee cu slab caracter subarcozian, caracter imprimat de prezenţa feldspaţilor

potasici şi plagioclazi în proporție de până la 25%. Feldspaţii sunt substituiţi de către sericit şi

minerale argiloase aproape în totalitate.

Rocile piroclastice sunt reprezentate prin tufuri grosiere alcătuite din cristaloclaste de

feldspaţi (amestecuri între NaAlSi3O8 şi CaAl2Si2O8) plagioclazi în totalitate substituite de

produse secundare; adular (KAlSi3O8), (ca rezultat al alteraţiei suferite în urma reacţiei cu

soluţiile hidrotermale), sericit KAl2[AlSi3O10] (OH)2 şi minerale argiloase reprezentate în special

prin caolinit Al2[Si2O5](OH)4 ( produse exogen).

Alterarea exogenă a feldspaţilor plagioclazi se realizează prin hidroliza ce s-a manifestat

cu intensităţi diferite, printr-o pierdere parţială a alcaliilor cu formarea de sericit

KAl2[(AlSi3O10)](OH)2 sau de illit K1-1,5 Al4[(Al1-1,5 Si7-6,5)O20](OH)4. Illitul fiind, din punct de

vedere chimic, intermediar între sericit şi caolinit, formarea caolinitului pe seama feldspaţilor se

realizează prin pierderea totală a bazelor sub formă de hidroxizi care sunt uşor solubili şi sunt

eliminați din arealul de argilizare. Reacţia de formare a caolinitului pe seama feldspaţilor fiind

următoarea:

Ca(Al2 Si2O8) +3H2O Al2 Si2O5 (OH)4 + Ca(OH)2

(feldspat) (caolinit)

KAl2 Si3O8+ 3 H2O Al2 Si2O5 (OH)4 + 4 SiO2 + 2 K (OH)

(feldspat) (caolinit)

De asemenea componentele minerale termice (de culoare închisã) a tufurilor,

reprezentate prin biotit, care conţine Fe, Mg şi K, prin alterare ca urmare a eliminării Fe sub

formă de hidroxid feric este acoperit de o pulbere fină opacă. Matricea acestor roci iniţial fiind o

cenuşă vulcanică, este în totalitate substituită de silice microcristalină, minerale argiloase şi

impregnată cu oxihidroxizi de Fe.



38

Fragmentele de minereu sunt reprezentate prin cuarţ filonian alcătuit dintr-un agregat

microcristalin de cuarţ cu un aspect poros impregnat cu rare cristale de pirită şi cu mase

pulverulente de oxihidroxizi de fier reprezentaţi prin goethit şi lepidocrocit FeOOH rezultaţi

prin oxidarea exogenã a piritei (FeS2).

2FeS2 + 7 O2 + 2 H2O 2 FeSO4 + 2H2SO4

(piritã ) ( sulfat feros)

6Fe SO4 + 5O2 + 3 H2O 2 Fe2 (SO4)3 + 2Fe (OH)3

( sulfat feric ) (hidroxid feric)

Fe2(SO4)3 + 6 H2O 2 Fe (OH)3 + 3 H2 SO4

(sulfat feric) (hidroxid feric)

Hidroxidul feric în mediu slab acid coagulează ca gel care, prin deshidratare, produce

FeO . OH

Masa cuarţoasă filoniană conţine cuiburi de minerale argiloase.

Analizele termice efectuate pe produsele de alterare rezultate prin procesele de

transformare a fragmentelor de roci şi de minereu din halda de steril, au pus în evidenţă prezenţa

caolinitului a illitului şi montmorillonitului. De asemenea a fost pusă în evidenţă şi prezenţa în

cantităţi variabile a oxihidroxizilor de Fe, care imprimă o coloraţie roşietică gălbui a probelor ce

le conţin (proba 5, 8). Prezenţa caolinitului Al4(Si4O10)(OH)8 este evidenţiată pe curbele

termice D.T.A. printr-un efect endotermic pronunţat marcând eliminarea apei oxihidrilice la o

temperatură de 5600C. Această temperatură de eliminare a apei oxidrilice este specifică pentru

caolinitul mai slab cristalizat. Acestui efect îi corespunde o pierdere în greutate cuprinsă între

3,57 % - 5,95 %. Pe baza pierderii în greutate a caolinitului TG, s-a calculat cantitatea de caolinit

prezentă în probe care variază între 25%- 42,5% (în probele 5 şi 6). Absenţa efectului puternic

exotermic de pe curba DTA specific reorganizării structurale a caolinitului, cu creşterea

temperaturii, sugerează gradul scăzut de cristalizare a acestuia sau prezenţa K+ şi a Na

+ care

întârzie reorganizarea caolinitului. In amestec cu caolinit este prezent illitul evidenţiat pe curba

DTA printr-un efect endotermic mic în jurul temperaturii de 720oC şi 920

0C datorate pierderii

hidroxizilor însoţite de o pierdere de masă de până la 2,90%.

Cantitatea de illit din probe în amestec cu caolinit este de aproximativ 60%. Prezenţa

efectului endotermic mai pronunţat în proba 6, care apare la temperatura de 1450C pe curba

DTA însoţit şi de o pierdere de masă pe curba TG de 2,3 % este specific montmorillonitului şi

este cauzat de eliminarea apei de adsorbţie.

Toate probele analizate conţin pirită, o caracteristică pentru pirită fiind efectul exotermic

pe curba DTA ce apare la temperaturi de 4600C, cauzat de reacţia de oxidare. De asemenea este

pusă în evidenţă prezenţa hidroxizilor de fier prin efectul endotermic pe curba DTA, cauzat de

eliminarea grupelor OH, la temperatura de 4000C.

Determinări microbiologice

Pentru a urmări acţiunea geomicrobiologică în timp, în două etape s-a procedat la

efectuarea a două seturi de determinări microbiologice din materialul solid prelevat în probele

prezentate anterior. Scopul acestor determinări a fost în principal de a stabili numărul

(concentraţia) total de bacterii şi de a stabili calitativ tipurile de bacterii autolitotrofe prezente în

probe. În prima etapă nu s-au efectuat determinări pentru bacteriile heterotrofe, întrucât acestea

se găsesc în număr nesemnificativ pentru procesele care se urmăresc.



39

Determinările s-au efectuat din diluţii în serie realizate cu material din probele prelevate,

iar din aceste diluţii s-au efectuat numărători directe sub microscop şi însămânţări pe medii

nutritive minerale adecvate.

Diluţiile în serie s-au realizat pornind de la 1g de material solid (steril de mină ) din

probe de pe haldă, peste care s-au adăugat 9 ml apă distilată, iar după o agitare puternică timp de

5 minute s-au prelevat 1 ml de suspensie şi s-au introdus într-o a doua eprubetă în care existau 9

ml apă distilată. S-au realizat astfel primele două diluţii, 10-1

şi respectiv 10-2

, dintr-o serie de

zece diluţii. S-a continuat în acelaşi fel, după o agitare de 5 minute s-a prelevat cu o pipetă sterilă

1 ml din diluţia a doua şi s-a introdus în eprubeta a treia în care existau 9 ml apă distilată

realizându-se a treia diluţie (10-3

). S-au realizat în această manieră 10 diluţii în serie. Pentru

fiecare probă s-au efectuat câte patru serii paralele de asemenea diluţii.

Din toate diluţiile astfel realizate, s-au efectuat însămânţări pe medii de cultură 9K

(Silverman şi Lundgren) cu sulfat feros ori cu tiosulfat de sodiu în calitate de unică sursă de

energie.

Mediul 9K conţine următoarele săruri minerale:

-sulfat de amoniu 3 g/L;

-sulfat de magneziu 0,5 g/L;

-fosfat biacid de potasiu 0,5 g/L;

-clorură de potasiu 0,1 g/L;

-azotat de amoniu 0,01 g/L.

La acestea s-a adăugat sulfat feros 44,5 g/L pentru mediul 9K cu sulfat feros, care s-a

utilizat ca mediu selectiv pentru determinarea bacteriilor Thiobacillus ferrooxidans, pH-ul

mediului fiind ajustat cu acid sulfuric la valoarea 2,5. Pentru determinarea bacteriilor

Thiobacillus thiooxidans s-a utilizat mediu 9K cu tiosulfat, adăugându-se la soluţia de săruri

prezentată mai sus, în loc de sulfat feros, tiosulfat de sodiu 10 g/l, cu pH-ul ajustat la 3,0-3,5 cu

acid sulfuric.

Însămânţarea s-a efectuat cu 1 ml din diluţia corespunzătoare, care s-a adăugat la 9 ml

mediu de cultură. Seriile de eprubete astfel însămânţate au fost puse la incubat în termostat la

35oC, controlându-se dezvoltarea bacteriilor la 7 zile şi la 14 zile de incubare. Dezvoltarea

acestora s-a apreciat macroscopic prin apariţia culorii galben-roşcat spre cărămiziu datorită

oxidării fierului bivalent cu formarea de sulfat feric în cazul existenţei bacteriilor Thiobacillus

ferrooxidans, iar în cazul bacteriilor Thiobacillus thiooxidans dezvoltarea s-a apreciat prin

scăderea pH-ului mediului de cultură datorită formării acidului sulfuric prin oxidarea

tiosulfatului.

Rezultatele obţinute, respectiv diluţiile cu dezvoltare şi fără dezvoltarea bacteriilor au

fost prelucrate statistic după metoda numărului cel mai probabil, obţinându-se în final rezultatele

care se prezintă în tabelul 12.

Din unele diluţii, apreciate ca fiind adecvate, s-au efectut şi numărători directe ale

bacteriilor sub microscop. Aceste numărători s-au efectuat în celula de numărare Burker-Turk cu

obiectivul de 40. Rezultatele obţinute sunt orientative şi s-au prelucrat prin comparaţie cu cele

obţinute la însămânţărea pe diluţii în serie.

Rezultatele determinărilor pentru Thiobacillus thiooxidans efectuate pe mediu 9K cu

tiosulfat au arătat valori superioare cu un ordin de mărime, însă ele arată în realitate numărul

total al tiobacililor fier-oxidanţi şi sulf-oxidanţi.



40

Tabel 12. Rezultatele determinărilor concentraţiei de bacterii Thiobacillus ferrooxidans în

probele de steril di halda Cîmpurele.

Proba Tipul de material Nr. Bacterii/gram

1 steril din profunzime 2,8 x103

1’ steril superficial 2,2 x 103

2 steril din profunzime 7,2 x 105


























Concluzii

În urma investigaţiilor efectuate rezultă că halda de steril Cîmpurele este formată dintr-un

material steril în amestec cu materiale de rocă mineralizată ce conţin sulfuri minerale de fier,

cupru, plumb şi zinc. Materialul steril este într-un avansat stadiu de degradare mineralogică,

fizico-chimică, mecanică şi granulometrică, iar sulfurile minerale au intrat într-un proces de

oxidare.

Practic nu există nici o structurare a solului şi nici o activitate microbiologică alta decât

aceea a bacteriilor autotrofe (Thiobacillus ferrooxidans, Thiobacillus thiooxidans, Thiobacillus

thioparus) care oxidează sulfurile minerale şi fierul bivalent.

Cu toate acestea, s-a observat o lizieră formată la interfaţa dintre haldă şi pădurea de fag,

lizieră formată în special din mesteceni tineri, carpen, mur, care împreună cu frunzarul adus de

vânt pe suprafaţa haldei şi cu seminţele diseminate de vânt pot constitui factorii primari ai unui

proces de colonizare a vegetaţiei. În special frunzele aduse de vânt, reprezintă primul aport de

materie organică pe suprafaţa solului mineral şi formează insule de acumulare de astfel de



41

materie organică ce poate constitui prin descompunere, sursa de substanţe nutritive pentru

instalarea vegetaţiei şi apoi pentru procesele microbiologice de reciclare a acestora.

Rezultatele analizelor chimice privind conţinuturile de metale (Fe, Cu, Zn, Mn, etc), arată

diferențe mari de la o zonă la alta a haldei, conţinuturile de sulf în sulfaţi şi în sulfuri dau de

asemenea o imagine a variabilităţii de la o zonă la alta a haldei, însă toate arată că halda

reprezintă un areal inospitalier pentru vegetație, conținând aciditate şi metale toxice vehiculabile.

Toate aceste rezultate formează o primă investigare a terenului şi baza pentru cercetările

viitoare. Se vor continua investigaţiile şi probările pentru a urmări evoluţia în timp şi în spaţiu a

parametrilor cercetaţi.

De asemenea, în continuarea cercetărilor se va trece la experimentări în laborator cu

urmărirea evoluţiei proceselor de solificare, cu experimentarea adaptării unor specii vegetale pe

materialul din haldă şi se va urmări în teren influenţa acestei halde asupra ecosistemelor din jur.

Studiul posibilităţilor de reabilitare ecologică a unor halde de sterile miniere de la

exploatarea minereurilor neferoase

Prin activitatea de exploatare a minereurilor de metale neferoase se extrag din subteran

sau din cariere (exploatări miniere la suprafaţă) cantităţi mari de material din care doar o mică

fracţie reprezintă componenţii utili. Cea mai mare parte (de regulă peste 95%) este roca neutilă

sau "sterilul". Roca sterilă provenită din lucrări miniere realizate înafara corpului de

mineralizaţie (lucrări de deschidere, galerii de acces, puţuri de extracţie sau de aeraj, camere

pentru utilaje, etc.) formează sterilul de mină şi se depozitează în halde amplasate de regulă la

distanţe cât mai mici de gura minei. Pe lângă acestea, se mai extrag, adesea, cantităţi mari de

materiale cu conţinuturi de metale scăzute, sub limita posibilităţilor de prelucrare eficientă,

provenite din zonele marginale ale zăcămintelor, cu impregnaţii sărace de mineralizaţie utilă.

Acestea se depozitează, fie în amestec cu rocile sterile, fie separat, în haldele de steril de mină.

În zona Baia Mare, ca urmare a activităţii de exploatare şi prelucrare a minereurilor de

metale neferoase şi auro-argentifere, de-a lungul timpului s-au format un număr mare de halde

de sterile de mină şi iazuri de decantare sau halde de steril de flotaţie. Astfel, în evidenţa

Agenţiei de Protecţia Mediului există numai pentru zona minieră Baia Mare (exploatările

miniere Ilba, Nistru, Săsar, Herja, Baia Sprie, Şuior, Cavnic, Băiuţ şi explorările IPEG) un

număr de 60 halde de steril de mină cu un volum de peste 2,3 milioane metri cubi şi o suprafaţă

totală de peste 44 hectare de teren ocupat. Pe lângă acestea mai există un număr de 10 iazuri de

decantare şi halde de steril de flotaţie de mărimi diferite, care cuprind volume de materiale

depozitate şi suprafeţe ocupate foarte importante (Oros și Moiș, 2001).

Haldele de steril de mină sunt formate din material grosier, fragmente de roci, care

adesea prezintă conţinuturi variabile de minerale metalifere. Specifice pentru minereurile

neferoase sunt sulfurile de fier, cupru, plumb şi zinc, iar ca metale însoţitoare sunt adesea

prezente manganul, cadmiul, arsenul, molibdenul, wolframul, stibiul, aurul şi argintul.

Aceste materiale sunt expuse factorilor atmosferici şi suferă o serie de transformări

chimice şi procese fizice de degradare în timp. Dintre acestea, cele mai evidente pentru rocile de

bază sunt procesele de argilizare însoţite de dezagregarea granulometrică cu efecte de tasare şi

impermeabilizare a straturilor superficiale, iar pentru sulfurile minerale sunt procesele de oxidare



42

sub acţiunea oxigenului şi umidităţii din aer şi sub acţiunea catalizatoare a bacteriilor autotrofe

fier-oxidante şi sulf-oxidante.

Din punct de vedere fizic, sterilul din haldele de mină este un amestec complex de piese

sau granule grosiere, majoritatea fiind peste 5 cm diametru, textura materialului fiind aceea a

unui pietriş. Aceasta conferă haldelor o anumită stabilitate dar, capacitatea de reţinere a apei este

foarte scăzută. Datorită metodelor de haldare prin înaintare cu depunere de pe muchia taluzului,

materialul depus se autoclasează, ceea ce conduce la acumularea materialului grob la baza haldei

şi acumularea materialului fin în stratul superficial (de sus) al haldei. Circulaţia maşinilor grele

de transport peste acest material fin de pe suprafaţa haldei duce la tasarea acestui material şi la

crearea unui strat superficial impermeabil. Colmatarea suprafeţei haldei, băltirea apei şi

scurgerea pe suprafaţă a apelor de precipitaţii sunt rezultatul acestui fenomen. Argilizarea rocilor

în timp, nu face altceva decât să accentueze colmatarea şi impermeabilizarea suprafeţelor.

Din punct de vedere al nutrienţilor, întotdeauna sterilul de mină de la exploatarea

minereurilor neferoase este, practic, lipsit de azot, cel mai adesea deficitar în fosfor, iar în

privinţa altor nutrienţi (K, Ca, etc.), aceştia pot fi deficitari sau pot fi prezenţi în rocile

constituente. Materia organică lipseşte, iar acumularea ei în timp este puternic limitată prin

limitarea activităţilor microbiene datorită acidităţii şi toxicităţii ionilor metalici.

Drept rezultat al proceselor şi fenomenelor prezentate mai sus, foarte multe halde de

steril de mină formează medii total inospitaliere pentru instalarea plantelor, de aceea ele au

rămas golaşe chiar după perioade de mai multe zeci de ani. Expuse la eroziune şi la procesele

naturale de oxidare, ele reprezintă surse de poluare şi de risc pe termen lung pentru mediu şi

chiar pentru comunităţile umane din zonele respective.

Cu toate acestea, pe unele halde miniere vechi se pot găsi instalate unele plante tolerante

faţă de metale (metalofite) precum şi plante tolerante faţă de aciditate (plante acidofile). Acestea

pot prezenta adaptări specifice (toleranţă faţă de un anumit metal) sau nespecifice (toleranţă faţă

de metale în general). Cunoaşterea acestor plante, multiplicarea şi selecţia lor poate fi de un real

ajutor în activitatea de recultivare şi înierbare a haldelor miniere şi de reabilitare ecologică a

zonelor respective.

Acoperirea cu vegetaţie reprezintă metoda cea mai economică şi totodată cea mai

acceptabilă ecologic pentru stabilizarea şi remedierea terenurilor degradate, în general, şi

implicit pentru stabilizarea haldelor miniere, diminuarea poluării şi reabilitarea zonei. Ţinta

oricărei reabilitări este realizarea unui ecosistem cu o autoîntreţinere robustă. Instalarea

vegetaţiei şi întreţinerea ei este o etapă decisivă în această acţiune şi de ea depinde reuşita

întregii acţiuni de reabilitare.

În majoritatea cazurilor de reabilitare a unor halde de steril de mină, formarea unui covor

vegetal ierbos constituie, fie ţinta finală, fie o etapă intermediară pentru atingerea ţelului final

care poate fi o pădure, un parc, un teren de sport sau de agrement. Este nerealist să ne propunem

pentru asemenea halde obţinerea unor terenuri productive agricole sau de păşunat, întrucât ele nu

vor realiza o producţie eficientă şi vor prezenta constrângeri în privinţa consumului producţiei

vegetale datorită conţinuturilor de metale grele ce se acumulează în ţesuturile vegetale.

Am efectuat încercări de laborator pentru a stabili posibilitatea instalării plantelor

ierboase pe materialul din halda de steril de mină de la Câmpurele. Materialul este prezentat

anterior, în teste am utilizat o probă mixtă recoltată de pe haldă.



43

Analizele pedologice ale sterilului de halda Cîmpurele (efectuate de OSPA Maramures)

arată următoarele conţinuturi pHH2O = 3,15: Al 1,91 me/100g sol; Ah = 5,46 me/100 g sol; Sb =

1,19 me/100 g sol; VAh = 17,9 %; humus 0,34 %; N = 0,017 %; P-AL = 12 ppm; K-AL = 70

ppm. Textural materialul este un pietriș nisipos (64% fracția +2,5 mm, 28% fracția 0,2-2,5 mm,

8% material mai fin).

Incercările de laborator au urmărit stabilirea unor modalităţi de ameliorare a materialului

din haldă pentru instalarea şi creşterea unor plante cu rol de protecţie şi stabilizare a suprafeţei

haldei şi de reducere a proceselor geomicrobiologice poluante.

Metoda a constat în principal în tratarea probei de steril cu un agent de neutralizare în

vederea creării unui pH minim necesar pentru dezvoltarea vegetaţiei. Pe sterilul astfel tratat s-au

realizat teste pentru germinarea şi creşterea plantelor de Lolium perenne.

Metoda de testare a fost aceea de însămânţare în ghivece a unui număr stabilit de seminţe

(după ce sterilul din aceste ghivece a fost tratat cu un agent de neutralizare), menţinerea

ghivecelor la lumină naturală în laborator cu păstrarea umidităţii la capacitatea de câmp, prin

udări periodice cu apă distilată în funcţie de necesitate.

S-au pregătit un număr de 7 variante de compoziţie: material steril + agent de

neutralizare ameliorare + seminţe. Într-o serie de experimentări s-au pregătit șapte variante

conform tabelului nr.13, utilizând ca agenţi de neutralizare varul, calcarul, dolomitul, bentonita

şi tuf vulcanic zeolitic. Fiecare variantă a fost testată în două replicate identice.

Tabel 13. Variantele experimentale de tratare a materialului de haldă şi de creştere a plantelor

de Lolium perenne.

Nr.crt. Varianta Steril (kg)

*(Sol)

Agent de neutralizare (g) Nr. seminţe de

Lolium perenne

1. Martor 2,5 - - 25

2. Tratat cu var 2,5 var 6,25 25

3. Tratat cu calcar 2,5 calcar 12,50 25

4. Tratat cu bentonit 2,5 bentonit 12,50 25

5. Tratat cu tuf 2,5 tuf zeolitic 125 25

6. Martor sol de pădure 2,5* - - 25

7. Tratat cu dolomit 2,5 dolomit 12,5 25

La variantele experimentale din tabelul 13 s-au urmărit pH-ul determinat din lichidul

scurs din materialul udat (sub ghiveci), numărul de seminţe germinate şi creşterea plantelor.

Aceasta din urmă s-a verificat prin măsurarea înălţimii şi masei plantelor după tăierile periodice.

Rezultatele sunt prezentate in figurile nr. 7, 8 şi 9.



44

Din rezultatele obţinute se constată că pe sterilul de mină netratat, seminţele nu au putut

germina. La fel şi în cazul compozițiilor steril + bentonit şi, respectiv, steril + tuf vulcanic.

Explicaţia acestui rezultat constă nu numai în pH-ul mai scăzut al materialului, care ar fi trebuit

conform unor teste anterioare de germinaţie să permită germinaţia a 30-50 % din seminţe, ci

probabil germinaţia este inhibată de produşii dizolvaţi din sterilul de mină în condiţiile unui pH

scăzut. Germinarea cea mai bună s-a constatat la varianta martor cu sol de pădure (80%), la

varianta cu var (70 %) şi la cea cu dolomit (68 %), în timp ce la varianta cu carbonat au răsărit

40 %.

În fig. 8 este prezentată înălţimea medie a plantelor la tăierea întâia şi în mod

surprinzător, rezultatele cele mai mari sunt la varianta cu var 17,5 cm şi 13,5 cm, iar rezultatele

cele mai mici la varianta martor cu sol de pădure (7 cm). În schimb, la a doua recoltare înălţimea

cea mai mare se înregistrează la varianta martor (15 cm) iar la celelalte trei variante diferenţele

dintre ele sunt relativ mici (între 11-12 cm).

0

10

20

1 2 3 4 5 6 7

Sem

inte

germ

inate

Variante

Fig. 7. Germinarea semintelor de Lolium perenne pe sterilul din halda Campurele cu

diferite adaosuri

taiere I

taiere III 0

10

20

1 2 3 4 5 6 7

Numar

taieri

Val

ori

med

ii

Variante

Fig.8. Inaltimea medie a plantelor de Lolium

perenne in variantele experimentale pe sterilul

Campurele.



45

In fig. 9 sunt prezentate rezultatele determinărilor masei medii a plantelor după fiecare

tăiere. Din rezultatele medii ale celor patru recoltări se poate constata că la prima tăiere plantele

de la varianta cu var sunt mult mai viguroase decât la toate celelalte variante, în schimb la

următoarele tăieri rezultatul se inversează aproape, masa plantelor din această variantă scăzând

progresiv. Rezultatul invers se înregistrează la varianta cu calcar unde la prima tăiere plantele

sunt firave, dar ele câştigă în vigoare progresiv la următoarele tăieri. Creşteri progresive, dar mai

puţin evidente se realizează şi la variantele cu sol de pădure şi cu dolomit. Evoluţia diferită a

plantelor la variantele cu var şi cu calcar se poate explica prin acţiunea imediată a varului in

ameliorarea pH-ului dar cu durata mai scazută a actiunii de neutralizare şi cu formarea de

aciditate care continuă, în schimb calcarul are o acţiune de neutralizare mai lentă dar de durată

care duce la evoluţia favorabilă a plantelor în timp îndelungat.

Rezultatele cumulate prezentate în fig. 9b, arată clar că varianta cea mai favorabilă de

tratare a sterilului pentru plantele de Lolium perenne este adaosul de calcar, plantele din această

variantă fiind mai bine dezvoltate chiar decât în solul de pădure din apropierea haldei. In

taiere I

taiere III

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

1 2 3 4 5 6 7

Valo

ri m

ed

ii

Variante

Fig. 9a. Biomasa uscată, valori medii la cele 4 taieri [ rezultate in g/plante].

taiere I

taiere II

taiere III

taiere IV

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0.3

1 2 3 4 5 6 7

Valo

ri m

ed

ii

Varianta

Fig. 9b. masa verde, valori medii, cumulat (rezultate in g/plante).



46

variantele cu adaos de var sau de dolomit rezultatele finale sunt apropiate, puţin mai slabe decât

la varianta martor cu sol de pădure.

Concluzii:

Din rezultatele investigaţiilor în teren şi experimentărilor din laborator efectuate pe

sterilul din halda de mină Câmpurele - Băiţa (mina Nistru) se pot formula următoarele concluzii:

Halda este cvasilipsită de vegetaţie şi supusă fenomenelor de eroziune cu posibile

efecte de vehiculare a unei părţi din materialul depozitat;

Materialul haldat este în plin proces de degradare mineralogică şi de oxidare

bacteriano-chimică a sulfurilor minerale. Efectul este degradarea granulometrică,

argilizarea, compactarea şi impermeabilizarea suprafeţei, acidularea şi eliberarea de

ioni metalici toxici. Vehicularea acestora cu apele de şiroire conduce la poluarea apei

din pârâul Valea Roşie.

Datorită acidităţii si elementelor toxice conţinute, sterilul este impropriu pentru

germinarea seminţelor de graminee (Lolium perenne) şi instalarea naturală a

vegetaţiei este extrem de dificilă;

Tratarea sterilului cu materiale minerale consumatoare de acid (var, carbonat,

dolomit) creează condiţiile necesare pentru germinarea seminţelor şi creşterea

plantelor de Lolium perenne. Dintre acestea, varul are o acţiune mai puternic

favorabilă pe termen scurt, însă pe termen lung carbonatul dă rezultate mai bune

pentru instalarea vegetaţiei.

Adaosul de bentonit sau de tuf vulcanic fără alte materiale neutralizante nu au condus

la rezultate favorabile. Este necesară cercetarea efectului acestora în combinaţie cu

materialele consumatoare de acid.

B 1.1.3.2. Cercetări pentru reabilitarea ecologică prin fitoremediere a unei halde de steril

de flotație

Cercetările s-au efectuat în cadrul unui proiect național de cercetare la care am participat

ca membru într-un colectiv larg, iar rezultatele le-am valorificat printr-o lucrare publicată ISI și

alte câteva lucrări în reviste BDI. De asemenea, am publicat o carte de specialitate pe acest

domeniu.

Proiectul AMSREI (Monitoring of soil microbiota action in order to use it for ecological

rehabilitation of tailing ponds). Perioada: 2008 – 2010, director: şef lucrări dr. Monica Marian.

Sursa de finantare: CNMP in cadrul PNCDI 2. Parteneri: Universitatea de Nord Baia Mare,

Universitatea din Oradea, Statiunea de Cercetari Agricole Livada Satu Mare. Membru în echipa

de cercetare – responsabil pentru activitatea de determinare a populaţiei microbiene din rizosfere.

Oros V., Coman M., Marian M., Mihaly G. L., Mihaly A.. Preliminary investigation

aimed to ecological reclaiming by phytoremediation of a large flotation tailing dump in

Baia Mare mining area. Environmental Engineering and Management Journal, July-

August 2009, vol. 8, nr 4

Oros V. Reabilitarea ecologica a siturilor degradate industrial. Editura Universitatii




47

Iazul de decantare Bozânta este o haldă provenită din prelucrarea prin flotație a

minereurilor de metale neferoase și prețioase și este localizat la 5 km de Baia Mare în apropierea

satului Săsar. Actualmente iazul est închis, este în conservare în vederea reabilitării. Reabilitarea

lui este necesară datorită riscurilor pentru mediul și pentru sănătatea populației din vecinătăți. Se

cunoaște că materialul fin provenit ca steril de la flotația minereurilor de metale neferoase și

prețioase este foarte dificil din punct de vedere al reabilitării ecologice (Harris et al., 1996;

Richards et al., 1993; Young et al., 1997). Este dificil sau aproape imposibil să se instaleze orice

vegetație pe un astfel de material steril, astfel iazurile vechi rămân ca mici zone deșertice expuse

la procese de eroziune și deflație (Oros, 2002). Eroziunea avansată poate conduce la scăderea

stabilității cu riscuri pentru dezastre ecologice precum ruperea iazului cu importante scurgeri de

materiale contaminate și chiar cu distrugeri materiale și victime omenești.

Materialul investigat este sterilul de flotaţie de pe iazul Bozânta (zona iazului vechi) care

a fost supus mai multor încercări de acoperire cu vegetaţie. Ce reprezintă în momentul actual

acest material?

Materialul investigat nu poate fi asimilat cu „un sol adevărat” în accepţiunea pedologică,

agronomică sau biologică a termenului. Nici cu un sol tehnogen nu poate fi asimilat

deoarece nu s-au efectuat lucrări tehnice speciale pentru transformarea sa în sol printr-o

tehnică bine definită şi riguros aplicată. Totuşi, materialul poate fi considerat, în opinia

noastră, ca un protosol sau un material mineral de origine din flotaţia minereurilor

metalifere neferoase şi auro-argentifere, cu elemente primare de solificare datorate

vechimii sale (circa 20 ani) precum şi influenţelor aduse de repetate plantări de puieţi de

specii arboricole (salcâm, pin, salcie, plop) şi însămânţărilor de graminee.

Materialul investigat prezintă însă numeroase caracteristici restrictive pentru procesul de

solificare. Acestea se datorează, în principal, prezenţei unor sulfuri minerale metalifere şi

proceselor de oxidare naturală a sulfurilor cu eliberarea de metale toxice şi de aciditate.

Absenţa nutrienţilor (în special azot) şi a materiei organice, lipsa de structură, capacitatea

slabă de reţinere a apei, fac ca acest material să poată fi considerat ca un material mineral

din categoria deşeuri miniere (în speţă – steril de flotaţie).

S-au efectuat cercetările preliminare pentru partea veche a iazului Bozânta din punct de

vedere al indicatorilor meteorologici și climatologici, apoi s-au plantat puieți de stejar,

mesteacăn, plop și salcie. S-au monitorizat puieții și sau făcut măsurători privind creșterea lor în

înălțime și în grosime și s-au înregistrat pierderile prin uscare și prin vandalism. Pe de altă parte

s-au efectuat cercetări privind microflora instalată în materialul steril (considerat protosol) și în

rizosfera puieților instalați pe iaz.

Măsurătorile privind temperatura și umiditatea relativă a aerului, viteza vântului,

precipitațiile și temperatura solului au fost efectuate pe parcursul perioadei de vegetație 2008

pentru a studia microclimatul din zona iazului prin comparație cu datele meteorologice de la

stațiile din regiune. Temperatura aerului înregistrată în punctele de pe haldă s-a dovedit a fi mai

mare cu 1-2 0C decât cele înregistrate la baza haldei pe malul râului Săsar. În luna iunie s-au

înregistrat temperaturi excesive dar acestea au fost specifice pentru toată regiunea și pentru anul

respectiv. Față de temperatura medie multianuală s-au înregistrat valori mai ridicate și

amplitudini mei mari de variație.

Din punct de vedere pluviometric s-a înregistrat o alternanță evidentă între perioade

scurte cu precipitații intense tip „aversă de ploaie” și perioade mai lungi fără precipitații. Viteza

vântului pe digul și pe plaja iazului este mai mare decât la baza acestuia, valorile maxime fiind



48

înregistrate pe versantul nord-estic. Uneori curenții mai puternici de aer uscat produc fenomene

de deflație cu vehicularea unui nor de praf de pe suprafața iazului. Umiditatea relativă a aerului a

înregistrat abateri negative datorită temperaturilor ridicate, dar pe malul râului Săsar s-au

menținut valori mai ridicate cu 1-2 procente decât pe sit. Acest lucru este normal ținând cont de

geomorfologia locului. Măsurătorile temperaturii solului s-au făcut la 5 cm și la 10 cm

adâncime. Rezultatele indică o temperatură mai mare cu câteva zecimi de grad la 10 cm decât la

suprafață, cu excepția zilelor când temperatura aerului a fost episodic foarte ridicată.

Plantarea puieților s-a făcut direct în materialul de pe taluzul iazului fără nici un adaos de

sol vegetal sau fertilizatori. Acțiunea de plantare s-a realizat în luna martie într-o perioadă cu

umiditate suficientă pentru prinderea lor. În acest fel au fost plantați 150 puieți de mesteacăn, 75

stejari, 30 puieți de plop și 20 de salcie. În plus, într-o acțiune separată s-au mai plantat 25 puieți

de cătină. Puieții au fost monitorizați pe parcursul sezoanelor 2008 și 2009 prin măsurători ale

înălțimii, diametrului, mortalității și alte observații.

Pe lângă aceștia, s-au plantat câțiva puieți în laborator în ghivece cu steril din iaz pentru o

monitorizare comparativă cu măsurători și observații mai frecvente.

Rezultatele privind pierderile prin uscare, vandalism sau datorită animalelor sunt

prezentate în tabelul nr. 14. În primul an pierderile cele mai mari au fost la stejar (46%), dar unii

puieți s-au regenerat și în final pierderile au fost de 36%. Urmează plopul cu o rată de mortalitate

40% dar după regenerarea unor puieți ajunge la 30%. Mesteacănul are pierderi de 22% iar salcia

5%. În al doilea a an s-a înregistrat o perioadă de secetă excesivă și o creștere a mortalității prin

uscare. Cea mai mare rată a mortalității a fost la plop (până la 60%) urmat de stejar (58%) iar

pentru mesteacăn și salcie rata mortalității a fost 34-35 %.

Tabel 14. Rata pierderilor prin uscare și vandalism

Specii/durata de timp Stejar Mesteacăn Plop Salcie

După 3 luni 10/50 (20%) 33/150 (22%) 8/30 (27%) 0/20 (0%)

După 5,5 luni 23/50 (46%) 33/150 (22%) 12/30 (40%) 2/20 (10%)

După 8 luni 18/50 (36%) 33/150 (22%) 9/30 (30%) 1/20 (5%)

După 12 luni 18/50 (36%) 33/150 (22%) 13/30 (43%) 3/20 (15%)

După 15 luni 29/50 (58)% 51/150 (34%) 18/30 (60%) 7/20 (35%)

În tabelul nr. 15 sunt rezultatele medii ale creșterii în înălțime a puieților în cele două

sezoane de monitorizare. Ca observație pe parcursul monitorizării s-a constatat că creșterea este

importantă numai în prima parte a fiecărui sezon de vegetație după care creșterea în lungime este

slabă.

Tabel 15. Creșterea medie în înălțime a puieților pe iazul Bozânta

Specii Stejar Mesteacăn Plop Salcie

După plantare 10 cm 35 cm 40 cm 29 cm

După primul sezon 16,8 cm 48,1 cm 52,3 cm 39,1 cm

După al doilea sezon 20 cm 57,5 cm 58,3 cm 43,7 cm

Tabelul nr. 16 prezintă creșterea în grosime a puieților de pe iaz, măsurătorile fiind făcute

la 5 cm deasupra coletului. Creșterea este mai mică la salcie iar la celelalte specii se

înregistrează aproximativ dublarea grosimii după 2 ani.



49

Tabel 16. Creșterea medie în grosime (diametrul în mm) a puieților pe iazul Bozânta

Specii Stejar Mesteacăn Plop Salcie

După plantare 2,1 mm 3,8 mm 3,3 mm 8,0 mm

După 3 luni 2,5 mm 4,5 mm 4,0 mm 8,6 mm

După 5,5 luni 2,8 mm 4,8 mm 4,3 mm 8,9 mm

După 8 luni 3,0 mm 5,0 mm 4,5 mm 8,9 mm

După al doilea

sezon

4,2 mm 6,5 mm 5,9 mm 9,9 mm

În tabelul nr. 17 se prezintă pentru comparație rezultatele obținute în laborator pe trei

puieți de stejar și trei de mesteacăn. Plantele din laborator arată o creștere puțin mai mare decât

cele din iaz, aceasta se poate explica printr-un regim de udare normal, fără perioade de

uscăciune.

Table 17. Creșterea medie a puieților în laborator (cm)

Stejar Mesteacăn

Înălțime (cm) Diametru (mm) Înălțime (cm) Diametru (mm)

După plantare 8,2 4,3 42,8 4,0

După 3 luni 16,8 4,5 53,1 5,1

După 5,5 luni 15,9 4,7 61 5,3

După 8 luni 15,8 4,8 63 5,8

Rezultatele înregistrate după 2 ani de vegetație arată în primul rând faptul că majoritatea

puieților se pot instala pe iaz prin plantare fără adausuri de pământ vegetal sau fertilizatori, dacă

există suficientă umiditate. Mortalitatea crește brusc în perioada de secetă din vară, se pare că

lipsa de apă este principala cauză a pierderilor prin uscarea puieților. Aceasta se explică prin

capacitatea foarte slabă de reținere a apei pe care o are materialul din iaz. Toxicitatea

materialului steril poate fi considerată doar o cauză secundară a mortalității puieților, cel puțin în

primii doi ani de vegetație. Regenerarea unor puieți după uscare poate fi un argument în acest

sens.

INVESTIGAȚII MICROBIOLOGICE

Am efectuat determinări microbiologice pe probe de material din iaz din zona de

plantare a puieților. S-a utilizat metoda diluțiilor în serie pe un mediu nutritiv adecvat (lichid sau

solid) și determinarea numărului cel mai probabil. Pentru bacteriile heterotrofe diluțiile și

cultivarea s-a făcut pe mediu nutritiv Topping iar pentru bacteriile autotrofe s-a utilizat mediul

lichid Leathen cu sulfat feros și mediul Waksman cu thiosulfat. S-au obținut următoarele

rezultate din probele de sol (material din iaz) prelevate în perioada de vară.

Bacterii autotrofe fier-oxidante: 2,4 x 102 bacterii/g

Bacterii autotrofe sulf-oxidante: 7 x 102 bacterii/g

Bacterii heterotrofe: 1 x 106 bacterii/g

Fungi și actinomicete: 8,2 x 106 elemente/g

O altă serie de determinări microbiologice s-au efectuat în perioada rece pe probe

recoltate în luna februarie. De data aceasta s-a urmărit populația microbiană în zonele de

rizosferă comparativ cu zonele neinfluențate de rizosferă. În acest scop s-au prelevat probe de

material din rizosferă de la toate speciile de puieți monitorizați comparativ cu probe prelevate



50

din vecinătate (la câteva zeci ce cm de la rădăcini). Pentru micorize s-a prelevat 1g de rădăcini

micorizate și s-au spălat cu 10 mL de apă sterilă timp de 10 minute cu agitare ușoară. Suspensia

obținută a fost considerată ca prima diluție din serie (10-1

) și a fost utilizată pentru realizarea

următoarelor 9 diluții din seria zecimală. Din diluțiile 10-4

– 10-6

s-a prelevat 0,2 mL și s-au

inoculat plăci de mediu Topping solid. După 7 zile de incubare la temperatura camerei s-au

numărat coloniile și s-au analizat caracteristicile acestora. Rezultatele sunt prezentate în tabelul

nr. 18.

Tabel 18. Determinarea bacteriilor saprofite din probele de sol și micorize Probe Diluție Plăci Colonii de

bacterii Colonii de fungi

Nr de bacterii/gram de probă

Nr de fungi/gram de probă

Puieți de mesteacăn

-rizosferă 10-4 A 11 4 9,5 x 104 4,5 x 104

B 8 5

10-5

A 4 0 2.5 x 105

0,5 x 105

B 1 1

10-6 A 0 0 0 0,5 x 106

B 0 1

Puieți de mesteacăn

- sol 10-5 A 1 1 0,5 x 105 2 x 105

B 0 3

10-6 A 0 0 0,5 x 106 0

B 1 0 Puieți de salcie -

rizosferă

10-4 A 74 4 65,5 x 104 3 x 104

B 57 2

10-5 A 5 3 6 x 105 2,5 x 105

B 7 2

10-6 A 3 2 2,5 x 106 1,5 x 106

B 2 1

Puieți de salcie - sol 10-5 A 1 0 2 x 105 1,5 x 104

B 3 3

10-6 A 0 0 0,5 x 106 0

B 1 0 Puieți de plop -

rizosferă

10-4 A 2 2 2,5 x 104 1,5 x 104

B 3 1

10-5

A 0 + 2 act. 0 1 x 105

(2,5 x 105 act)

0

B 2 + 3 act. 0

10-6 A 1 + 3 act 0 0,5 x 106 (1,5 x 106 act)

0

B 0 0

Puieți de stejar -

rizosferă

10-4 A 45 4 27 x 104 5 x 104

B 9 6

10-5 A 10 2 5,5 x 105 1,5 x 105

B 1 1

10-6 A 2 1 1 x 106 0,5 x 106

B 0 0

Din rezultatele obținute se pot formula următoarele concluzii privind populațiile microbiene.

Numărul de bacterii în solul format de sterilul din iaz determinate din două probe

prelevate din zonele plantate cu puieți de mesteacăn și respectiv de salcie, este foarte

apropiat. Rezultatele indică 0,5 ÷ 5,0 x 105 bacterii/gram de probă din zona cu mesteacăn

și respectiv, 2 ÷ 5 x 105 bacterii/gram de probă din zona plantată cu salcie. Astfel, putem



51

stabili conținutul de bacterii saprofite din materialul din iaz în perioada de iarnă este

cuprins între 0,5 ÷ 5 x 105 bacterii/gram.

Rezultatele privind numărul de bacterii din micorizele celor 4 specii de puieți sunt după

cum urmează:

o 0,95 ÷ 2,5 x 105 bacterii/gram pentru rădăcinile puieților de mesteacăn;

o 6 ÷ 25 x 105 bacterii/gram pentru rădăcinile puieților de salcie;

o 0,25 ÷ 5 x 105 bacterii/gram pentru rădăcinile puieților de plop;

o 2,7 ÷ 10 x 105 bacterii/gram rădăcinile puieților de stejar.

Numărul bacteriilor pentru rădăcinile puieților de plop și de mesteacăn sunt practic

similare cu cele din probele de material fără micorize.

Pentru rădăcinile puieților de stejar și de salcie numărul bacteriilor este mai mare în

micorize decât în sterilul din iaz. Creșterea cea mai mare a numărului de bacterii este în

micorizele puieților de salcie (cu un ordin de mărime superior).

Rezultatele acestor analize nu sunt la fel de concludente pentru fungi ca pentru bacterii.

Aceasta deoarece pe plăci apar colonii provenite din fragmente de hife și din spori. De

aceea se determină numărul de elemente formatoare de colonii. Aceste depind de metoda

de spălare și de gradul de agitare (miceliul se rupe și fragmente de hife se eliberează în

suspensie). În plus, fungii bazidiomicete nu se dezvoltă ori se dezvoltă foarte slab pe

mediul Topping.

În scopul identificării grupelor de bacterii la care aparțin coloniile izolate s-au înregistrat

caracteristicile coloniilor și s-au efectuat observații microscopice pe preparate fixate și colorate.

Astfel s-au identificat șapte tipuri de colonii (și patru subtipuri) iar sub microscop majoritatea

celulelor au forma sferică (coci) iar unele au forma de bastonașe scurte formatoare de spori sau

neformatoare de spori. Astfel, majoritatea coloniilor au fost identificate ca aparținând genurilor

Micrococcus și Sarcina iar cele bacilare au fost identificate ca aparținând genurilor Bacillus și

Pseudomonas.

Concluzii

Iazul de decantare Bozânta este influențat din punct de vedere meteorologic de facori

locali precum valea râului Săsar, înălțimea haldei și lipsa de umiditate din perioadele secetoase

din vară-toamnă.

Materialul din iaz nu dispune de caracteristicile unui sol, nici chiar după 20 de ani de

încercări de instalare a vegetației pe iaz. Factorii cei mai restrictivi pentru vegetație sunt

capacitatea foarte slabă de reținere a apei (care conduce la uscăciune foarte mare în perioada de

secetă) și în al doilea rând toxicitatea datorată conținuturilor de metale grele și aciditatea.

Instalarea unor puieți arboricoli prin plantarea directă fără adaosuri de sol și fertilizatori

este posibilă, dar se înregistrează apoi pierderi semnificative prin uscare în perioada secetoasă a

sezonului de vară-toamnă. Pe termen scurt rezultate mai bune dau puieții de salcie și mesteacăn,

dar pe termen mai lung este posibilă și folosirea puieților de plop și de stejar.

Microflora din sol (materialul steril din iaz) este săracă. Micorizele se pot dezvolta dar

diferențele privind bogăția microflorei prin comparație cu materialul fără micorize sunt mai

degrabă mici. Diferențe semnificative s-au obținut numai pentru stejar și salcie care prezintă

microfloră mai bogată în zona micorizată.



52

Rezultatele obținute pot fi considerate ca încurajatoare pentru aclimatizarea unor specii

de arbori pentru instalarea lor pe iaz cu scopul remedierii ecologice în sensul fixării materialului,

al prevenirii poluării prin deflație și prin eroziune și al modificării pozitive a impactului vizual.



53

B.1.2. Cercetări ecotoxicologice legate de metalele grele și riscuri pentru

sănătate

B.1.2.1. CERCETĂRI ECOTOXICOLOGICE EFECTUATE PENTRU TOXICITATEA

METALELOR GRELE

Metalele grele din scurgerile acide reprezintă principalele surse de risc pentru mediu și

pentru sănătate în legătură cu siturile miniere, indifferent dacă acestea sunt în activitate, închise

și abandonate sau după reabilitare. De aceea, datele privind efectele ecotoxicologice ale

metalelor grele sunt extrem de utile și necesare pentru a fundamenta studiile de risc pentru

proiectele de reabilitare a siturilor miniere degradate.

În acest domeniu, am sintetizat conoștințele și datele din literatura de specialitate,

completate cu date experimentale proprii într-o carte publicată în 2011 (Oros V. Elemente de

ecotoxicologie si teste ecotoxicologice. RISOPRINT Cluj Napoca, 2011 ISBN: 978-973-53-

0692-2). Despre efectele toxice ale principalelor metale grele în mediu există o literatură de

specialitate vastă dar pentru fiecare caz în parte efctele pot fi specific legate de mediul natural

particular și de existența diferitelor metale în amestec și în concentrații diferite.

B.1.2.1.1. Ecotoxicologia cuprului și zincului

Cuprul și zincul sunt elemente esenţiale pentru organismele vii. În concentraţie foarte

mică ele sunt necesare pentru activităţile fiziologice ale celulelor vii, fiind elemente constitutive

ale unor enzime organo-metalice. În organism există enzime care conţin cupru, aşa sunt

enzimele care sunt implicate în producerea de melanină (pigment brun al pielii) şi în diverse

oxidaze (ex citocrom-oxidaza). De asemenea, cuprul joacă un rol foarte important în procesul de

incorporare a fierului în hemoglobină. De aceea, deficienţa de cupru poate să producă o anemie

datorată dificultăţilor de sinteză a hemoglobinei normale care conţine fier. În organismul uman

există peste 100 de enzime zinc-dependente (ex anhidraza carbonică din sânge și plămâni

responsabilă pentru schimbul de CO2 și acool-dehidrogenaza necesară pentru metabolizarea

alcoolului. Deficiența de zinc afectează creșterea la copii, produce erupții pe piele, căderea

părului, maturizare sexuală întârziată sau incompletă. Necesarul zilnic pentru om este estimat la

2 - 3 mg cupru și 12 – 14 mg zinc (Gad, 2005a, 2005b).

Proveniența în mediu. Cuprul și zincul sunt metale cu largi utilizări în tehnică și în alte

domenii legate de activitățile omului (conductori electrici de cupru, conducte pentru instalații de

apă și încălzire, în aparatura electronică, în construcții (tablă de cupru), acoperiri galvanice (tablă

zincată, țevi zincate) și în pigmenți pe baza de cupru sau de zinc. De asemenea, în special cuprul

este folosit ca fungicid pentru tratarea seminţelor, a plantelor sau ca algicid pentru tratarea

apelor.

Sursele naturale de emisii în aer sunt din eroziunea şi deflaţia de particule cu conţinut de

metale şi din activităţile vulcanice. Surse antropice de emisii în aer sunt, în principal, în

apropierea uzinelor de extracţie pirometalurgică a cuprului şi zincului sau a altor metale

neferoase (plumb) şi de prelucrare a acestor metale.

În soluri, cuprul și zincul există în mod natural în diferite concentrații funcție de zonă, de

tipul de sol și de sursele naturale de emisii. Astfel, solurile pot conține în mod natural cupru 20

mg/kg s.u. și 100 mg/kg s.u. zinc. Heijerinck et al. (2006) au stabilit media conţinuturilor de



54

cupru în solurile agricole din Uniunea Europeană ca fiind 31,1 mg/kg s.u. cu valorile minime

găsite în Belgia (16,1 mg/kg s.u.) şi maxima în Italia de nord (57,5 mg/kg s.u.). Reglementările

din România (Ordinul MAPPM 756/2007) prevăd pentru soluri valori considerate praguri de

alertă și praguri de intervenție (tabelul 19) luate în considerare în studiile de risc.

Tabel 19. Valorile prag pentru conținuturile principalelor metale grele în soluri (Ord.

756/2007) (mg/kg s.u.)

Metale Valori

normale

Praguri de alertă/tipuri de

folosință

Praguri de intervenție/tipuri de

folosință

Sensibile Mai puțin

sensibile

Sensibile Mai puțin

sensibile

Cu 20 100 250 200 500

Zn 100 300 700 600 1500

Cd 1 3 5 5 10

Pb 20 50 250 100 1000

Hg 0.1 1 4 2 10

Cr 30 100 300 300 600

Ni 20 75 200 150 500

Mn 900 1500 2000 2500 4000

Metalele ajunse în sol pe pot prezenta sub formă dizolvată în soluția solului, fixate pe

particulele de sol (fixate de materia organică sau de mineralele argiloase) sau, o parte se pot

transforma prin diferite reacții în alți compuși (hidroxizi, compuși organometalici).

Fixarea cuprului și zincului în soluri este relativ slabă (fixarea zincului mai slabă decât a

cuprului), de aceea zincul este considerat un metal mobil iar cuprul relativ mobil. Fixarea

metalelor depinde și de pH-ul solului și de compoziția sa, astfel solurile nisipoase fixează foarte

slab metalele iar solurile argiloase și bogate în materie organică fixează cel mai bine metalele.

Metalele din soluția solului și partea fixată slab sunt disponibile pentru a fi extrase de

către rădăcinile plantelor, ele pot ajunge în lanțurile trofice și pot produce efecte toxice. Aceasta

este partea biodisponibilă a metalelor din soluri și este responsabilă pentru efectele toxice.

În ape, cuprul și zincul pot ajunge prin deversările de ape reziduale contaminate din

activitățile industriale (electrochimie, acoperiri galvanice, hidrometalurgie, activități extractive,

fabricarea pigmenților) inclusiv din scurgerile acide din zonele miniere. De asemenea metalele

pot ajunge în ape prin antrenarea suspensiilor de soluri contaminate, a prafului contaminat depus

în zonele industriale sau urbane. Cuprul și zincul din ape sunt, în parte, dizolvate sub forma

ionică dar mare parte sunt fixate în sedimentele de nămol de pe fundul apelor. Între sedimente și

apă există un schimb permanent de metale prin procesele de redizolvare și precipitare. Aciditatea

apelor influențează foarte mult gradul de dizolvare a metalelor din sedimente. Metalele din

nămoluri nu sunt biodisponibile dacă sunt fixate puternic, dar ele pot fi biodisponibilizate prin

antrenarea sedimentelor în ape și prin consumul acestor sedimente de către organismele bentice

(scoici, pești bentici, etc.).

Toxicitatea cuprului și zincului pentru om și animale terestre

Cu toate că sunt elemente esențiale, cuprul și zincul în doze mari pot produce efecte

toxice la om și la animale. Astfel, expunerea acută prin ingestie de săruri de cupru produce

simptome toxice nespecifice precum gust rău metalic, greaţă, vomitare şi ulceraţii ale tubului



55

digestiv. În cazul unor expuneri acute prin inhalare, cuprul produce leziuni la nivelul plămânilor.

Ca mecanism de acţiune se consideră că cuprul reduce glutationul – un aminoacid necesar pentru

activitatea vitală a celulei, legându-se de grupările tiolice. De asemenea, cuprul se leagă în

metaltionină prin legături destul de puternice (se leagă mai puternic decât zincul sau cadmiul). În

felul acesta se acumulează în ficat.

Pentru organismul uman, cuprul este un oligoelement şi nu este toxic în concentraţii

foarte scăzute. Astfel în apa potabilă, deşi c.m.a. este 0,1 mg/l, datorită conductelor sau

robineţilor din cupru, concentraţia poate creşte peste această limită, fără ca apa să devină toxică.

Astfel se acceptă la instalațiile de distribuție din cupru conținuturi până la 2,0 mg/L (Legea

311/2004). La concentraţii mari apa are un gust rău metalic.

Doza minimă care a produs efecte toxice la om este 11 mg/kg. Intoxicaţii cronice s-au

semnalat la lucrătorii din viticultură după 3 - 15 ani de expunere la soluţii de zeamă Bordeleză

aplicată în tratarea viei. Acestea au condus la anemie. Doza zilnică acceptată pentru dieta

alimentară (ADI) este 900 µgCu/zi iar doza de referință pentru ingestia zilnică la om este 10

mg/zi (NSF, 2003).

La şobolani DL50 (oral) este 30 mg/kg. Prin injectare, toxicitatea este mult mai mare,

DL50 este 2 mg/kg la porcuşor de Guineea şi 4 mg/kg la iepure. Sulfatul de cupru a dovedit şi

efecte asupra dezvoltării la animale. Astfel, creşterea şobolanilor a fost întârziată dacă în dieta

lor s-a introdus 25 mg/kg sulfat de cupru. Oile care au lins sare cu conţinut de 5 - 9% sulfat de

cupru au arătat semne de lipsă de apetit, anemie şi modificări degenerative şi chiar moarte după

câteva zile de la expunere (EXTOXNET 2005). Doza minimă letală (DML) la porumbei este

1000 mg/kg iar la raţe 600 mg/kg. DL50 la raţele sălbatice tinere este de 2000 mgCu/kg,

administrat sub forma de zeamă bordeleză.

Zincul este mai puțin toxic decât cuprul. Excesul de zinc în organism interferază şi

afectează metabolismul fierului şi cuprului iar urmarea este o anemie cauzată de deficit de cupru

şi fier. Apa cu conţinut de peste 5 mg/l are gust astringent. Toxicitatea zincului creşte în prezenţa

altor metale (Cu, Cd) prin fenomene de sinergism.

La animale valoarea DL50 (la rozătoare cu administrare orală) este între 30 - 600 mg/kg.

Expunerea acută prin inhalare produce leziuni ale aparatului respirator şi edem pulmonar. La om

expunerile acute sunt extrem de rare. Expuneri industriale pe cale inhalatorie produc efecte după

4 - 6 ore sau după 24 - 48 de ore de la intoxicare (răceală, febră, transpiraţie, slăbiciune) (Gad,

2005b). Toxicitatea cronică nu este specifică dar poate produce o dereglare a raportului Cu/Zn

ceea ce produce anemia.

Toxicitatea pentru plantele terestre

Pentru plante cuprul este un element esenţial, necesar pentru creştere şi dezvoltare. În

mod normal se găseşte în ţesuturile vegetale în concentraţii de 10 µg/g s.u. (Baker și Brooks,

1989; Kanoun-Boulet et al, 2009). În organismul vegetal, cuprul are proprietăţi redox şi este un

component structural şi catalitic al multor molecule de proteine şi enzime implicate în diferite

procese metabolice. Toxicitatea cuprului este datorată în principal posibilităţii de a forma

radicali liberi care produc un stres oxidativ. Cuprul poate produce (sau chiar iniţiază) ruperea

oxidativă a lipidelor polinesaturate. Se produce o peroxidare a lipidelor prin îndepărtarea

hidrogenului din acizii graşi nesaturaţi. Astfel se produc cantităţi mari de MDA

(malonsialdehida) care este indicatorul folosit pentru peroxidarea lipidelor. Urmarea este

afectarea structurii membranelor lipidice bistratificate şi a proteinelor din aceste membrane (De



56

Vos et al. 1993 – citaţi de Kanoun-Boulet et al, 2009). Tot prin procese de peroxidare cuprul

interferează cu procesul de fotosinteză şi scade viteza netă a fotosintezei. De asemenea poate

produce degradarea proteinelor şi accelerarea proteolizei. Ca mecanism de apărare, organismele

acţionează, în general, prin enzime antioxidante şi metaboliţi cu caracter antioxidant. Ca efecte

vizibile pentru plantele terestre cuprul produce cloroză, diminuarea creșterii și chiar necroze sau

uscarea plantelor.

Peralta – Videa et al., (2004) au efectuat experiențe cu sol cu adaosuri de metale grele

(teste cu 100 mg/kg Cr (VI), respectiv, Cd (II) 500 mg/kg, Cu (II) 500 mg/kg, Ni (II) 500 mg/kg,

Zn (II) 500 mg/kg, în care s-au plantat plante de lucernă (Medicago sativa) de diferite vârste.

Rezultatele au arătat că plantele de lucernă sunt tolerante față de metalele grele în funcție de

vârsta plantei și de natura metalului. Astfel, plantele de 4 zile sunt tolerante la Zn iar la Cu și Cd

devin tolerante numai după vârsta de 20 zile.

Noi am efectuat teste de germinare și de creștere a plăntuțelor de lucernă (Medicago

sativa) și de iarbă de gazon (Lolium perenne) expuse la concentrații de cupru și de zinc

(separate) de 96 µM; 197 µM; 393 µM; 790 µM și 1574 µM (Oros et al., 2011). Rezultatele

privind creșterea relativă (creșterea în % față de martor) a rădăcinilor și tulpinilor indică

următoarele concluzii. Cuprul în concentrație de 6,25 mg/L (96 µM) are un efect negativ relativ

slab asupra creșterii rădăcinilor (12% diminuarea creșterii) și a tulpinilor (16% diminuarea

creșterii) la plăntuțele de lucernă după 14 zile. Concentrațiile între 12,5 - 50 mg/L au efecte

moderate de diminuare a creșterii atât la rădăcini cât și la tulpini (până la 32 - 35%). La 100

mgCu/L efectul de reducere a creșterii este puternic, diminuarea creșterii fiind de 47% pentru

rădăcini și 39% pentru tulpini. Este interesant că la concentrațiile mici cuprul are efect mai

puternic asupra creșterii tulpinii decât asupra rădăcinii, iar la concentrațiile mai mari relația este

inversă, efectul fiind mai puternic asupra creșterii rădăcinilor.

La plantele de Lolium perenne, cuprul în concentrație mică de 6,25 mg/L nu produce

efecte de inhibare a creșterii nici la rădăcini și nici la tulpini. Peste această concentrație, cuprul

acționează toxic asupra creșterii rădăcinilor, efectul crescând cu creșterea concentrației de metal.

Astfel, la 12,5 mg/L creșterea rădăcinilor este inhibată cu 21%, la concentrația de 25 mg/L se

reduce creșterea cu 42% iar la 50 mg/L diminuarea creșterii rădăcinilor de Lolium perenne este

de 52%. La concentrația de 100 mgCu/L inhibarea creșterii rădăcinilor este aproape totală

(84%). Efectul cuprului asupra creșterii tulpinilor de Lolium perenne este mai moderat decât

asupra rădăcinilor. Astfel la 25 mg/L se înregistrează un efect negativ slab (diminuarea creșterii

cu 1 - 6%). La concentrațiile mai mari efectele sunt evidente dar nu depășesc 20% diminuare a

creșterii tulpinilor.

Zincul este mai puțin toxic decât cuprul pentru plantele terestre. Pentru lucernă se

constată că în concentrație mică și moderată (între 6,25 – 50 mg/L, respectiv, 96 – 765 µM)

zincul are un efect de reducere a creșterii în jurul a 20% față de martor. Numai la concentrația

mare (100 mg/L, respectiv, 1530 µM) zincul inhibă puternic creșterea (aproape 30% diminuarea

creșterii pentru tulpini și peste 40% diminuare a creșterii pentru rădăcini). Prin comparație cu

cuprul, la concentrația ridicată de zinc efectele negative sunt mai slabe asupra rădăcinilor si mai

puternice asupra tulpinilor. Pentru plăntuțele de Lolium perenne concentrațiile de zinc până la 25

mg/L au efecte pozitive asupra creșterii, atât la rădăcină cât și la tulpină. Astfel, la 6,25 mg/L

creșterea relativă a rădăcinilor este 108% iar a tulpinilor 109%. Chiar și la 50 mg/L zincul are

efect pozitiv asupra creșterii tulpinii (106% creștere relativă) dar asupra rădăcinii are deja un



57

efect negativ (creșterea relativă 89%). La concentrația mare de 100 mg/L zincul are efecte

negative puternice mai ales asupra rădăcinii, respectiv o diminuare a creșterii cu 62% pentru

rădăcină). Efectul negativ asupra creșterii tulpinii este moderat (24% diminuare a creșterii

tulpinilor).

Wang et al., (2010) au testat toxicitatea zincului asupra creșterii în lungime a rădăcinilor

la plăntuțele de orz în soluții hidroponice. Pe baza rezultatelor după 5 zile au stabilit din curbele

expunere-efect valori EC50 între 34,3 µM și 397 µM. Această variație se datorează

concentrațiilor diferite de cationi Mg2+

, K+, H

+ și Ca

2+. Astfel, în funcție de pH valoarea EC50

pentru zinc variază conform tabelului nr. 20.

Tabel 20. Variația EC50zn pentru plante în funcție de pH

pH 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,3 7,6

EC50Zn2+

(µM) 111 71,5 68,9 59,0 42,0 40,2 34,3 37,2

În funcție de ceilalți cationi, toxicitatea scade cu creșterea concentrației ionilor respectivi

(EC50Zn crește cu creșterea concentrației de Mg2+

, ˃ K+ ˃ Ca

2+ ˃Na

+ în această ordine). În

consecință, autorii trag concluzia că există o competiție între ionii Zn2+

și ceilalți cationi pentru

anumiți liganzi specifici.

Toxicitatea cuprului și zincului în mediul acvatic

Toxicitatea pentru fitoplancton

În mediul acvatic cuprul este folosit ca algicid. Crescătorii de peşti utilizează pentru

combaterea algelor (în special a cianobacteriilor) sulfatul de cupru sau diuronul.

Pentru fitoplacton (Asterionella japonica) Ramade (1992) indică valoarea de 10 µMCu2+

și 20 µM Zn2+

(produc oprirea creşterii şi multiplicării).

Toxicitatea acvatică a Cu şi Zn la 48h s-a dovedit a fi dependentă de pH. Toxicitatea

metalelor crește cu pH-ul chiar dacă concentrația ionilor metalici scade. Pe măsură ce pH-ul

scade de la 8,0 la 5,5 valorile IC50 la 48h cresc. Astfel, în experimente efectuate de Wilde et al.,

2006 cu alge (Chlorella sp.)

IC50Cu la pH = 8,0 este 1,0 µg/L, iar la pH = 5,5 este 19 µg/L

IC50Zn la pH = 8,0 este 52 µg/L, iar la pH = 5,5 este 2700 µg/L.

De Schamphelaere et al., (2005) au stabilit că valoarea EC50Cu la Chlorella crește în

medie cu 1,4 unități pentru fiecare unitate de pH scăzut, iar la Pseudokirschneriella cu 1,1 unități

per unitatea de pH scăzut. Valorile EC50Cu pentru Chlorella sunt 30 µgCu2+

/L la pH 6,0 şi 1,1

µgCu2+

/L la pH 7,5 iar pentru Pseudokirschneriella subcapitata, EC50Cu (activitatea ionilor

Cu2+

) este 46 µg/L la pH 5,9 şi 18 µg/L la pH 8,5.

Numai diferenţa de speciaţie la modificarea pH-ului nu poate explica diferenţa de

toxicitate a celor două metale. Concentraţia de ioni liberi Cu2+

şi Zn2+

scade cu creşterea pH-ului

iar toxicitatea creşte. Măsurătorile conţinuturilor de metale legate de peretele celular (metal fixat

extracelular) conduc la explicaţia că există o competiţie pentru liganzii extracelulari între ionii

metalelor și H+. La pH mai mare s-a găsit mai mult metal legat extracelular.

Franklin et al. (2002) au efectuat teste cu metalele Cu, Cd şi Zn separat şi în amestecuri,

pe durata 48 ore şi 72 ore asupra algelor Chlorella. Mixturile de metale s-au preparat ca multipli



58

ai medianei valorilor IC50 individuale ale metalelor respective (mediana este considerată ca

unitatea de toxicitate – UT). S-au folosit valorile 0 UT; 0,75 UT, 1,0 UT; 1,25 UT; şi 1,5 UT.

Valorile obţinute pentru metale separate la 72 de ore:

IC50Cu = 0,11 µM

IC50Cd = 0,85 µM

IC50Zn = 1,4 µM

Mixtura de metale Cu + Cd în concentrații echitoxice, a avut efect inhibitor mai mare

asupra creşterii algelor decât concentraţiile aditive – există un efect sinergic. Mixturile de

Cu+Zn; Cd+Zn; Cu+Cd+Zn au avut efecte mai mici decât concentraţiile lor aditive – există un

efect antagonic.

S-au măsurat conţinuturile de metale legate extracelular şi cele intracelular în toate

situaţiile testate. În cazul mixturii Cu + Cd s-a găsit o cantitate mai mare de cupru legat

extracelular şi intracelular în prezenţa cadmiului decât în testul cu cupru singur. Cadmiul

măreşte consumul de cupru al algelor. Şi invers, conţinutul de cadmiu legat, atât extracelular cât

şi intracelular, este mai mic în prezenţa cuprului – cuprul inhibă legarea cadmiului. Zincul nu are

efect apreciabil asupra consumului de cupru de către Chlorella. Se pare că cele trei metale

concurează pentru siturile de legare existente pe suprafaţa celulei, iar cuprul le concurează pe

celelalte două.

Rodea-Palomarea et al., (2009) au efectuat teste de toxicitate cu diferite metale pentru o

cultură de cianobacterii luminescente (Anabena). Au stabilit valorile EC50 (efect asupra creșterii

și multiplicării la 30 minute expunere) la1,52 ± 0,10 µM pentru Cu și 3,94 ± 0,19 µM pentru Zn.

Sensibilitatea algelor față de cele patru metale testate a avut următoarea tendință Cu ≥ Hg ˃ Zn ˃

Cd.

Alte valori comunicate pentru fitoplancton: IC50 = 160 µg/L pentru creșterea și

multiplicarea algelor verzi la 96h (Pseudokirscneriella supcapitata sau Selenastrum

capricornutum după denumirea veche) Garrett (2004). Valoarea este substanţial mai mare decât

alte valori publicate pentru acest indicator, explicaţia dată este că mediul Goran în care s-au

efectuat testele are o capacitate chelatizantă mai mare şi deci o parte din cuprul dizolvat devine

nedisponibil.

O trecere în revistă a literaturii de specialitate arată că rezultatele testelor cu alge sunt

influenţate de următoarele caracteristici ale apelor: duritatea, pH, condiţiile de precultivare a

algelor, tipul mediului de testare, prezenţa agenţilor chelatori.

De asemenea specia de alge sau chiar tulpina folosită au sensibilitate diferită (variaţii

interspecifice şi intraspecifice). Astfel, pentru Zn s-a constatat un factor de 8,3 ori între NOEC la

Selenasrtrum capricornutum (Pseudokirschneriella subcapitata) şi Croococcus paris. Sau

pentru Cd, s-au constatat diferenţe intraspecifice la S. capricornutum cu un factor de 60 de ori la

valorile EC50 pentru Cd (Jansen și Heijerinck, 2003).

Adaptarea sau aclimatizarea algelor la conţinuturi de metale poate de asemenea influenţa

rezultatele. S. capricornutum a devenit de 3 ori mai puţin sensibilă faţă de zinc dacă a fost

aclimatizată în mediul de cultură ISO cu adaus de 65 µg Zn/L.

În extrapolarea rezultatelor obţinute din testele standard pentru condiţiile apelor naturale

trebuie ţinut seama şi de faptul că mediile nutritive nu conţin deloc materie organică dizolvată

(DOC) şi conţin cantităţi mari de nutrienţi esenţiali. În condiţiile naturale există un număr mare

de specii în comunități specifice pentru fiecare ecoregiune.



59

Toxicitatea cuprului și zincului pentru zooplancton

Pentru zooplancton (larve de Artemia salina) Ramade (1992) indică valorile 120 µM

Cu2+

și 40 µM Zn2+

care produc oprirea creşterii.

EPA, (2002) preia următoarele valori ale CL50 pentru cupru și zinc în funcție de pH

(după Scubauer- Berigan et al., 1993), tabelul nr. 21.

Tabel 21. Valorile LC50 pentru diferite metale la valori diferite de pH (preluate de EPA după

Schubauer-Berigan et al., 1993)

Specia pH 6,2 pH 7,2 pH 8,2

Cu

CL50

(µg/L)

Zn

CL50

(µg/L)

Cu

CL50

(µg/L)

Zn

CL50

(µg/L)

Cu

CL50

(µg/L)

Zn

CL50

(µg/L)

Ceriodaphnia dubia (48h) 10 >530 28 360 201 95

Pimephales promelas (96h) 15 830 44 333 >200 502

Muysen et al., (2006) au efectuat teste cu dafnii şi au stabilit că la 80 µg/L (14,9 µM)

dafniile se prezintă mai bine decât la probele fără zinc, însă la 340 µg/L (63,3 µM), după o

săptămână au murit 93% din dafniile expuse. Cele rămase au dezvoltat un proces reparatoriu în

privinţa metabolismului calciului care se pare că a reprezentat cauza mortalităţii.

Nevertebratele acvatice (crabi, creveţi, scoici, melci) pot fi puternic afectate de sulfatul

de cupru. CL50 pentru melcii de apă dulce este 0,39 mg/L la 200C (EXOTOXNET 1995).

Arnold et al. (2010) au efectuat teste cu protozoarul Brachionus plicatilis (rotifere) care

trăieşte în ape marine şi de estuare. ASTM (2004) indică acest rotifer ca fiind sensibil la Cu,

respectiv, 24-h LC50 = 80 µg Cu/L la salinitatea de 15 g/L si pH 8. Pentru rezultatele testelor

la 48h toxicitatea cuprului s-a corelat numai cu DOC, în timp ce pH-ul și salinitatea nu

influențează toxicitatea cuprului. Relația dintre CL50 pentru Cu si valoarea DOC (carbon organic

dizolvat) este următoarea

CL50 (µg Cu/L) = 27,1 x DOC (mg C/L).

În general, pentru apa dulce, toxicitatea este influențată de parametrii de calitate: DOC,

pH, alcalinitatea și duritatea apei, conținuturile de Na+, K

+, Cl

-, SO4

2- și temperatura. În cazul

cuprului, conținuturile de Na+, K

+, Cl

-, SO4

2- sunt mai puțin semnificative, ceilalți parametri

fiind importanți.

Pentru apa marină, în general, conținutul de materie organică dizolvată (DOM) – măsurat

ca DOC (carbon organic dizolvat) influențează toxicitatea Cu la diferite specii testate la

salinitate în jur de 30 mg/L.

Toxicitatea cuprului și zincului pentru pești și macrofauna acvatică

Pentru peşti (Carassius auratus) Ramade (1992) indică valorile 10 µM Cu2+

și 1250 µM

Zn2+

(primele efecte observabile de toxicitate).

Sulfatul de cupru este toxic pentru peşti, toxicitatea depinzând de specie şi de

caracteristicile chimice ale apei. Chiar la administrări normale pentru combaterea algelor,

sulfatul de cupru poate fi toxic pentru păstrăvi şi pentru alţi peşti, mai ales în apele acide şi cu

duritate scăzută. Cel mai sensibil este puietul de peşte. Toxicitatea scade pe măsură ce creşte

duritatea apei. De Boeck (2004) a obținut valori CL50 la 96h variind între 32 – 5100 µg/L la



60

Onchorhyncus mykiss și între 36 – 1380 µg/L la Carassius auratus, variația fiind în funcție de

compoziția apei folosite la testare.

Duarte et al. (2009) au efectuat teste pe 10 specii de pești ornamentali din Rio Negro

(Amazon) și au stabilit valorile CL50(96h) cuprinse între 12,81 µg/L la Hemigrammus

rhodostomus (Characide) și 74,14 µg/L la Dianema urostriatum (Callicide), respectiv 0,20 µM -

1,17 µM. Ei stabilesc și valori medii ale toxicității (CL5096h) pe grupe taxonomice astfel: pentru

Characiforme 26 – 28 µg/L, pentru Siluriforme între 18 – 63 µg/L iar la Perciforme 37 µg/L. Ei

constată că sensibilitatea peștilor este mult mai mare în mediile cu apă subterană naturală decât

în cele cu mediu standard USEPA.

Grosell et al., 2007 au arătat că CL50 pentru cupru la peștii tineri Fundulus heteroclitus a

variat în funcție de schimbarea salinității. În teste cu salinitate de la apa dulce până la 35 g/L,

toleranța față de Cu a fost cea mai mică la apa dulce (96/h CL50 = 18 µg Cu/L). La salinitate 35

g/L 96/h CL50 a fost 294 µg Cu/L, iar la salinitatea intermediară de 10 g/L valoarea CL50 a fost

cea mai mare (96/h CL50 > 963 µg Cu/L).

Anderson et al. (1995) au obținut valori ale CL50 la larve de pește Atherinops afiinis

(pește de ape salmastre) de CL50 = 44 µg Cu/L la salinitate de 10 g/L și CL50 = 205 µg Cu/L la

salinitate de 34 g/L.

Cuprul poate acționa sinergic cu alți contaminanți precum amoniul, mercurul sau zincul

pentru efectele toxice asupra peștilor din apele dulci (Yacoub, 2007).

Toxicitatea cuprului și zincului pentru plantele acvatice

Plantele acvatice precum lintiţa şi zambila de apă sunt considerate acumulatori de

metale grele. Plantele de lintiţă se adaptează parţial pentru a creşte în unele iazuri cu conţinuturi

de metale între care cuprul este majoritar. Creşterea acestor plante pe ape contaminate cu cupru

este superioară în comparaţie cu plante recoltate din zone necontaminate (Kanoun-Boulet et al,

2009). Plantele neadaptate arată cloroză după 72 ore de expunere la 25 µM Cu. Toate plantele

expuse la 50 şi la 100 µM Cu produc depigmentare intensă şi frondele devin de culoare gri.

Decolorarea este mai puternică la plantele neadaptate. Masurătorile de pigmenţi clorofilieni

(clorofila ”a” şi carotenoizi) confirmă observaţiile macroscopice. În general se constată că

aceştia scad atunci când acumularea de Cu în ţesuturi atinge 400 µg/g s.u. Această valoare poate

fi considerată pragul de stres toxic. La plantele expuse, conţinuturile au fost între 200 - 1700

µg/g s.u. Alte lucrări (Razinger et al., 2007) au obţinut acumulare de 300 - 800 µg/g s.u. la

Lemna minor expusă 24 ore la concentrații de 10 µM. Acestea sunt acumulări mai mari ca de

obicei la aceste plante și se pot explica prin provenienţa plantelor din zone contaminate.

După 7 zile de expunere a lintiței în ape cu conținuturi de metale grele, Drost et al.

(2007) au stabilit valorile EC50 pentru cupru la 9,7 µM iar pentru zinc 46,1 µM. Cele mai toxice

metale s-au dovedit a fi cadmiul (EC50=1,9 µM) și cuprul, în timp ce cromul are o toxicitate mai

scăzută (EC50=56,3 µM). Recuperarea plantelor după efectul toxic a fost considerabilă.

B.1.2.1.2. Ecotoxicologia cadmiului

Cadmiul este însoțitor al zincului în minereurile de zinc în raport aproximativ de 1/250.

Se extrage în principal ca subprodus în uzinele de extracție metalurgică prin topire a zincului și,

uneori, la uzinele de rafinare a plumbului și cuprului. În prezent, principalele utilizări sunt la

electoplacare și galvanizare pentru acoperirea altor metale, întrucât oferă rezistență la coroziune



61

și aspect strălucitor argintiu. Alte utilizări importante sunt pentru baterii electrice (bateriile Ni-

Cd), în aliaje uşor fuzibile de lagăre, aliaje de turnare, de lipit şi tipografice precum şi în

electronică. De asemenea, este folosit ca stabilizator în materialele plastice (PVC). În industria

nucleară este utilizat ca moderator în reactoarele centralelor electrice nucleare (bare de cadmiu).

A fost utilizat pe larg și încă se mai utilizează pentru fabricarea de pigmenți. Producţia mondială

de cadmiu era în anii 1990 între 15000 t/an (Mason, 1991) și 20000 t/an (Volesky, 1990).

Surse de proveniență în și comportament mediu

În natură, cadmiul este un metal relativ rar şi se găseşte ca şi constituent minor (metal

însoţitor) în minereurile de metale neferoase, în special în cele de zinc şi de mercur. În mod

natural, cadmiul este prezent la nivele de 0.03 µg/g sol, 0.07 µg/mL apă dulce și 1 ng/m3 aer

(Philip, 2001).

Sursele de poluare a atmosferei cu cadmiu sunt emisiile din metalurgia metalelor

neferoase şi din industriile care fabrică produse cu conţinut de cadmiu (baterii, acumulatori,

pigmenţi, mase plastice), la care se mai adaugă poluarea din incinerarea deşeurilor, arderea

combustibililor fosili (cărbune) sau de la fabricarea cimentului. Conținuturile de cadmiu în aerul

din atmosfera urbană sunt scăzute datorită reglementărilor care impun limite de emisii pentru

activitățile industriale și pentru transporturi. Cu toate acestea, în zonele apropiate uzinelor

metalurgice în care se extrag sau se prelucrează metale neferoase se pot înregistra conținuturi

mai ridicate de cadmiu. În Baia Mare, în 2003, monitorizarea Cd în aer a dat o medie de 0,19

μg/mc, c.m.a. fiind 0,02 μg/mc În perioada 1990 - 2000 media anuală a concentrației de cadmiu

în aer a fost între 0,020 – 0,039 µg/m3 (cu frecvențe ale depășirilor c.m.a. de 5 – 26%), valorile

maxime fiind raportate în 1994 (0,39 µg/m3 cu frecvența depășirilor c.m.a. de 26,4%) (Oros et

al., 2002, 2008).

În soluri, poluarea cu cadmiu este urmarea căderilor de particule din atmosferă în zonele

apropiate uzinelor metalurgice de metale neferoase sau a altor surse punctuale de emisii în

atmosferă. De asemenea, îngrăşămintele chimice din grupa superfosfaţilor conţin cadmiu între

0,05 – 170 ppm, în funcţie de originea lor geologică şi de gradul de purificare (Ramade, 1992).

Zonele agricole tratate cu asemenea îngrăşăminte în cantităţi mari, pot acumula cadmiu în sol şi

în producţia vegetală. Fertilizarea solurilor agricole cu nămol de la stațiile de epurare a apelor

municipale a fost o practică curentă și a condus la un aport semnificativ de cadmiu în solurile

tratate.

Studii efectuate în zona Baia Mare în anii 1980 au stabilit existența a aproape 6000 ha

poluate cu cadmiu între 3 - 10 mg/kg. În anii 1995 studiile au indicat o diminuare a poluării

solurilor cu circa 40 - 60% (Oros et al., 2002). În zona iazului Bozânta, după accidentul ecologic

din anul 2000, pe terenul agricol poluat s-au determinat, în medie, 2,20 mgCd/kg la adâncimea

de 5 cm și 4,84 mgCd/kg la adâncimea de 30 cm, cu un maxim de 23 mg/kg (Cordoș et al.,

2007). Investigații efectuate de Lorenz et al., (1997) pe soluri agricole din Europa, care au fost

mai demult fertilizate cu nămol de la stațiile de epurare municipale au stabilit următoarele

conținuturi medii: Woburn (UK) – 5,85 mg/kg; Bordeaux (Fr) – 1,70 mg/kg; Bonn (RFG) – 0,85

mg/kg; Braunschweig (RFG) – 1,50 mg/kg. Pentru alte terenuri (agricole), din zone miniere sau

metalurgice, au stabilit conținuturile: Avonmouth (UK - topitorie de zinc) – 1,17 mg/kg; Arras

(Fr - topitorie de zinc) – 16,5 mg/kg; Sala (Suedia - topitorie de zinc) – 10,8 mg/kg; La Union

(Sp - mină de Pb/Zn) – 11 mg/kg; San Sebastian (Sp - mină de Pb/Zn) – 0,53 mg/kg.



62

În sol, cadmiul poate să se fixeze pe particulele de sol, dar forţa de fixare este mai slabă

decât a zincului (fixarea se face mai ales pe materia organică din sol). Din această cauză,

cadmiul poate fi solubilizat în soluţia solului şi, de aici poate fi absorbit uşor de către plante prin

extracţia radiculară. Și absorbţia foliară a cadmiului a fost dovedită pentru unele plante. Pe

această cale el poate ajunge în fructe (4 – 12 ppb) sau în legume (16 – 900 ppb) conform unor

autori americani citați de Ramade, 1992. Durata de înjumătăţire a conținutului de Cd în sol este

estimată de Vig et al. (2003) intre 15 – 1100 ani iar de către Blanchard (1982) la 28 ani.

Cadmiul din soluţia solului este considerat ca biodisponibil şi, deci, responsabil de

ecotoxicitatea produsă. Concentraţia cadmiului în soluţia solului depinde de mai mulţi factori

printre care: natura şi proprietăţile solului şi practicile de cultivare şi de utilizare a solurilor de

către fermieri. În solurile fără aport antropic de Cd, concentraţia în soluţia solului este între 0,3 –

22,5 µg/L, în solurile agricole rareori depăşeşte 10 µg/L. Concentraţia cadmiului dizolvat creşte

odată cu tăria ionică a soluţiei solului şi cu conţinutul de carbon organic dizolvat. Până la 60%

din cadmiul dizolvat este asociat cu materia organică dizolvată (Vig et al., 2003). Autorii arată

că în experiențele lor concentrația Cd în soluția solului contaminat în laborator (3 mg/kg) a

scăzut puternic cu vârsta – după 50 zile ajunge la <0,6 µg/L. De aceea, experimentările de

laborator pe termen scurt vor supraestima biodisponibilitatea Cd. În general, se poate estima că

metalul din soluția solului reprezintă circa 0,1% din conținutul total de metal dar

biodisponibilitatea sa este mai mare (Alonso et al., 2009). În studiile de risc în teren, se

consideră că metalele contaminante care permit o refacere completa a activității microbiene în

30 zile nu sunt considerate ca fiind un risc, iar orice impact negativ până la 60 zile este

considerat ca risc semnificativ.

Ecotoxicitatea cadmiului

Efecte asupra microflorei și faunei din sol

Contaminarea solului cu Cd afectează negativ biodiversitatea şi activitatea comunităţii

microbiene din sol. Activitatea microbiană totală din sol (respiraţia) sau activitatea specifică a

unor grupe de microorganisme (nitrificarea) sunt indicatori valoroşi pentru măsurarea efectelor

metalelor. Cel mai adesea se urmăresc impactele poluanţilor anorganici asupra următoarelor

procese: mineralizarea carbonului, mineralizarea azotului, producerea de CO2 şi activităţile

enzimatice.

Impactul metalelor asupra respirației solului depinde de tipul de sol. Nivelul de Cd

necesar pentru a reduce cu 9% producerea de CO2 este de 150 mg/kg la un sol nisipos (pH 7,0,

materie organică 1,6%) și de 400 mg/kg la un sol de turbă-nisipos (pH 4,4, materie organică

12,8%) (Doleman şi Haanstra, 1984).

Cadmiul s-a dovedit, în general, un inhibitor al nitrificării în sol, dar efectul său depinde

de tipul de sol şi de condiţiile de testare. Adaosul de 50 mg Cd/kg a afectat negativ nitrificarea la

un sol de lut nisipos dar nu şi la un sol de lut argilos (Dar şi Mishra, 1994). Și denitrificarea a

fost influențată negativ de Cd în soluri de pământ prăfos (la 10 mg/kg) şi în soluri de pământ

argilo-nisipos (dar numai la peste 50 mg/kg) (McKeanney şi Vriesacker, 1985).

Efectul Cd asupra enzimelor din sol depinde de enzima studiată şi de tipul de sol. S-a

raportat o scădere a activităţii dehidrogenazice şi a fosfatazei alcaline la 50 mg Cd/kg la diferite

tipuri de sol (Dar, 1996). Landi et al., 2000 au găsit efect negativ asupra dehidrogenazei numai la

200 mg/kg, dar fosfataza acidă a fost afectată la 50 mg/kg. Cadmiul afectează şi activitatea

ureazică a solului. Toxicitatea Cd pentru enzime depinde de tipul de sol, este mai mare la



63

solurile nisipoase şi mai mică la cele argiloase. De asemenea, toxicitatea scade la pH mic (4,8) şi

la conţinut mare de carbon organic.

Biodegradarea contaminanţilor organici este afectată negativ de contaminarea cu Cd.

De aceea bioremedierea este influenţată negativ. Dar s-au raportat posibilităţi de utilizare a unor

populaţii de microorganisme tolerante la Cd (Vig et al., 2003).

Efecte asupra faunei din sol. Van Gestel et al. (1993) au stabilit valoarea NOEC pentru

râme (Eisenia foetida) la 11 mgCd/kg s.p.

Efectul cadmiului asupra creșterii plantelor. Fitoextracția cadmiului

Cadmiul este un element neesenţial care afectează negativ creşterea plantelor şi este

recunoscut ca un poluant extrem de important datorită toxicităţii sale ridicate şi a mobilității lui

în soluri. În solurile poluate cu cadmiu multe plante extrag cadmiu din sol iar unele îl

acumulează în țesuturi în concentrații relativ ridicate. Conţinutul de Cd acceptat ca normal într-o

plantă necontaminată este de 0,05 - 0,2 mg/kg s.u., el fiind toxic când conţinutul foliar atinge 8 -

12 mg/kg s.u. (Fernandez et al., 2008; Kabata-Pendias 2000).

Efectul cadmiului asupra creșterii plantelor. Fitoextracția cadmiului

Cadmiul este un element neesenţial care afectează negativ creşterea plantelor şi este

recunoscut ca un poluant extrem de important datorită toxicităţii sale ridicate şi a mobilității lui

în soluri. În solurile poluate cu cadmiu multe plante extrag cadmiu din sol iar unele îl

acumulează în țesuturi în concentrații relativ ridicate. Conţinutul de Cd acceptat ca normal într-o

plantă necontaminată este de 0,05 - 0,2 mg/kg s.u., el fiind toxic când conţinutul foliar atinge 8 -

12 mg/kg s.u. (Fernandez et al., 2008; Kabata-Pendias 2000).

În zonele unde există soluri poluate cu cadmiu și alte metale grele, se dezvoltă o

vegetație compusă din plante care sunt tolerante sau/și rezistente față de metalele grele. Ele

reușesc acest rezultat prin două mecanisme diferite (Baker, 1981). Primul mecanism este unul de

excludere, prin care extracția și transportul metalelor grele este restricționat și astfel conținutul

de metale în țesuturile supraterane este foarte scăzut. Al doilea mecanism este unul de acumulare

a metalelor într-o formă netoxică și astfel conținutul de metale în țesuturile plantei este ridicat.

Baker și Brookes (1989) împart în trei categorii plantele care trăiesc în zonele poluate cu metale

grele. Prima categorie sunt plante ”acumulatori” (acumulează metale în țesuturi), a doua

categorie sunt ”excluderi” (evită acumularea de metale în țesuturi) iar a treia categorie sunt

”indicatori” (acumulează metale proporțional cu conținutul din sol).

Capacitatea mare de extracție din sol și de acumulare a metalelor în plante este

considerată promițătoare pentru a folosi acest proces în tehnologii de decontaminare a siturilor

poluate cu metale grele. S-au efectuat multe studii și experimentări în această direcție și s-au

elaborat tehnici cunoscute sub denumirea de tehnici de fitoremediere. Pentru aceasta se caută și

se folosesc plante care au capacitate foarte ridicată de extracție și acumulare a metalelor grele,

cunoscute sub denumirea de hiperacumulatori.

O specie de plante poate fi definită ca acumulator de metale dacă are următoarele

caracteristici (Chaney et al., 1997; Papazoglu, 2011; Reeves și Baker, 2000; Wei et al., 2008):

I. trebuie să aibă toleranță mare față de contaminanții toxici (metale), adică să fie capabilă

să tolereze conținuturi mari de metale în sol și în plante și să mențină conținuturi mari de

metal în țesuturi într-o paletă largă a concentrațiilor de metal în sol;

II. trebuie să aibă posibilitatea de a transloca, în mare măsură, metalul din rădăcini în

tulpini, iar factorul de translocare să fie mai mare decât 1 (Ctulpină/Crădăcină ≥1);



64

III. Să aibă factorul de bioacumulare mai mare decât 1 (Cplantă/Csol ≥1).

În plus, dacă valorile concentrației de metal în părțile supraterane ale plantei (tulpini și

frunze) depășesc nivelele critice definite de Baker și Brookes (1989), de 100 mg/kg pentru Cd,

1000 mg/kg pentru nichel, 10000 mg/kg pentru zinc, etc. atunci specia de plante poate fi

caracterizată ca hiperacumulator pentru un metal sau pentru mai multe metale.

Eforturile făcute pentru identificarea de plante hiperacumulatori endemici au condus până

în prezent la 400 specii de plante care au fost raportate ca fiind hiperacumulatori pentru metale.

Cele mai multe dintre acestea sunt hiperacumulatori pentru Ni și Zn, în timp ce pentru Cd sunt

un număr relativ mic de specii, printre care, Thlaspi caerulescens, Arabidopsis Halleri,

Amaranthus retroflexus.

Un număr tot mai mare de lucrări aduc contribuții la definirea hiperacumulatorilor (Baker

și Brookes, 1989; Baker et al., 1994; Fernandez et al, 2008; Krämer et al., 2000; Reeves și

Baker, 2000; Zhao et al., 2000) și la găsirea de noi specii și varietăți de plante hiperacumulatori

pentru a fi utilizate în proiecte de fitoremediere a siturilor degradate și contaminate cu metale

grele. În tehnologiile de fitoremediere trebuie îndepărtate metalele prin recoltarea și îndepărtarea

biomasei din părțile supraterane ale plantei. De aceea, mulți autori susţin că arborii reprezintă

plante care ar putea fi utilizate pentru fitoremediere la costuri scăzute. Multe specii de arbori

cresc pe terenuri degradate, au sistem radicular puternic iar biomasa crescută la suprafaţă poate

fi recoltată şi prelucrată fără distrugerea sitului. Majoritatea acumulatorilor cunoscuţi pentru

metale fac parte din familia Brassicacee. Mştarul indian (Brassica juncea L. Czern.), deşi nu

este hiperacumulator este una dintre speciile cele mai promiţătoare pentru fitoremediere având o

rată mare de creştere a biomasei.

Epelde et al., (2008) au folosit un ecotip adaptat de Thlaspi caerulescens pe un sol

poluat cu metale si au obținut conținuturi in tulpini de 337 mg de Cd, 5670 mg de Zn și 76.6 mg

de Pb per kg de țesut uscat.

La majoritatea speciilor de plante, cadmiul se acumulează în principal în rădăcini. În

general concentrația cadmiului din rădăcinile plantei este de circa 10 ori mai mare decât

concentrația din tulpini (Chaney, 1997). De aceea, speciile de plante hiperacumulatoare pentru

cadmiu sunt puține.

Un aspect extrem de interesant pentru cercetările din perioada actuală este faptul că

plantele superioare, în majoritatea lor, formează micorize în sol (o simbioză între rădăcinile

plantelor și diferite specii de ciuperci) și că în zona imediat apropiată micorizelor se dezvoltă

populații microbiene diferite de restul zonelor din sol. Se consideră că aceste microorganisme

din zona micorizelor pot avea efecte semnificative privind sensibilitatea sau biodisponibilitatea

plantelor pentru metalele grele existente în siturile contaminate.

În condiţiile naturale din zona de climă temperată, majoritatea arborilor din păduri au

rădăcinile micorizate. Acestea măresc capacitatea de absorbţie a apei şi a nutrienţilor şi măresc

capacitatea de rezistenţă a arborilor în comparaţie cu cei fără micorize. Totuşi, aceste constatări

nu sunt general valabile. Astfel, de exemplu, ciuperca micorizantă Pisolithus tinctorius a fost

utilizată în sistem de ectomicorize pentru a îmbunătăţi supravieţuirea pinului crescut pe soluri cu

concentraţii mari de metale grele şi pH extrem. Berry (1982) a arătat că prezenţa micorizelor

stimulează concentrarea metalelor grele în plantă. Alţii au arătat că ectomicorizele reduc

extracţia de metal, ceea ce face ca planta să poată supravieţui pe solurile contaminate (Wilkins,

1991). În alte studii, fungii din ectomicorize au protejat planta de toxicitate prin legarea



65

metalului în peretele celular al hifelor (Blaudez et al., 2000; Galli et al., 1994). Prezenţa Cd în

concentraţii de 1,2 şi de 4 mgCd/kg a inhibat creșterea ciupercii micorizante Paxillus

filamentosus, iar la concentraţii mai mari nu s-a înregistrat nici o creştere după 4 săptămâni

(Fernandez et al., 2008). Totuşi, inoculul menținut în solutie cu Cd nu moare şi îşi revine după

ce este pus în mediul nutritiv. După Blaudez et al. (2000), 50% din metal este reţinut în peretele

celular, 20% este distribuit în citoplasmă şi 20% în vacuole.

Aşadar, există în prezent percepţia că nu este o regulă generală, că mecanismele depind

de specificităţi care ţin de metalul în cauză, de ciupercă şi plantă şi chiar de pH-ul solului şi

concentraţia metalului în sol. De aceea, pentru a elabora un proiect de fitoremediere este util să

se caute specii şi soiuri de plante şi fungi adaptate la condiţiile concrete ale sitului şi ale

climatului local. Acestea ar putea fi prelvate şi selectate chiar de pe situl investigat.

Efectul Cd asupra creşterii plantelor

Cadmiul inhibă creşterea rădăcinilor şi tulpinilor, afectează extracţia nutrienţilor şi se

acumulează frecvent în culturile agricole. Astfel intră în lanţurile trofice și poate ajunge la om.

Fernandez et al (2008) au stabilt că o concentrație de de 10 mgCd/kg în mediul de cultură

a redus cu 50% biomasa (substanță proaspătă şi substanță uscată), atât pentru rădăcini cât şi

pentru tulpini la specia Dittrichia viscosa. La mesteacăn s-a obtinut o diminuare de 50% a

biomasei şi de 60% a lungimii tulpinilor, dar la creşterea rădăcinilor nu s-a înregistrat nici o

reducere. Numărul de frunze s-a redus cu 30% la ambele specii. La mesteacănul alb,

micorizarea a îmbunătăţit creşterea plantei măsurată prin masa proaspătă şi masa uscată, la toate

variantele tratate cu Cd. Mesteacănul pare mai tolerant faţă de Cd decât alte specii arboricole,

precum fagul şi pinul, la care inhibarea creșterii rădăcinilor a fost de 20 – 90% ca răspuns al

expunerii la Cd (Schützendübel et al., 2001) sau decât alte specii ierboase ca Thlaspi

coerulescens ori Silene vulgaris (Schat et al., 2002).

Belimov et al., (2005) au efectuat teste de creștere în lungime a rădăcinilor de muștar

indian (Brassica junceea), după germinare în cutii Petri, măsurate după 6 zile. La testul tratat cu

8µM CdCl2 s-a înregistrat o inhibare cu 28% a creșterii rădăcinilor față de martor. Testele în care

s-a facut incubare împreună cu culturi de bacterii din rizosferă, bacterii care sunt tolerante la Cd,

s-au înregistrat efecte pozitive prin stimularea creșterii rădăcinilor și atenuarea efectelor

cadmiului. S-au izolat o serie de culturi de bacterii din rizosfera plantelor cultivate în sol

contaminat cu Cd. Cele mai multe au fost Variovorax paradoxus. Ele au toleranță față de Cd,

având valori ale pragului de inhibare a creșterii / concentrația letală minimă de 0,2 - 1,4 / 0,6 -

3,5 mM CdCl2.

Foarte multe cercetări s-au efectuat cu privire la efectele cadmiului asupra creșterii

plăntuțelor imediat după germinare. Se pare că acesta este un reper mai sensibil decât germinația

în sine. Testele se efectuează, de regulă, cu plăntuțe care cresc în soluții nutritive tratate cu

metale. Gajewska și Skladowska (2010) au testat plăntuțe de grâu pe durata a 7 zile de expunere

la 75 µM Cd și au obținut reducerea creșterii cu 63% la rădăcină și cu 48% la tulpină. Rădăcina

este mult mai sensibilă decât tulpina. Aceasta se explică și prin concentrațiile mai mari de

cadmiu în țesuturi (1717 mg/kg s.u. în rădăcină și numai 290 mg/kg s.u. în tulpină. La probele

martor conținuturile au fost sub 1 mg/kg, atât în tulpină cât și în rădăcină.

Semințele de soia sunt de asemenea foarte sensibile imediat după germinație. La

plăntuțele de soia, imediat după germinare, expuse 24 h la concentrații diferite de cadmiu (25;



66

50; 75 și 100 µM/L), creșterea în lungime a rădăcinii a fost inhibată în procente de 17,9%;

47,5%; 59,4% și respectiv 68,6% față de plantele martor neexpuse. În aceleași variante, creșterea

biomasei rădăcinii a fost afectată mai puțin sever, între 7,4% - 23% pentru biomasa proaspătă și

3,7% - 12,3% pentru biomasa uscată (Finger-Teixeira et al., 2010).

Conținuturile mici de cadmiu în sol sau în soluțiile nutritive hidroponice nu produc efecte

negative asupra creșterii plantelor, ba chiar s-au înregistrat efecte pozitive. Papazoglu (2011) a

obținut în experimentările cu anghinare (Cynara cardunculus) rezultate care indică lipsa de

efecte negative, ba chiar o creștere mai mare a plantelor (după 45 zile) din solul tratat cu cadmiu

în concentrații mici și moderate (10 și respectiv, 100 mg/kg Cd extractibil). Numai la

concentrații mărite (250 mg/kg Cd extractibil) s-a constatat inhibarea creșterii plantelor. La

plantele de Cynara cardunculus cadmiul a fost depus mai mult în tulpini decât în rădăcini.

Concentrațiile cele mai mari de Cd în plante au fost realizate la solurile cu conținuturi mari de

metale și au atins 169 mg/kg s.u. în tulpină și 33 mg/kg s.u. în rădăcină, iar factorul de transfer al

cadmiului din sol în plantă este 5,1. Autorii consideră plantele de anghinare ca hiperacumulatori

pentru cadmiu.

În testele noastre efectuate cu plăntuțe de grâu (Oros și Mureșan, 2011), concentrațiile

mici de cadmiu nu inhibă sau inhibă foarte puțin creșterea rădăcinilor. Efectul este de 1% până la

7% la concentratiile de până la 2,5 mg/L cadmiu. În cazul tulpinii, concentrațiile mici au un efect

de inhibare ceva mai substanțial decât asupra rădăcinii (efect inhibitor in jurul a 20% la

concentrațiile de cadmiu de până la 2,5 mg/L), dar se mentine aproximativ același efect până la

concentrația de 12,5 mg/L. La aceste concentrații, evoluția în timp a toxicității, practic, nu se

modifică, ea se manifestă de la început și se menține până la 14 zile la același nivel. Parametrii

de creștere stabiliți din rezultatele testelor sunt prezentați în tabelul nr. 22. Din rezultatele

obținute se constată în primul rând că efectele negative ale cadmiului sunt mai puternice asupra

dezvoltării rădăcinilor decât asupra creșterii tulpinilor. Astfel, după 14 zile, concentrația de 12,5

mg/L cadmiu inhibă cu 70% dezvoltarea rădăcinilor, iar la concentrația de 62,5 mg/L, practic,

rădăcinile nu se mai pot dezvolta. În cazul tulpinilor, creșterea este inhibată la concentrația de

12,5 mg/L cu 20% și numai la concentrația mare (62,5 mg/L) inhibarea creșterii tulpinii este

puternică (65%). Această diferență de efect la rădăcină și, respectiv, la tulpină se explică prin

faptul că rădăcinile sunt expuse direct la concentrațiile maximale ale cadmiului în soluțiile

nutritive testate, în timp ce tulpina nu este expusă direct la aceste concentrații. În plus, s-a

dovedit că la marea majoritate a speciilor de plante cadmiul extras se acumulează în cea mai

mare măsură în rădăcini. Luând în calcul atât efectele asupra creșterii rădăcinilor și al tulpinilor

precum și efectul asupra creșterii biomasei și folosind un indicator agregat (Inhibarea creșterii -

IC), prin utilizarea unui soft STATISTICA am estimat valorile ECx ale cadmiului pentru

plăntuțele de grâu. Aceste valori sunt:

EC50 = 39,41 mgCd/L

EC90 = 79,40 mgCd/L

EC10 = 2,19 mgCd/L

EC05 = 1,10 mgCd/L

Tabel 22. Creșterea relativă a plantelor de grâu în testele cu concentrații diferite de cadmiu.

Varianta Concentratia Cd2+

(mg/L)

Et la 7

zile (%)

Et la 14

zile (%)

Et la 14 zile (media

ramifica-tiilor) (%)

Er la 14

zile (%)

IC la 14

zile (%)



67

M 0 100 100 100 100 100

V1 0,5 82 83 86 99 92

V2 2,5 93 85 81 93 88

V3 12,5 72 79 83 30 56

V4 62,5 46 35 44 11 25

În teste cu salcie efectuate de Kuzovkina et al. (2004) creșterea plantelor nu a fost

afectată la concentrații de 25 µM (2,82 mg/L) cadmiu în soluția nutritivă.

Monteiro et al. (2009) au efectuat teste hidroponice cu plante de salată (Lactuca sativa) de 5

săptămâni și, după expunere la soluție nutritivă cu 100 µM cadmiu (11,24 mg/L) au constatat o

reducere a creșterii datorită alterării enzimelor antioxidante (inhibarea catalazei).

Acumularea de Cd în plante

Acumularea Cd în plante diferă de la specie la specie și chiar în cadrul aceleiași specii de

la o varietate la alta sau de la o clonă la alta. Astfel, la Dittrichia viscosa conținutul de Cd a fost

mai mare în rădăcini decât în tulpini (cu excepţia unei singure clone la care este egal). La clonele

folosite s-a observat o mare variație în concentraţia de Cd, de la 300 mg/kg s.u. până la peste

1300 mg/kg s.u. La clonele de mesteacăn conţinuturile de Cd au fost mai mici, dar s-au găsit

între 270 - 460 mg Cd /kg s.u. în tulpini. La ambele specii concentraţia de Cd este întotdeauna

mai mare în rădăcini decât în tulpini (Fernandez et al., 2008). O variabilitate asemănătoare s-a

observat şi la Brassica napus (Grispen et al., 2005). Variabilitatea pare a fi determinată numai

genetic

Hiperacumulatorul Thlaspi caerulescens (ecotipul Gange) acumulează peste 10 000 mg

Cd/kg s.u. în tulpină (Lombi et al., 2000), dar această specie produce puţină biomasă și deci,

utilizarea ei în fitoremediere este limitată.

De asemenea, extracția și acumularea cadmiului în plante depinde și de caracteristicile

solului, în speță acele caracteristici care influențează biodisponibilitatea metalului în sol. Din

rezultatele testelor efectuate de Lorenz et al., (1997) cu ridichi pe solurile din situri europene

poluate cu metale, se poate observa că pe solurile ce conțineau între 1 - 10 mg Cd/kg sol s.u.,

conținuturile de cadmiu din rădăcini și din frunze nu au atins nivelul considerat toxic de 8 - 12

mg/kg s.u. În schimb, la solurile cu conținuturi mai mari, de exemplu solul de la Arras cu

conținut de 16,5 mg Cd/kg sol s.u. a condus la conținuturi de 4,8 mg/kg s.u. în rădăcini și 30

mg/kg s.u. în frunze.

Dintre legumele cultivate pentru consumul frunzelor, salata prezintă cea mai mare

capacitate de a absorbi şi acumula cadmiul, fără a evidenţia simptome vizibile de toxicitate

(Cobb et al., 2000; Jung şi Thornton, 1996, 1997; McKenna et al., 1993; Lăcătuşu et al., 1996;

Podar, 2007). Astfel, salata poate constitui un factor de risc ridicat asupra sănătaţii umane. În

teste cu sol contaminat cu 20 mgCd/kg sol s.u. conținuturile de cadmiu în frunzele de salată au

fost în jurul a 30 mg/kg s.u. Extracția cadmiului în salată este mai ridicată în solurile cu pH acid,

scade la solurile cu pH neutru dar crește din nou la solurile cu pH alcalin. De asemenea, prezența

zincului în concentrații mari (peste 100 mg/kg) în solurile contaminate cu cadmiu, mărește

extracția cadmiului în plante (Podar, 2007).

Grâul expus 25 - 31 zile în solul tratat cu 18,5 mgCd/kg s.u. are un conținut de 11 - 15

mgCd/kg s.u. față de martor care este aproape zero. Factorul de concentrare (conc. în sol / conc.



68

în biomasă) pentru grâu este 0,48 pentru martor și 0,64 pentru test (Alonso et al., 2009). La

testele noastre efectuate cu plăntuțe de grâu, după două săptămâni de expunere, acumularea de

cadmiu în tulpini a fost peste 100 mg/kg s.u. la concentrațiile din soluțiile hidroponice de 12,5

mg/L.

Acumularea cadmiului în diferitele părți ale plantei se face, în general, după următoarea

tendință: rădăcini ˃ tulpini ˃ frunze ˃ semințe. Rezultate cu privire la acumularea semnificativă

a cadmiului în rădăcini au fost publicate pentru Arabidopsis halleri (Kupper et al., 2000), pentru

Thlaspi caerulescens (Lombi et al., 2000), Agrostis tennuis (Dahmani-Muller et al., 2000), Alium

aestivum (Jiang et al., 2001) iar An (2004) obține aceleași rezultate pentru grâu (Triticum

aestivum), porumb (Zea mays) și sorg (Sorghum bicolor). Kuzovkina et al. (2004) au stabilit

același lucru pentru cinci specii diferite de sălcii (Salix sp.).

Mecanismul toxicității cadmiului la plante

Inducerea peroxidazei este un răspuns general al plantelor la acumularea de metale grele

în cantități toxice. Prasad (1995) explică toxicitatea cadmiului la plante prin următoarele

mecanisme.

Cadmiul induce activitatea peroxidazei în rădăcini și în frunze, fapt dovedit la orez,

rădăcinile arătând o activitate peroxidazică de 10 - 20 ori mai mare decât în frunze. Acțiunile de

lezare a membranelor datorită cadmiului sunt rezultatul activității peroxidazice mărite asupra

lipidelor membranare.

Cadmiul este și un inhibitor al fotosintezei, ca efect al diminuării clorofilei și altor

pigmenți dar și ca efect al închiderii stomatelor, fapt dovedit la plantele de trifoi, lucernă, soia,

fasole.

La plantele de fasole s-a dovedit efectul cadmiului de inhibare a creșterii plantei în

general, și de creștere a celulelor în mărime. La 48 ore expunere la 3 µM cadmiu, s-a produs o

diminuare cu 10% a creșterii și o scădere a conținutului de apă la frunzele primare. Cadmiul se

leagă de pereții celulari și de alte formațiuni membranare din celule.

Concentrațiile mici (1 - 5 µM), la expunerea scurtă (≤ 72 ore) afectează creșterea

rădăcinilor fără a afecta culoarea frunzelor și fotosinteza. Alte efecte sunt creșterea zaharozei,

potențialul osmotic diminuat și deschiderea stomatelor. Concentrațiile moderate de cadmiu (5 -

50 µM) și expunerea mai lungă (3 săptămâni) inhibă sever creșterea rădăcinilor și duce la

acumularea cadmiului în frunze. Absorbția apei și mecanismul de transport al apei încep să fie

afectate datorită degenerării celulelor din rădăcini. Ca urmare, se produce și închiderea

stomatelor. La concentrații mai mari de cadmiu (˃50 µM) și expunere mai lungă (3 - 5

săptămâni) se produce pierderea turgescenței rădăcinilor și tulpinilor și închiderea stomatelor

prin hidropasivitate. Frunzele indică semne de toxicitate și de îmbătrânire (întreruperea

metabolismului, necontrolarea stomatelor).

Diminuarea producției de biomasă și a calității producțiilor vegetale au fost înregistrate

pe terenurile contaminate cu cadmiu. Există multe lucrări publicate cu privire la interpunerea

cadmiului în funcțiile fiziologice esențiale ale plantelor adulte. Cu privire la mecanismul

toxicității cadmiului la plante, deși Cd2+

nu este un metal redox și nu ia parte în procesele redox,

s-a dovedit clar că el produce modificări în starea antioxidantă din plantă. De exemplu la

mazăre, expunerea pe termen lung, produce un stres oxidativ în rădăcini ca rezultat al

perturbărilor în protecția antioxidantă enzimatică și nonenzimatică care se manifestă cu o



69

creștere în acumularea de specii de oxigen reactive (ROS). În plus Cd produce o diminuare a

creșterii rădăcinilor și frunzelor de mazăre ca urmare a reducerii transpirației și a fotosintezei

(scade conținutul de clorofilă si se alterează starea nutrienților în ambele țesuturi). Studii recente

au aratat că 200 µM Cd2+

au produs o creștere a concentrațiilor de H2O2 și O2 în frunzele de soia

(Balestrase et al., 2006).

De asemenea, Cd se implică în producerea stresului oxidativ la plantele adulte de mazăre,

dar nu ca fierul sau cuprul care sunt oxidanți. Cadmiul nu participă în ciclurile redox. Probabil că

el se leagă de anumite componente structurale esențiale în procesele de oxidare. Astfel, Cd poate

inhiba anumite enzime din lanțul respirator. Aceasta prin legarea Cd de enzimele mitocondriale.

(Acest mecanism este general valabil pentru efectele metalelor grele). S-a stabilit că metalul se

acumulează special în mitocondrii, ele fiind considerate ca organite țintă pentru Cd. Membranele

fosfolipidice, în general, au mare afinitate pentru cationii de metale grele (Smiri et al., 2010). În

concluzie, autorii consideră că mitocondriile reprezintă ținta principală a toxicității cadmiului.

Germinația este considerată însă faza cea mai sensibilă a plantelor. Cu toate acestea,

pentru testele de toxicitate a metalelor asupra germinației sunt necesare concentrații de metale

mult mai mari decât pentru testele cu plante adulte. Aceasta se explică, în parte, prin faptul că

învelișurile seminței pot fi impermeabile pentru metalele grele. De aceea, în testele de germinare

se iau în considerare nu atât concentrațiile de metal din mediul extern cât cele din celulele

țesuturilor seminței în proces de germinare. Smiri et al., (2010) fac teste de germinație cu 5 mM

Cd (561 mg/L). Din asemenea teste s-a observat o întârziere în procesul de germinare a

semințelor în prezența cadmiului și reducerea creșterii embrionilor cu 60% la semințele de

mazăre. Afectarea germinației și a creșterii embrionului la semințele de mazăre a fost dovedită și

de alte lucrări (Milhoub et al., 2005; Smiri et al., 2009). Acumularea excesivă a Cd în semințe

compromite metabolismul germinativ printr-o interferență negativă a poluantului în mobilizarea

rezervei organice și minerale și în reluarea respirației.

La semințele de fasole tratate cu 5 mM CdCl2 germinația a fost redusă cu 50%, la fel și

gradul de mobilizare a substanțelor din cotiledoane (Sfaxi-Boushib et al., 2010)

Cadmiul este puternic inhibitor al respirației cotiledoanelor în procesul de germinație.

Aceasta duce la alterarea activității enzimelor respiratorii din mitocondrii. Aceasta, precum și

lipsa de mobilizare a mineralelor și a rezervelor organice din cotiledoane și problemele în

reluarea respirației produc efectele negative asupra germinației la semințele de mazăre și de

fasole.

Transferul Cd prin lanțurile trofice terestre

Transferul cadmiului pe lanţul trofic sol – plante – afide – prădători a fost studiat de

mulţi autori dar rezultatele obţinute au fost contradictorii. Transferul cadmiului de la plante la

afide a fost dovedit, factorul de transfer fiind mai mare decât 1 (Green et al.2003), dar nu în toate

cazurile. La fel şi în cazul transferului afide→ prădători. Se pare că rezultatele sunt diferite atât

în funcţie de biodisponibilitatea cadmiului (în biomasa pradă), funcţie de durata de expunere şi

de stadiul de dezvoltare al organismelor.

Alonso et al. (2009) au urmărit transferul Cd prin lanţul trofic sol – grîu – afide –

chrisofide, pornind de la un sol martor necontaminat (0,22 mgCd/kg sol umed, respectiv 0,2

µgCd/L de leşiat) şi de la un sol contaminat (22 mgCd/kg sol umed, respectiv 1,02 µgCd/L de

leşiat). Durata de expunere a fost 31 de zile. Rezultate obţinute după 31 zile sunt prezentate în

tabelul nr. 23. Se pare că transferul este mai eficient la nivele scăzute de expunere. Acest lucru



70

este dovedit la transferul sol → plante. La transferul plante → afide factorul de transfer este

extrem de mic (0,04). Green et al. (2003) au găsit o scădere a Ft cu creşterea conţinutului de Cd

în plante. Transferul afide → chrisofide, deşi are un Ft mai mic dcât 1, totuşi se produce, dovada

fiind conţinutul de cadmiu mai mare la chrisofidele expuse decât la cele neexpuse (13,8

mgCd/kg s.u. faţă de 5,7 mg/kg s.u.).

Tabel 23. Conținuturile de Cd în sistemul sol – grâu – afide - chrisofide

Nivelul

trofic

Varianta Durata Conţinut de Cd Factorul de transfer (Ft)

Sol Martor - 0,22 mg/kg -

Contaminat - 22 mg/kg -

Grâu

(tulpini)

Martor 31 zile 559 mg/kg s.u. 2540

Expus 31 zile 662 mg/kg s.u. 30

Afide Neexpuse 31 zile 22 mg/kg s.u. 0,04 (100 raportat la sol)

Expuse 31 zile 25 mg/kg s.u. 0,04 (1,2 raportat la sol)

Chrisofide Neexpuse 31 zile 5,7 mg/kg s.u. 0,26 (26 raportat la sol)

Expuse 31 zile 13,8 mg/kg s.u. 0,55 (0,63 raportat la sol)

Transferul de cadmiu de la sol la viermi, deşi este mai mic decât la sol → plante, arată

aceeaşi tendinţă de scădere a Ft cu creşterea conţinutului din sol. S-au obţinut valori ale Ft de 22

la proba martor şi numai 1,02 la expunere de 20 zile.

Factorul de transfer al cadmiului pe parcursul lanţului trofic variază de la un nivel la

altul, dar este influenţat de conţinutul din nivelul trofic inferior (scade cu creşterea conţinutului

de Cd din nivelul inferior). În concluzie, în analizele de risc trebuie să se cunoască modalităţile

de transfer pe calea lanţului trofic, aceasta poate influenţa nivelele de risc estimate pentru

situaţiile reale din teren.

Cadmiul în mediile acvatice și toxicitatea acvatică

În mediile acvatice cadmiul se găsește, în principal, sub forma de ioni liberi Cd2+

. În

cantități mai mici există și ioni Cd(OH)+

iar alte forme precum Cd(OH)2 și CdCO3 reprezintă sub

1% din conținutul de cadmiu. Drept urmare, în mediul acvatic cadmiul trece uşor în reţelele

trofice, întrucât fixarea lui pe suspensii este slabă. Cadmiul este foarte toxic pentru fauna

acvatică iar biodisponibilitatea lui este mare chiar la concentraţii scăzute. În plus, toxicitatea

cadmiului prezintă fenomene de sinergism în prezenţa altor metale, în special în prezenţa

cuprului (Blancharde, 1982).

Cadmiul și compușii lui sunt incluși în lista substanțelor periculoase pentru mediul

acvatic (substanţe sau grupuri de substanţe care sunt toxice, persistente şi care tind să se

bioacumuleze şi alte substanţe sau grupuri de substanţe care conduc la un nivel ridicat de

preocupare) prin HG 351/2005. Ca urmare, s-au stabilit ca standarde de calitate pentru apele

interioare și tranzitorii (estuare) concentrația de 1 µg/L media anuală, iar pentru apele sărate

(costiere şi teritoriale) 0,5 µg/L media anuală.

Cercetările din ultima perioadă au demonstrat că unele plante macrofite acvatice pot fi

candidate pentru acțiuni de fitoremediere prin consumul poluanților din ape sau pentru utilizarea

ca bioindicatori pentru poluarea cu metale grele a ecosistemelor acvatice. Așa este papura care

poate acumula printre alte metale si cadmiu (Alonso-Castro et al., 2009).



71

Teste efectuate de Maine et al. (2001) cu Salvinia herzogii, Pistia stratiotes, Hydromistia

stolonifera și Eichornia crassipes, realizate în spațiu liber (100 g biomasă proaspătă la 7 L apă

contaminată) au demonstrat că toate speciile au eficiență ridicată în consumul cadmiului din

apele poluate cu 1 mg/L Cd2+

(72 - 87% extracție). Extracția cea mai mare a fost în primele 24

de ore. Cadmiul extras se concentrează în special în rădăcini. Atât concentrația cadmiului în

rădăcini cât și în părțile aeriene ale plantei se corelează liniar cu conținutul inițial de cadmiu în

apă. Astfel, după 24 ore rădăcinile acumulează 57% iar părțile aeriene 6,4% din cadmiu.

Cadmiul a influențat creșterea relativă a plantelor. Cu cât conținutul de cadmiu în ape

este mai mare cu atât cresterea relativă este mai afectată. Fitotoxicitatea s-a observat la

concentrațiile de cadmiu în apă de 4 mg/L și 6 mg/L. Creșterea plantelor Eichornia crassipes,

Veronica anagallis, și Ranunculus aquatilis în soluții cu conținut de 4 - 7,5 mgCd/L timp de 12 -

14 zile, a fost redusă cu 20 - 24%. (Lu et al., 2004; Saygideger, 2000). Alți autori (Chandra și

Garg, 1992; Nir et al., 1990) au observat efecte toxice la concentrații mai mici, raportând cloroze

la Eichornia crassipes și la Limnanthemum cristatum la 1 mgCd2+

/L după 48h.

Expunerea în soluții de Cd și Pb împreună a afectat creșterea la Lemna minor și

Ceratophylum demersum mai mult decât tratamentele cu soluții care conțin un singur metal, Cd

sau Pb (Saygideger și Dogan, 2004).

Toxicitatea acvatică a cadmiului

În general, pentru apa dulce, toxicitatea metalelor este influențată de parametrii de

calitate: DOC (carbonul organic dizolvat), pH, alcalinitatea și duritatea apei, conținuturile de

Na+, K

+, Cl

-, SO4

2- și temperatura. Parametrul cel mai important al apei care influenţează

toxicitatea metalelor este duritatea apei. Toxicitatea metalelor descreşte în apele dure datorită

competiţiei dintre ionii metalelor grele şi ionii de Ca2+

şi Mg2+

pentru siturile de fixare în

organisme. Conţinuturile de Ca şi Mg din apele naturale sunt foarte importante pentru toxicitatea

metalelor asupra organismelor acvatice. Pentru apa marină, în general, salinitatea și conținutul

de materie organică dizolvată (DOM) – masurată ca DOC (carbon organic dizolvat) influențează

toxicitatea metalelor. Pe de altă parte, toxicitatea este diferită în funcție de speciile de viețuitoare

testate.

Într-un studiu cu privire la rezultatele testelor de toxicitate acvatică, EPA dă următoarele

rezultate obținute și prelucrate cu privire la toxicitatea cadmiului (Tabel 24. EPA, 2002).

Tabel 24. Rezultatele LC50 pentru Cd şi coeficienții de variaţie (EPA, 2002)

Organisme test Condiţii test (apă reconstituită) N LC50

(mgCd/L)

CV

(%)

Pimephales

promelas

96h, 210C, D 40-48 mg/L CaCO3 9 0,15 120

Daphnia magna 24h, 200C, D 180-200 mg/L CaCO3 11 0,121 49




Daphnia pulex 24h, 200C, D 80-100 mg/L CaCO3 5 0,147 30






72

Mysidopsis bahia 96h, 250C, apă de mare naturală, salin. 25

‰

13 0,346 9

Tabel 25. Pentru cadmiu se dau următoarele valori ale CL50 la pH-uri diferite (EPA, 1993).

Specia CL50 (µg/L)

pH 6,2 pH 7,2 pH 8,2

Ceriodaphnia dubia (48 h) 563 350 121

Pimephales promelas (96 h) 54 74 <5

Într-un alt studiu, EPA stabilește că pentru cadmiu, zinc și nichel toxicitatea este mai

ridicată la apele cu pH mai mare, iar la cupru și plumb toxicitatea este mai mare la pH 6,5 (Tabel

25. EPA, 1993).

Mason (1991) citează autori care au stabilit CL50 la Daphnia magna de 0,03 mg Cd/L. În

experimentările pe termen lung ei au stabilit ca „nivel fără efect toxic” 0,37 µg/L pentru

Daphnia magna, iar ca şi criteriu de calitate pentru ape ei au recomandat 0,1 µg/L.

Prezenţa algelor P. Subcapitata în apele testate a condus la valori mai mari ale CL50 la

48h pentru dafnii. În cazul cadmiului valoarea CL50 a crescut cu 38% iar în cazul cromului cu

74%. Deci, în prezenţa algelor gradul de toxicitate a metalelor pentru zooplancton scade.

Acestea au fost observate și în cazul algelor Chlorella vulgaris – se reduce toxicitatea Cd pentru

D. Magna (CL50 creşte de la 0,107 µM (12,02 µg/L) la 0,12 µM (13,48 µg/L) (Taylor et al.,

1998). Reducerea efectelor toxice ale metalelor în prezenţa algelor se explică prin faptul că o

parte din ionii metalici sunt fixaţi de către celulele algale. În consecinţă scade concentraţia de

ioni metalici liberi în apă (Rodhger și Espindola, 2010).

La pești (Perca fluviatilis), într-un râu din Suedia poluat cu Cd la nivele subletale, s-a

constatat că aceștia au prezentat un număr mărit de limfocite, anemie uşoară şi modificări în

concentraţiile de K şi Mg din sânge. Conţinutul de Cd în ficatul ştiucii expuse a fost de 6 - 8 ori

mai mare decât la cele martor (Mason, 1991). Hollis et al. (1999) au stabilit că o concentrație a

cadmiului de 30 µg/L nu a produs nici o influență semnificativă asupra performanțelor de înot la

puietul de păstrăv (Oncorynchus mykiss). Deşi cadmiul se bioacumulează în ţesuturi, se pare că

nu se produce o bioamplificare pe calea lanţului trofic. Carnea de peşte conţine în general sub

0,5 mg/kg s.p. însă nivelele sunt mai mari în ficat şi în rinichi (Mason, 1991).

Chen și Liu (2006) au efectuat teste de imobilizare acută cu organisme marine în vederea

evaluării riscului pentru apele de coastă. Durata 7 zile de expunere a organismelor testate: larve

de creveți, pești de recif (Epinephelus coioides), scoici bivalve (Peneus monodon), s-au estimat

valorile NOEC pentru Cd și Pb (tabelul 26).

Tabel 26. Valorile NOAEC pentru Cd și Pb în ape marine (Chen și Liu, 2006)

NOAEC Cd (7 zile) Pb (7 zile)

Larve de creveți 0,1 mg/L 1 mg/L

Epinephelus coioides 0,1 mg/L 0,1 mg/L

Peneus monodon 0,1 mg/L 0,1 mg/L

Alte rezultate citate din literatură:



73

Daphnia magna, 48h NOAEC = 50 µg/L Cd (clorură de cadmiu) pentru inhibarea

mobilității (Baer et al., 1999);

30 µg/L Cd nu produc efecte semnificative asupra înotului la puii de păstrăv curcubeu

(Hollis et al. 1999);

Baza de date USEPA ECOTOX (EPA, 1999) dă valori ale NOEC pentru mortalitate la 7

- 10 zile la specii diferite (domeniul interspecii) între 1,0 µg/L Cd (Hyalella azteca) până

la 5000 µg/L Cd (nematode, Monhystera disjuncta).

Pentru riscul ecologic s-a folosit un factor de siguranţă de 10 pentru variaţia

interspecifică. Chen și Liu (2006) au stabilit ca valoare fără risc pentru mediul marin între 10 -

100 µgCd/L, USEPA a stabilit 9,3 µg/L iar EQS (Environmental Quality Standards) din Marea

Britanie a stabilit pentru standardul de calitate a mediului acvatic marin 2,5 µgCd/L.

Efecte asupra algelor

Pentru diatomeele Navicula pelliculosa Irving et al., (2009) au stabilit valoarea EC50 la

96 h pentru cadmiu egală cu 31µg/L, ceea ce indică o sensibilitate mare a acestora pentru

toxicitatea cadmiului. În alte teste efectuate cu cu alge multispecii (pelicule de alge), creșterea a

fost redusă semnificativ prin expunerea la 100 µg/L cadmiu timp de 26 h (Hill et al., 2000), sau

după prima săptamână din cele 6 săptămâni de expunere (Morin et al., 2008). Expunerile la 10

µg/L pe aceleași durate de timp nu au inhibat cresterea algelor.

Franklin et al., 2002 au stabilit pentru Chlorella vulgaris valorile EC50 la 72 h 1,4

µgCd/L; 0,11 µgCu/L și 0,85 µgZn/L. În testele efectuate cu combinații ale metalelor, numai la

combinația Cu+Cd toxicitatea a fost mai mare decât toxicitatea adițională. Rezultă că există un

efect sinergic, dar acesta se datorează faptului că prezența cadmiului îmbunătățește consumul

cuprului de către alge (atât prin legare pe peretele celulei cât și în interior). În aceeași combinație

scade legarea cadmiului. Toate celelalte combinații de metale (Cu+Zn; Cd+Zn; Cu+Zn+Cd) au

fost mai puțin eficiente decât efectele adiționale.

Macroalgele marine care produc cantități însemnate de biomasă au atras interesul

cercetătorilor cu privire la posibilitatea de a fi utilizate ca acumulatori de metale din apele

contaminate. Hu et al. (1996) au studiat acumularea Cd în 5 specii de macroalge marine, în

special pentru Gracilaria tenuistipitata, o specie comună, care crește abundent în zonele de

coastă cu aport de apă dulce. G. Tenuistipitata este o algă roșie ce formează ramificații

cilindrice. Răspunsul toxic vizibil pentru expunerea la cadmiu este degradarea pigmenților

algali. Discurile algale își pierd pigmentația algală normală după o expunere prelungită la

concentrații letale de cadmiu. Valoarea CL50 pentru Cd la G. tenuistipitata a fost determinată a fi

270 µM, ceea ce corespunde la 300 mg/L.

Toxicitatea cadmiului pentru om și animale

Cadmiul nefiind element esențial pentru organism, toxicitatea lui derivă în principal din

faptul că are însușiri chimice asemănătoare cu cele ale zinculu care este un element esențial

pentru organismele vii. Cadmiul pătruns în organism poate substitui zincul în structura unor

enzime cu rol funcțional important în anumite țesuturi, organe. Ca urmare, anumite procese

biochimice și funcții fiziologice vor fi perturbate.

Cadmiul este considerat ca biopersistent și are tendința de a se acumula în organism, în

special în rinichi și în ficat (durata de înjumătățire în organism este estimată între 6 – 38 ani în

rinichi și între 4 – 19 ani în ficat. Eliminarea sa este lentă, viteza zilnică de eliminare este



74

estimată la 0,007% din totalul metalului din organism (Baars et al., 2001; De Vinter-Sorokina et

al., 2003).

Efectul cel mai critic al expunerii pe termen lung este afectarea funcției tubilor nefronici

din rinichi ceea ce se manifestă la început prin creșterea eliminării prin urină a proteinelor cu

molecule mici (proteinurie mărită). Afecțiunile sunt ireversibile și evoluează în final la afecțiuni

renale cronice severe. Cadmiul mai poate afecta și oasele, cu efecte precum osteomalacia și

osteoporoza cu predispoziție la fracturi (sindromul „Itai – Itai” s-a manifestat în Japonia ca

urmare a consumului de orez contaminat cu cadmiu în perioada anilor 1960).

Căile de expunere pentru populația umană sunt pe calea ingerării de alimente și apă și

prin inhalare. Calea transcutanată de pătrundere este nesemnificativă.

Aportul de cadmiu prin aerul inhalat este foarte mic. În aerul urban conținuturile tipice de

cadmiu sunt 5 – 40 ng/m3 iar în zonele rurale 1 – 5 ng/m

3. Totuși, în anumite zone cu aer poluat

sau la persoanele expuse la locul de muncă cu aer contaminat, o persoană poate inhala între 1 –

75 µgCd/zi. Philip (2001) estimează aportul de cadmiu prin inhalare în Canada la 0,15 µg/pers/zi

din aerul nepoluat, dar în apropierea uzinelor metalurgice acesta poate ajunge la 7,5 - 10

µg/pers/zi. Fumătorii se expun la un nivel mai ridicat de poluare deoarece fumul de ţigară

transportă acest element în plămâni. ATSDR (1997) estimează pentru fumători o expunere

suplimentară de 2 - 4 µgCd/zi pentru 20 țigarete.

Aportul de cadmiu prin apa potabilă este de asemenea foarte mic. Pentru zonele cu apă

necontaminată (1 µgCd/L) se poate estima un aport zilnic de 2,5 µgCd/pers/zi.

Expunerea principală a persoanelor nefumătoare față de cadmiu se realizează prin

ingerarea alimentelor. Din cadmiul inhalat se absoarbe prin plămâni între 15 – 30%. Din

cadmiul intrat prin ingestie se absoarbe numai 4 - 7% la adulți și ceva mai mult la copii, dar

totuși aceasta este calea principală de pătrundere a cadmiului în organism. Dieta scăzută în

calciu și fier mărește absorbția cadmiului iar zincul este antagonist pentru absorbția cadmiului

(Gad, 2005c).

Doza zilnică acceptabilă (TDI) pentru consumul uman este stabilită de organismele

internaționale din domeniul sănătății, la 0,14 µgCd/kgcorp/zi sau 55 µg/pers/zi. Agenția pentru

Substanțe Toxice și Registrul Îmbolnăvirilor (ATSDR, 1997) a stabilit valoarea MRL (nivelul

minim care produce risc) la 0,2 µg/kg/zi pe baza studiului disfuncțiilor renale produse de

expunerea cronică prin ingerare și aplicând un factor de incertitudine egal cu 10.

Studiile privind expunerea populației la cadmiu efectuate în SUA au condus la un

consum mediu de 30 µgCd/pers/zi numai din alimente (ATSDR,1997). Un alt studiu efectuat de

FDA și EPA în 1993 – 1999 a stabilit ca valoare medie pentru toată durata vieții și pentru toate

alimentele consumate, o expunere la cadmiu de 10 µg/pers/zi. Raportând aceasta la un corp de

70 kg rezultă consumul zilnic tipic de 0,14 µg/kg/zi. Valoarea TDI s-a stabilit pornind de la acest

consum de referință, considerând că el trebuie să reprezinte 20% din TDI (JEFCA, 1989; NSF,

2003).

Într-un studiu privind expunerea populației din Olanda la cadmiu prin ingerare de

alimente, De Vinter-Sorkoina et al., (2003) au estimat consumurile zilnice în perioada 1990 -

1992 la valoarea medie de 0,14 µg/kg/zi la populația generală și 0,32 µg/kg/zi la copiii între 1 - 6

ani. Alte estimări prezentate pentru Germania au stabilit un consum de cadmiu zilnic pentru

populație de 10 – 14 µg/pers/zi în perioada 1988 - 1991, pentru Suedia 15 µg/pers/zi în 1998, iar



75

pentru Danemarca 16 µg/pers/zi în 1993 - 1996 și 17 µg/pers/zi în perioada anterioară 1988-

1992.

După absorbția în sânge, cadmiul se leagă de albuminele din plasma sângelui, în hematii

apare numai la expuneri ridicate. Din sânge cadmiul se distribuie rapid în organe: ficat,

pancreas, prostată și în rinichi. Ulterior se redistribuie lent către rinichi care devin organul cel

mai încărcat cu metal. Eliminarea se face lent prin urină. Durata medie de înjumătățire a

conținutului de cadmiu în organism este de circa 20 ani. Rinichiul este principalul organ țintă

pentru toxicitatea cadmiului. Conținutul de 200 µg/g (subst proaspătă) este considerat

concentrația critică în cortexul renal pentru a produce leziuni. Primul efect este disfuncția tubilor

nefronici (Philip, 2001).

În rinichi și în ficat cadmiul este fixat prin legare de către proteinele bogate în aminoacizi

cu grupări tiolice (-SH). Aceste proteine se numesc metaltioneine și au afinitate mare pentru

cadmiu. Prezența cadmiului în organism induce producerea de metaltioneine, acesta fiind un

mecanism de detoxifiere al organismului. În cantitate mare însă, metaltioneinele nu pot lega tot

cadmiul, acesta rămâne liber și poate produce efecte toxice.

Doza medie letală pe un lot de animale experimentale este DL50 = 40 mg/kg corp.

Expunerile cronice la animale au indicat efecte cancerigene la rozătoare. Cercetările

efectuate pe şobolani, şoareci, iepuri şi cobai la care s-a injectat cadmiu au arătat efecte negative

aspra testiculelor şi o sterilitate prematură. Efectele mutagene nu sunt confirmate. La om,

expunerea cronică produce efecte cronice la inimă, plămâni, gonade, oase dar mai ales la rinichi.

Efectele cronice principale se produc asupra rinichilor prin afectarea tubilor nefronici.

Reabsorbția este afectată și se produce proteinuria și glucozuria.

Utilizarea ca hrană a orezului crescut în orezăriile, irigate cu apa unui râu poluat cu

cadmiu, provenit de la o uzină de rafinare a zincului, a provocat în Japonia (1968) boala

denumită “Itai - Itai”, caracterizată printr-o proteinurie tubulară cu osteomalacie şi o fragilizare

mare a oaselor şi excreţia umană crescută de cadmiu (Fangmin et al., 2006). În perioada actuală,

s-a stabilit că la populația din Japonia și Coreea orezul reprezintă circa 40 - 50% din aportul de

cadmiu ingerat (Jung și Thornton, 1997; Shimbo et al., 2001). Pentru China, de asemenea,

consumul de orez este unul din alimentele de bază și poate aduce un aport semnificativ de

cadmiu. Watanabe et al., (1989; 1996) au determinat conținuturile de cadmiu și plumb din

boabele de orez și au stabilit valorile mediane de 20µgCd/kg și 16 mgPb/kg pentru orezul din

întreaga lume, iar pentru orezul din supermarket din 6 mari orașe din China valorile medii au

fost 15 µgCd/kg (între 2 – 44 µg/kg). Conținutul maxim admis pentru orezul de consum în

China este 200 µgCd/kg iar standardul WHO este 100 µgCd/kg (IPCS, 1992a,b). Pentru zona de

sud-est a Chinei marea majoritate a probelor se încadrează în standardul chinezesc dar numai

64% dintre probe s-au încadrat în standardul WHO (CAC, 1984). Valorile medii (media

geometrică) ale conținuturilor de cadmiu în orezul din sud-estul Chinei a fost 55,2 µg/kg iar

pentru plumb 51 µg/kg. Calcularea dozei zilnice de metale ingerate din orez pentru această zonă

a fost de 17,03 µgCd/pers/zi și 16,47 µgPb/pers/zi. Pentru unele zone locale însă valorile sunt

mai mari și pot ridica anumite riscuri.

B.1.2.1.3. Plumbul în mediu. Toxicitatea plumbului



76

Datorită proprietăţilor sale (maleabilitate şi rezistenţă la coroziune), plumbul şi aliajele

sale au fost utilizate în foarte diferite domenii industriale şi pentru confecţionarea unor bunuri de

uz general. Utilizări foarte largi au fost, până nu demult, pentru turnarea literelor de tipar în

tipografii şi pentru ţevile de alimentare cu apă sau de canalizare menajeră. Se mai utilizează şi în

prezent pentru fabricarea de lagăre, pompe, lipituri în electronică. Cele mai mari cantităţi de

plumb se utilizează în prezent pentru baterii, acumulatori, pentru căptuşeli de protecţie în

reactori chimici sau ecrane de protecţie împotriva radiaţiilor emise de sursele radioactive.

Oxizii de plumb se utilizează în diferite scopuri industriale. Litarga (PbO) se utilizează

pentru obţinerea de săruri, în vopsele şi emailuri, în sticla de cristal. Miniul de plumb (Pb3O4)

este un pigment roşu-cărămiziu şi se utilizează în grunduri şi vopsele anticorozive pentru obiecte

şi construcţii metalice. Tetraetilul de plumb şi tetrametilul de plumb au fost pe larg utilizaţi

pentru tratarea carburanţilor în vederea creşterii cifrei octanice. În prezent această utilizare este

interzisă.

Sursele de poluare cu plumb și comportarea în mediu

La nivel global, prin industria extractivă omul extrage din litosferă între 2 – 4 milioane

tone de plumb pe an (Mason, 1991, Ramade, 1992, Dirligen, 2011). Tot anual, prin apele și

sedimentele antrenate de râurile și fluviile planetare sunt introduse în oceanul planetar

aproximativ 180 000 tone de plumb (Ramade, 1992).

Sursele antropice de emisii de plumb în atmosferă sunt în prezent, metalurgia plumbului

şi procesele de fabricaţie a produselor cu conţinut de plumb.

În industria extractivă se extrag minereuri de plumb care conţin în principal galenă (PbS).

Minereurile se îmbogăţesc prin procedee de concentrare gravitaţională sau prin flotaţie şi se

obţin concentratele de plumb. În procesele metalurgice de obţinere a plumbului metalic,

concentratele de plumb sunt tratate pirometalurgic. Concentratul de sulfură de plumb se supune,

în prima fază, procesului de prăjire aglomerantă. Toate aceste operaţii produc gaze care

antrenează particule fine de oxizi de plumb sau vapori de plumb care se condensează şi formează

particule fine de plumb. Gazele evacuate prin coşurile de dispersie sunt surse de contaminare cu

plumb a atmosferei. Pentru limitarea poluării se efectuează purificarea gazelor prin diferite

instalaţii de desprăfuire şi filtre, dar randamentele nu sunt niciodată de 100%. Particulele de

dimensiuni mai mari (5 - 100 microni) sedimentează repede în atmosferă şi se depun în

apropierea coşurilor de evacuare. Particulele fine (0,01 - 5 microni) pot fi aeropurtate şi sunt

transportate de curenţii de aer la distanţe de până la zeci de kilometri.

Emisii de plumb în atmosferă se produc şi la prelucrarea pirometalurgică a altor

minereuri neferoase care conţin plumb (minereurile complexe de Pb-Zn, Cu-Pb-Zn, minereurile

cuprifere, concentratele de pirită etc.). Alte surse de emisii de plumb în atmosferă pot fi de la

topirea deşeurilor metalice cu conţinut de plumb, din activităţile metalurgice de topire şi turnare

a plumbului, la fabricile de acumulatori, în operaţiile de sudură.

La fabricile de pigmenţi şi vopseluri pe bază de plumb sunt emisii de particule încărcate

cu plumb. La fel şi la utilizarea acestor pigmenţi în operaţiile de vopsire.

Arderea cărbunilor şi a păcurei (care au conţinuturi mici de plumb) poate produce cenuşi,

prafuri şi funingine cu conţinut de plumb (până la 150 ppm Pb în cenuşă şi până la 350 ppm Pb

în funingine). Incinerarea deşeurilor menajere poate produce emisii de plumb provenite din

resturile de baterii, vopsele şi alte materiale cu conţinut de plumb.



77

În ecosistemele terestre plumbul ajunge prin depuneri directe din atmosferă. Depunerile

din atmosferă ajung pe suprafaţa solului sau pe vegetaţie sau pe diferite obiecte. Particulele de

plumb ajunse pe sol se amestecă cu solul din stratul superficial. În sol, plumbul este fixat în cea

mai mare parte de particulele de sol. Componenta minerală a solului fixează plumbul, în special,

pe mineralele argiloase, iar componenta organică a solului fixează plumbul de acizii humici

(legăturile de fixare pe acizii humici sunt foarte puternice). În consecinţă, marea majoritate a

plumbului din sol este fixat (în general peste 80% din plumbul total din sol este fixat) şi numai o

mică parte rămâne biodisponibil pentru plante. Aşa se explică de ce, în solurile poluate cu plumb

toxicitatea asupra plantelor nu este proporţională cu conţinutul total de plumb. Capacitatea de

fixare a plumbului în sol este mai mare la solurile argiloase şi la cele cu conţinut ridicat de

materie organică şi este mai slabă la solurile nisipoase – lutoase cu conţinut scăzut de materie

organică.

Mobilitatea plumbului în soluri este slabă, ea fiind ceva mai mare în solurile acide,

solubilitatea plumbului fiind mai ridicată. O mică parte este vehiculat cu apele de șiroire și prin

eroziunea solurilor contaminate. Vehicularea pe verticală a plumbului în soluri este de asemenea

foarte slabă. Numai în condițiile unei acidități mari se realizează local astfel de fenomene, de

exemplu în depozitele de deșeuri municipale se poate vehicula prin leșiatul care se formează și

poate ajunge în apele subterane.

Extracţia plumbului din sol de către plante este limitată datorită biodisponibilităţii

limitate, dar s-a dovedit că plantele cultivate în solurile contaminate realizează o extracţie de

metal care se repartizează neuniform în ţesuturi. De regulă rădăcina acumulează mai mult metal

decât tulpina şi frunzele. Fructele acumulează cel mai puțin din metalul extras. ATSDR (2007)

arată că din peste 300 probe de fructe din plante cultivate pe sol poluat cu plumb numai una avea

conținut mai mare decât 10 µg/g care este limita pentru consum. Speciile vegetale care

acumulează metale neferoase acumulează şi plumb, dar aceasta nu conduce la bioacumulare şi

bioamplificare pe calea lanţurilor trofice.

Vehicularea pe verticală a plumbului în sol este relativ limitată, de aceea, în terenurile

contaminate el se va găsi în stratul superficial. Vehicularea pe orizontală a plumbului din sol se

face prin procesele de eroziune, fiind transportat de apele de şiroire.

O parte din depunerile atmosferice de particule de plumb ajung direct pe vegetaţie. În

acest fel se produce contaminarea directă a vegetaţiei cu plumb. Consumarea de către animale a

vegetaţiei contaminate duce la contaminarea consumatorilor (animale erbivore) şi transferul

plumbului în continuare pe calea lanţurilor trofice la consumatorii superiori (la animalele

răpitoare). La om plumbul poate ajunge, fie direct prin consumarea vegetaţiei nespălate (frunze,

legume, fructe), fie indirect prin consumarea cărnii animalelor contaminate.

În apropierea surselor punctuale de poluare cu plumb (coşurile de dispersie de la uzinele

metalurgice) solul prezintă conţinuturi ridicate de plumb, gradul de poluare prezentând un

gradient de descreştere în funcţie de distanţa faţă de sursă şi de direcţia curenţilor de aer

predominanţi. Un exemplu cunoscut de poluare a solului cu metale grele este orașul Baia Mare

(Oros et al., 2002) și în special poluarea cu plumb din zona Ferneziu din Baia Mare, în

vecinătatea uzinei Romplumb.

De asemenea, în jurul autostrăzilor şi şoselelor cu intensă circulaţie au rămas, de o parte

şi de alta, două fâşii de soluri contaminate cu plumb din emisiile prin gazele de eşapament

realizate de autovehiculele care foloseau carburanţi trataţi cu plumb. Conţinutul de plumb în sol



78

scade cu distanţa faţă de sursa liniară de contaminare. În apropierea autostrăzilor sunt obișnuite

conținuturi în stratul superficial al solului până la 2000 mg/kg ca urmare a depunerilor din

perioada anterioară.

În ecosistemele acvatice plumbul poate ajunge prin următoarele trei căi:

Căderi directe de particule din atmosferă pe suprafaţa apelor;

Evacuări de ape reziduale contaminate cu plumb;

Cu apele de şiroire care spală zonele poluate şi antrenează plumbul fixat pe vegetaţie şi

pe suprafeţele construite sau antrenează particule de sol contaminate cu plumb. Aceste

ape antrenează suspensii minerale şi organice care conţin plumb.

În ape plumbul se poate prezenta sub trei forme: dizolvat în apă, fixat pe suspensii solide

din apă și fixat în sedimentele depuse pe fundul apelor. Solubilitatea totală a plumbului în apele

dulci este de aproximativ 30 µg/L în apele dure și 500 µg/L în apele moi. La pH mai mare de 5,4

solubilitatea plumbului este limitată și mai mult.

Aşadar, în apele de suprafaţă dulci, plumbul este prezent, în cea mai mare parte, legat de

suspensiile organice şi de suspensiile minerale argiloase. Aceste particule sedimentează treptat şi

astfel plumbul ajunge, în mare parte, în nămolul depus pe fundul apelor. Între cele două faze,

sedimentele depuse şi apa de deasupra, au loc schimburi permanente prin procese de antrenare a

sedimentelor în apă şi procesul de depunere a sedimentelor din suspensii. Suspensiile din apă pot

fi ingerate de fauna acvatică şi contribuie direct la contaminarea cu plumb a peştilor şi a altor

reprezentanţi ai macrofaunei acvatice. Plumbul din sedimente poate fi ingerat împreună cu

acestea de către animalele detritofage (în special scoicile) şi peştii bentici. Materia organică

încărcată cu plumb va fi utilizată de bacterii care se vor contamina de asemenea şi vor fi

consumate, la rândul lor, de alte vieţuitoare. În plus, plantele acvatice cu rădăcini vor putea

extrage o parte din plumbul conţinut în sedimente şi se va acumula în ţesuturile vegetale. Toate

acestea intră în reţeaua trofică a ecosistemului acvatic şi plumbul este transportat prin lanţurile

trofice. În acest fel ajunge la peştii răpitori şi la păsările acvatice care se hrănesc cu peşte. Omul

poate consuma peşte sau carne de vânat contaminate cu plumb. De asemenea, consumul de

scoici din apele poluate prezintă un risc important de contaminare a populaţiei.



79

Râurile şi fluviile transportă cantităţi mari de suspensii organice şi minerale, unele fiind

încărcate cu plumb. Există un transport continuu de sedimente dar, cantităţi mari sunt

transportate în perioadele de viituri sau creşteri sezoniere ale debitelor. Se estimează că în felul

acesta ajung în mări şi oceane circa 180 mii tone de plumb anual. Aceste sedimente nu se

distribuie uniform în mările şi oceanele globului terestru. Cantităţile cele mai mari se depun în

zonele apropiate gurilor de vărsare ale marilor fluvii. Astfel, zonele de deltă, estuarele şi zonele

costiere prezintă cele mai mari riscuri de a fi depozite de sedimente încărcate cu poluanţi printre

care un loc important îl are plumbul.

Conținuturile medii în apele naturale dulci de suprafață sunt 5 µg/L, cu un domeniu

mediu de variație între 0,6 – 120 µg/L iar în apa de mare este estimat un conținut mediu de 0,005

µg/L. Sedimentele au conținuturi mai ridicate, estimate în medie la 23 mg/kg, iar în sedimentele

din zonele de coastă au conținuturi medii estimate la 87 mg/kg. În zone locale poluate de

minerit, sedimentele pot acumula conținuturi foarte ridicate de plumb (ex între 10000 – 12000

mg/kg) (ATSDR, 2007).

Ecotoxicitatea plumbului

Plumbul este un element toxic pentru toate organismele vii. El nu are nici un rol

fiziologic în organisme şi deci, nu este necesar în organisme nici chiar ca microelement.

Pentru plante, plumbul acționează ca substitut al unor metale esențiale sau al unor

cofactori ai enzimelor active și perturbă astfel bilanțul unor elemente esențiale. Conținuturile

ridicate de plumb afectează transportul nutrienților (Ca, Fe, Mg, Mn, P, Zn) în plante. Plumbul

se fixează prin legături puternice pe anumite enzime, aminoacizi, ADN și ARN și perturbă astfel

ATMOSFERA

Em

isii

din

surs

e a

ntr

opic

e

Emisii din surse naturale

EXTRACŢIE ŞI UTILIZĂRI INDUSTRIALE ŞI

DOMESTICE

SOLURI ŞI ECOSISTEME TERESTRE

Căderi de particule

APE MARINE ŞI OCEANICE

Depuneri de sedimente

APE TERESTRE

Depuneri de sedimente

Eroziune Ape de şiroire



Ape

rezidu

ale

Fig. 10. Schema circuitului deschis al plumbului în mediu



80

mai multe căi metabolice. De asemenea, plumbul diminuează pigmenții fotosintetizatori,

modifică structura cloroplastelor și diminuează fotosinteza. Fitotoxicitatea plumbului este

corelată cu perturbarea echilibrului redox prin inducerea unor compuși reactivi ai oxigenului

precum peroxizi lipidici și se manifestă sub forma unui stres oxidativ, chiar dacă plumbul nu este

un element redox-activ. (Dirligen, 2011; Pallavi și Rama, 2005; Parys et al., 1998; Patra et al.,

2004; Verma și Dubey, 2003; Wang et al., 2008a; Wang et al., 2008b; Wang et al., 2011).

În mediile poluate, plumbul se concentrează în organisme, de exemplu mușchii acvatici

au factor de concentrare de ordinul 3000 – 5000x. Cu toate acestea nu se produce bioamplificare

pe calea lanțurilor trofice. Macrofitele acvatice au capacități diferite de acumulare a plumbului.

De ex Potamogeton gramineaus din Manitoba concentra 45 mg/kg s.u. iar alte specii de

Potamogeton conțineau sub 20 mg/kg s.u. Alte genuri de macrofite au conținuturi și mai mici.

Pentru macrofitele acvatice (Lemna minor) Dirligen (2011) a stabilit valorile EC50

(inhibarea creșterii cu 50%) pentru durate de expunere de 4 zile și respectiv 7 zile. Valorile

obținute sunt: EC50 = 6,8 ± 0,2 mgPb/L la expunere de 4 zile și EC50 = 5,5 ± 0,1 mgPb/L la

expunere de 7 zile. La concentrațiile de plumb în apă 0,1 și 0,2 mg/L frunzele de lintiță arătau

sănătoase iar creșterea a fost de 103% față de martor. La concentrații mai mari creșterea a fost

inhibată monotonic iar la 10 mg/L creșterea a fost redusă la 37 - 38% față de martor.

Decolorarea frunzelor s-a observant începând de la 8,0 mg/L în sus. Alți cercetători au stabilit

valori mai mari ale EC50 pentru plumb la lintiță (de exemplu EC50 = 8mg/L, Mo et al., 1988).

Plantele pot extrage plumbul din sol și din ape, în funcție de disponibilitatea metalului și

de natura speciei de plante. Lintița a extras din apă și a acumulat în biomasă 359; 696, respectiv

1959 mg/kg s.u. la concentrațiile de 0,1; 1 și, respective, 10 mg/L. Valorile corespunzătoare ale

factorului de transfer (sau factorul de bioconcentrare) a plumbului din apă sunt: 5800x; 3330x

respectiv, 1330x. (Dirligen, 2011).

Plantele de Ceratophylum demersum expuse timp de 7 zile la 5mgPb/L nu au suferit

efecte negative asupra creșterii (Mishra et al., 2006).

Nevertebratele din râurile de câmpie slab poluate, au un factor de bioconcentrare între 32

- 360x, acumularea nefiind corelată cu nivelul trofic (Mason, 1991). În 1977 în statul Missouri a

cedat un dig de steril și a curs în Big River steril contaminat cu metale grele. În 1979 s-a studiat

conținutul de Pb în peștii din aval și din amonte de accident (speciile Moxostoma duquesnei,

Moxostoma erythrurum, și Hypentelium nigricans). Conținuturile de Pb în pești indicau o

creștere abruptă în zona de aval de la accident și era încă peste limita permisă pentru consum

(0,3 mg/kg) până la 125 km în aval (Barak and Mason, 1990 citați după Mason, 1991).

Valori ridicate ale factorului de bioconcentrare au fost comunicate pentru scoici (6600x

pentru Crassostrea virginica) și pentru algele de apă dulce (92000x pentru Selenastrum

capricornutum) și dintre pești la păstrăvul curcubeu (726x pentru Salmo gairdneri). Valorile

medii pentru factorul de bioconcentrare sunt mai mici: 42x pentru pești, 536x pentru scoici, 500x

pentru insecte, 725x pentru alge, 2570 pentru mușchi (ATSDR, 2007). Totuși sunt puține date

privund efecte de bioamplificare pe calea lanțurilor trofice.

Avifauna acvatică este cea mai afectată de contaminarea cronică cu plumb. În SUA s-a

estimat în 1983 că 2,4 milioane de păsări acvatice mor anual intoxicate cu plumb. În Marea

Britanie s-au determinat la lebedele de pe Tamisa (Cygnus olor) conținuturi de plumb în sânge

între 40 – 220 µg/100ml. S-au estimat pentru anii 1970 o mortalitate anuală între 3370 - 4190



81

exemplare la lebedele din Anglia. Lebedele și gâștele ingurgitau bile de Pb din nămolul de pe

fundul apelor (Mason, 1991).

Determinările ecotoxicologice au stabilit următoarele valori de toxicitate acvatică

(Ramade, 1992):

Pentru fitoplancton: 20 µM Pb2+

/L (Asterionella japonica – inhibarea creşterii algelor

EC50);

Pentru zooplancton: 500 µM Pb2+

/L (larve de Artemia salina – CL50); pentru Daphnia

magna (imobilizare 24h) EC50 este 18,153 mg/L (87 µM) (Wang și Wang, 2009);

Pentru peşti: 1200 µM Pb2+

/L (Carassius auratus – CL50).

Valorile CL50 pentru diferite metale variază în funcție de pH. EPA dă valorile CL50

pentru plumb (Tabelul 26, EPA, 1993) preluate după Schubauer-Berigan et al., 1993.

Tabel 26. Valori ale CL50 pentru plumb (EPA, 1993)

Specia CL50 (µg/L)

pH 6,2 pH 7,2 pH 8,2

Ceriodaphnia dubia (48h) 280 >2700 >2700

Pimephales promelas (96h) 810 >5400 >540

Toxicitatea plumbului la om

Diferite agenții și organisme de reglementare în domeniul sănătății și al protecției

mediului au stabilit o serie de valori limită sau/și referințe pentru plumb (tabel 27).(Oros et al.,

2010)

Tabel 27. Standarde şi reglementări pentru plumb

Agenţia de

reglementare

Mediul Nivelul Observaţii

CDS Sânge 10 µg/dL Notificare; nivel pentru managementul

individual

OSHA Sânge 40 µg/dL

60 µg/dL

Reglementare; motiv pentru notificare scrisă şi

examen medical

Reglementare; motiv pentru tratament medical şi scoatere din mediul contaminat

ACGIH Sânge 30 µg/dL Notificare; indică valoarea prgului limită de

pericol pentru expunere

OSHA Aer (locul de muncă)

100 µg/m3

Reglementare; CMA (media pentru 8 ore de zi-muncă, pentru industrie în general)

EPA Aer (ambient) 0,15 µg/m3

Reglementare; media pe 3 luni

EPA Sol (rezidențial) 400 ppm (terenuri

de joacă) 1200 ppm (alte

terenuri)

Nivel orientativ pentru preselecţie

MAPPM

(Romania)

Aer atmosferic 0,5 µg/m3 Media anuală

MAPPM

(Romania)

Soluri (de

folosinţă

sensibilă) Soluri (folosinţe

50 mg/kg

100 mg/kg

250 mg/kg

Pragul de alertă

Pragul de intervenţie

Pragul de alertă



82

puţin sensibile) 500 mg/kg Pragul de intervenţie

MSF

(Romania)

Sânge 30 µg/100m

L50 µg/100mL

Pragul pentru notificare

Pragul pentru acţiune (tratament medical)

Plumbul nu are nici o funcţie fiziologică în organism. Organismul acumulează plumb în

ţesuturi, în special în ţesutul osos. Populaţia urbană acumulează plumb în cantitate mai mare

decât populaţia rurală. Acumularea este corelată cu industrializarea şi cu utilizarea benzinelor

tratate cu plumb folosite în perioada anterioară.

Se consideră că zilnic pătrund în organism cca 100 - 300 µg de plumb prin alimente, aer,

apă etc. Cantitatea ingerată a scăzut însă foarte mult în perioada ultimilor 30 de ani (de exemplu

ingerarea zilnică prin alimente era de 54 – 56 µg/pers/zi în 1980-1982 și de numai 4,17

µg/pers/zi în 1990/1991, conform ATSDR, 2007). Se poate considera că în corpul unui adult se

găseşte în permanenţă cca 200 mg de Pb (cu oscilaţii între 100 - 500 mg). Variaţia cantităţii de

Pb din organism este dependentă de nivelul plumbului în mediul ambiant.

În ultima perioadă s-au introdus restricţii severe în privinţa limitelor acceptate de

expunere a populaţiei şi a lucrătorilor din activităţile cu emisii de plumb. Însă până nu demult, în

atmosfera urbană (în apropierea unei turnătorii) se semnalau concentraţii de până la 100 µg/m3.

În apă se poate găsi până la 500 µg/L. În soluri conţinutul de plumb este de aproximativ 20

µg/kg (cu variaţii până la 70 µg/kg), iar în apropierea şoselelor poate ajunge la 138 µg/kg. Chiar

și concentrațiile medii de plumb în atmosfera urbană au scăzut cu 80 – 90% față de perioada

anilor 1970, ca urmare a interzicerii carburanților tratați cu plumb (ex în 1979 – 1983 în

Minessota s-a înregistrat o scădere a conținutului în precipitații de la 29 la 4,3 µg/L în zona

urbană și de la 5,7 la 1,5 µg/L în zona rurală (ATSDR, 2007).

În industrie, multe tehnologii aplicate creează condiţiile unei expuneri cu supraîncărcare

cu Pb a organismului. În industria de prelucrare a plumbului un muncitor poate absorbi în 8 ore

de lucru până la 400 µg de plumb, la care se adaugă 20 - 39 µg absorbite prin alimente, apă sau

aerul ambiental. Activităţile industriale cu risc sunt: pirometalurgia plumbului (prăjire, topire,

rafinare, sudură), fabricarea plăcilor de electrozi şi de acumulatori, industria sticlei, aliajelor, sau

utilizarea unor săruri (miniu de Pb, litarga în industria ceramică, cromatul de Pb, tetraetilul de

Pb).

Căile de pătrundere în organism:

Cea mai importantă este calea respiratorie. Pătrund astfel particulele cu dimensiuni mai

mici de 5 µ. La nivel pulmonar se absoarbe 50 - 70% din doza inhalată.

Absorbţia gastrointestinală a plumbului ingerat pe cale orală este de 5 - 15% la adult şi

30 - 50% la copii (Gad, 2005d). Experimente cu voluntari adulţi au demonstrat că din

plumbul ingerat pe cale alimentară numai 6% este absorbit în sânge. Dar în cazul

înfometării cu o zi înainte, proporţia de plumb absorbit este de 60%. La copii absorbţia

plumbului ingerat este aproximativ în proporţie de 50% din tubul digestiv (ATSDR,

2007).

Absorbţia transcutanată este slabă. Numai tetraetilul de Pb poate pătrunde pe această cale

în cantităţi suficiente pentru a genera o toxicitate sistemică.

Distribuţia plumbului în organism se realizează pe trei compartimente, indiferent de

calea de pătrundere: în sânge, în oase, în ţesuturile moi (ATSDR, 2007; Miquel, 2001).



83

La nivelul sângelui, 95 - 99% din plumb se găseşte legat de hematii, având timpul de

înjumătăţire de 28 - 36 de zile. Plumbul din sânge reprezintă 1 – 2% din cantitatea totală

prezentă în organism.

După absorbţia în sînge plumbul este distribuit, la început, în organele cu ţesuturi moi

(ficat, rinichi, plămâni, creier, splină, muşchi, inimă). Circa 5 - 10% din plumbul din

organism se distribuie în ţesuturile moi, având timpul de înjumătățire de 40 zile.

Distribuția acestuia în diferitele organe și țesuturi moi este în ficat (33%), în mușchii

scheletici (18%), în piele (16%), în țesuturile conjunctive dense (11%), în grăsimi 6 –

7%, în rinichi (4%), în plămâni (4%), în țesutul nervos (2%), conform ATSDR (2007).

După câteva săptămâni, majoritatea plumbului se depozitează în oase şi dinţi. La adult 90

- 94% din plumb este depozitat în oase şi dinţi iar la copil numai 70 - 73%. Plumbul din

oase poate rămâne blocat zeci de ani, dar uneori el poate fi mobilizat cu intensitate mare

din oase în sînge (de exemplu în timpul gravidităţii, al alăptării sau în timpul refacerii

după fractura oaselor sau al creşterii la copii). Timpul de înjumătăţire a plumbului

conţinut în oase este de 10 - 30 de ani.

Plumbul care nu este depozitat în oase este eliminat din organism prin urină şi prin

fecale. La adult 99% din plumb va fi eliminat în 2 săptămâni, dar la copii numai 32% va

fi eliminat în acest interval. În cazul expunerii continue, numai o parte din plumbul

absorbit este eliminat iar o parte se acumulează în organism.

Totuşi, între sânge şi oase există un proces de echilibrare, aproximativ 70% din plumbul

sanguin provenind din depozitul din oase. Depunerea şi eliminarea Pb în/din oase se face în

paralel cu procesul similar al calciului. Un regim alimentar sărac în calciu, fosfaţi, seleniu, zinc,

poate favoriza depunerea plumbului. Fierul şi vitamina D influenţează absorbţia şi eliminarea

plumbului.

Eliminarea plumbului din organism se face în principal pe cale renală (66 - 75% din

total eliminare) și prin fecale, căile secundare de eliminare fiind fanerele, transpiraţia, laptele.

Mecanisme de afectare a organismului (ATSDR, 2007; Mitran 1995; Mogoș și Sitcai,

1990; Șuțeanu et al., 1995).

Afectarea enzimelor prin legarea şi blocarea grupărilor tiolice. Aşa se realizează blocarea

sintezei hemului cu apariţia consecutivă a scăderii valorii hemoglobinei şi apariţia

anemiei saturnine. Sensibilitatea copiilor la acest efect este mai mare decât a adulţilor.

Demielinizarea nervilor periferici cu scăderea vitezei de conducere la nivelul acestora.

Astfel apare neuropatia periferică. Sunt afectate funcţiile psihologice şi

neurocomportamentale. Apare encefalopatia frecvent întâlnită în rândul copiilor expuşi.

La nivelul renal plumbul produce leziuni ale nefronilor, urmările fiind aminoacidurie,

fosfaturie, glicozurie, acidoza. Aceste leziuni renale sunt reversibile până la un punct.

Efectele plumbului în organism sunt aceleaşi indiferent de calea de pătrundere. Ţinta

principală a toxicităţii este sistemul nervos atât la adulţi cât şi la copii. Expunerea adulţilor pe

termen lung la locurile de muncă produce scăderea performanţelor la testele care măsoară

funcţionarea sistemului nervos. De asemenea se produce slăbiciune în degete, glezne şi

articulaţii. Expunerea la plumb produce o creştere uşoară a tensiunii arteriale, în special la

persoanele de vârstă mijlocie. Alt efect este anemia saturnină. La expuneri mai mari se produc

afecţiuni ale sistemului nervos şi afecţiuni ale rinichilor. Efectul cancerigen nu este dovedit.



84

Studiile epidemiologice au evidenţiat grupuri de populaţie cu sensibilitate mărită şi risc

crescut: copiii mici, femeile gravide şi feţii lor. S-au stabilit corelaţii clare între dezvoltarea

somatică, modificarea unor funcţii cognitive (atenţia, memoria, iritabilitatea, fatigabilitatea) şi

expunerea la plumb a copiilor. Copiii pot fi expuşi încă din timpul vieţii intrauterine şi apoi prin

alăptare. Plumbul trece prin placentă şi afectează fătul, de asemenea poate trece în lapte şi

afectează sugarul. Copiii de vârste mici ingerează particule de plumb şi din praful sau pământul

unde se joacă, ducând la gură obiectele sau mâinile murdare. Absorbţia plumbului este mai mare

la copii şi eliminarea este mai scăzută.

Chiar la conţinuturi de 10 µg/100mL în sânge la copii, plumbul produce o dezvoltare

fizică şi mentală mai lentă iar acestea se pot menţine pe toata durata copilăriei.

Teste şi indicatori

Plumbemia totală (conţinutul de plumb în sânge – exprimat în µg Pb/100 mL de sânge)

este principalul indicator şi constituie un test adecvat pentru o expunere recentă. Pragul valorii

normale pentru populaţia din mediu necontaminat este de 10 µg/100mL sânge, dar în ultima

perioadă se consideră că pentru copiii mici chiar şi această valoare poate produce efecte negative

de dezvoltare fizică şi mentală (dimunuarea coeficientului de inteligenţă, scăderea atenţiei şi

comportament nesocial).

Nivelele plumbemiei la copii sunt considerate normale pentru valori sub 10 µg/100mL.

Între 10 - 20 µg/100mL se consideră necesară atenţionarea, iar peste 20 µg/100mL este nivelul

de intervenţie pentru investigare medicală şi a mediului de viaţă. La 45 µg/100mL sau mai mare

este necesar tratamentul medical (cu chelatizanţi). În general, se consideră că la valori peste 40

µg/100mL riscul de îmbolnăvire este crescut atât pentru adulţi cât şi pentru copii. La copii cu

plumbemie între 50 – 70 µg/100mL se observă tulburări neurologice mai puțin severe

(diminuarea activității motrice, iritabilitate, tulburări de somn, modificări de comportament,

stagnarea dezvoltării intelectuale). La plumbemie de 100 µg/100mL sistemul nervos central al

copilului este puternic afectat cu producerea unei encefalopatii acute convulsive (Miquel, 2001).

Date publicate în ultimii 20 ani pentru zona Baia Mare au indicat nivele ale plumbemiei la copii

foarte ridicate în perioada anilor 1990 (Gurzău, 2000), cu o diminuare în timp odată cu scăderea

poluării. Totuși, poluarea remanentă în sol continuă să fie un factor de risc pentru populația din

Baia Mare și în special pentru copii în zona Ferneziu (Oros et al, 2008; 2010).

Se mai determină şi plumburia (conţinutul de plumb în urină), valori normale fiind

considerate 10 – 80 µg/L (Mogoş şi Sitcai, 1990).

Intoxicaţia cu plumb poate să fie acută sau cronică. Doza letală la om este 15 g oxid de

Pb (Olinescu şi Greabu, 1990). Intoxicația acută este rară, plumbul fiind un toxic tipic pentru

intoxicațiile cronice. Pentru om plumbul este un toxic cumulativ şi produce boala numită

saturnism.

Testele pentru stabilirea dozei letale efectuate cu acetat de plumb la şobolani au dat

următoarele valori:

Prin injectare peritoneală DL50 este între 100 - 200 mg/kg;

Prin administrare orală toxicitatea este mult mai scăzută, DL50 > 4 g/kg.

Tetraetilul de plumb administrat oral la şobolani a dat valoarea DL50 între 10 - 100 mg/kg

(Gad, 2005d).



85

B.1.2.2. Cercetări experimentale privind efectele ecotoxicologice ale metalelor grele

B.1.2.2.1. Teste privind efectele metalelor grele asupra plantelor terestre

Comunitatea umană se confruntă cu problema solurilor poluate cu metale grele și

influența acestora asupra plantelor. Terenuri contaminate cu metale grele există în mult zone sub

forma unor situri degradate istorice, ca urmare a unor activități industriale anterioare. Astfel de

situri există, în mod special, în zonele fostelor exploatări miniere și a combinatelor de prelucrare

metalurgică a metalelor neferoase. Numai în zona minieră Baia Mare există un numar de 60

situri degradate și contaminate cu metale grele în urma mineritului și metalurgiei la care se

adaugă un numar mare de depozite de sterile miniere și de flotație (Oros și Moiș, 2001). Unele

situri poluate cu metale grele pot fi rezultatul unor accidente sau evenimente de poluare (Cordoș

et al, 2007) sau urmare folosirii unor combustibili cu plumb ori a altor materiale contaminate.

Aspectul delicat al problemei este faptul că terenurile contaminate nu pot fi utilizate în scopuri

agricole sau de pășunat ori de zone rezidențiale datorită riscului ca populația umană sau alți

receptori să fie afectați negativ. Cercetările experimentale în acest domeniu sunt prezentate pe

baza următoarelor lucrări publicate.

Smical A. I., Hotea V., Oros V., Juhasz J., Pop E. Studies on transfer and

bioaccumulation of heavy metals from soil into lettuce. Environmental Engineering and

Management Journal, sept/oct. 2008, vol. 7, no. 5, pag. 609-615. ISSN 1582-2214

Oros V., Matei G. C., Chis I. (2011). The effect of heavy metals on the germination and

growth of Spanish trefoil (Medicago sativa) and ray-grass (Lolium perenne) plants.

Buletin Stiintific al Universităţii de Nord din Baia Mare, Seria D: Exploatari Miniere,

Prepararea Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa, Geologie si Ingineria

Mediului, Volumul XXV nr. 1, pag. 7-14

Oros V., Muresan G. (2011). The influence of cadmium on the development of wheat

plants after germination. Buletin Stiintific al Universităţii de Nord din Baia Mare, Seria

D: Exploatari Miniere, Prepararea Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa,

Geologie si Ingineria Mediului, Volumul XXV nr. 1, pag. 33-40

Teste privind extracția metalelor grele din solurile poluate în plante de salată (Lactuca

sativa)

Testele s-au efectuat pe două probe de sol din zona Lăpușel – Băzânta, unul fiind

referința de sol nepoluat iar al doilea sol poluat după accidentul Aurul din anul 2000. Din punct

de vedere agrochimic solul de referință este ușor alcalin (pH 7,30), foarte bogat în humus și bine

aprovizionat cu fosfor și potasiu. Solul poluat este ușor acid (pH 6,75), bogat în humus, foarte

bine aprovizionat cu potasiu și slab aprovizionat cu fosfor. Conținuturile de metale sunt: Cu 110

mg/kg s.u., Zn 180 mg/kg s.u., Pb 650 mg/kg s.u. pentru solul de referință și Cu 310 mg/kg s.u.,

Zn 1060 mg/kg s.u., Pb 4570 mg/kg s.u. pentru solul poluat.



86

Pentru fiecare sol s-au efectuat teste în ghivece cu semințe de salată Lactuca sativa tip

Mona, în variante cu fertilizatori (NPK) și fără fertilizatori. Toate testele s-au realizat în două

replicate. Creșterea plantelor a fost monitorizată timp de 12 săptămâni după care plantele s-au

recoltat, s-a cântărit biomasa (partea supraterană) și s-au determinat conținuturile de metale din

biomasă. Rezultatele sunt prezentate în tabelul nr. 28.

Tabel 28. Rezultatele testelor cu salată în sol poluat

Varianta Creșterea înălțime

(cm)

Biomasa (g s.u.)

Coținuturi de metale și factorul de bioconcentrare (FB)

Cu

(mg/kg s.u.)

FBCu Zn

(mg/kg s.u.)

FBZn Pb

(mg/kg s.u.)

FBPb Cd

(mg/kg s.u.)

FBCd

Sol refe-

rință fără

fertilizatori

12,5-15 16,20 530,9 4,83 416,0 2,31 17,9 0,03 5,77 -

Sol

referință cu

fertilizatori

15-17 21,69 14,0 0,13 19,8 0,11 0 0 1,26 -

Sol poluat fără

fertilizatori

8,5-11,5 11,04 7.2 0,12 422,4 0,40 50,1 0,01 24,26 -

Sol poluat

și fertilizatori

11,5-13 14,05 4338,7 13,99 8,3 0,01 107,8 0,02 41,68 -

Privind acumularea metalelor în frunzele de salată se constată că în cazul solului nepoluat

salata realizează o extracție mai mare a metalelor în variantele fără fertilizatori, adaosul de

fertilizatori NPK (25:12,5:0) îmbunătățește creșterea plantelor și diminuează extracția și

acumularea metalelor. Efectul invers este produs în cazul solului poluat, metalele (Cu, Pb, Cd)

sunt extrase mai eficient în testele cu fertilizatori, cu excepția zincului care este extras mai

eficient în variantele fără fertilizatori.

Factorul de bioconcentrare pentru cupru și zinc au valori ridicate, supraunitare, indică o

capacitate mare a salatei de extracție a metalelor din solurile poluate și translocarea lor în frunze.

Valorile conținuturilor de metale în frunzele de salată sunt foarte mari în unele variante

depășind de sute de ori valoarea admisă pentru consum, în special pentru cupru, cadmiu și

plumb. Acestea indică un risc mare pentru consumatorii de zarzavaturi și în special de salată

produsă în zonele contaminate.

Această lucrare a fost publicată în revista Environmental Engineering and Management

Journal în 2808 și este citată de peste 30 ori în alte lucrări publicate în reviste ISI, fiind

considerată ca indicând printre primele această capacitate deosebită a salatei de a extrage și

acumula metale grele din sol.

Efectele metalelor grele Cu, Zn, Cd asupra germinației și creșterii plantelor de lucernă

(Medicago sativa) și iarbă de gazon (Lolium perenne)

In proiectele de remediere a siturilor poluate, cel mai adesea se propun soluții de instalare

a unui covor vegetal (ierbos sau format din arbori și arbuști). Pentru aceasta trebuie să se



87

utilizeze plante care să poată rezista la conținuturile existente în sol (plante metal-tolerante).

Alteori se propun tehnologii de fitoremediere prin fitoextracție, ceea ce necesită plante

acumulotoare sau chiar hiperacumulatori de metale grele. Se cunosc liste de plante

hiperacumulatori, unele care au paleta largă de metale extrase sau unele specifice pentru un

anumit metal, de exemplu feriga în cazul arsenului (Faizaga et al., 2004; Komar et al., 1998) .

Testele cu plante terestre pot fi utilizate pentru a stabili fitotoxicitatea unor probe de sol

din siturile poluate, dar şi pentru fitotoxicitatea unor nămoluri sau sedimente sau deşeuri cu

contaminanţi toxici. Astfel de teste sunt utile pentru a stabili necesarul de remediere a siturilor

poluate sau pentru a stabili posibilitatea utilizării pe soluri a unor deşeuri (nămoluri de la staţiile

de epurare, compost de la tratarea deşeurilor municipale). Tot testele cu plante terestre se pot

folosi şi pentru a determina fitotoxicitatea unei substanţe sau a unui preparat care va ajunge în

sol.

Din punct de vedere toxicologic se consideră că cele mai sensibile stadii din ciclul de

viaţă al plantelor sunt stadiile foarte timpurii, repectiv germinarea seminţelor, creşterea

rădăcinilor şi tulpinilor în perioada imediat după germinaţie. De aceea, majoritatea testelor

standard se bazează pe această perioadă de dezvoltare.

Fitotoxicitatea unei substanţe se poate determina prin evaluarea efectelor asupra

germinaţiei seminţelor şi asupra creşterii în lungime a rădăcinilor si tulpinilor. Acesta este cel

mai simplu și mai utilizat în testarea fitotoxicității metalelor grele. Este standardizat în mai multe

ghiduri (EC, 2002; OECD, 2006a). In cazul de față am folosit o metodă de testare modificată

prin faptul că testele s-au efectuat în cutii Petri.

După 7 zile se înregistrează numarul de seminţe germinate din fiecare variantă, se

calculează mediile şi se determină puterea de germinare (% seminţe germinate din total seminţe

folosite) şi apoi se calculează germinaţia relativă (sau indicele de germinare).

100germ

germ

SIG

M

Unde: - IG este indicele de germinare (germinarea relativă)

- Sgerm este numărul de seminţe germinate în proba test

- Mgerm este numărul de seminţe germinate în proba martor

Pentru evaluarea efectelor fitotoxice se măsoară lungimea rădăcinilor şi și tulpinilor, se

calculează mediile la fiecare variantă. Apoi se calculează indicele de creştere relativă în lungime

a rădăcinilor (Er) și tulpinilor (Et), prin comparare cu varianta martor. Creșterea relativă se poate

exprima procentual față de cresterea rădăcinii și tulpinii de la varianta martor.

100medie

martor

LE

L

Se determină apoi indicele de toxicitate pentru creștere din cele două valori agregate:

2

tr EEIT

În final se determină indicele de toxicitate totală din valorile indicelui de germinare și cele două

valori agregate:



88

100

ITIGITG

Unde:

- E este indicele de crestere relativă (elongaţie)

- IT este indicele de toxicitate pentru cresterea radacinii si tulpinii.

- Lmedie este lungimea medie a rădăcinilor sau tulpinilor la varianta test

- Lmartor este lungimea medie a rădăcinilor sau tulpinilor la varianta martor

- ITG este indicele de toxicitate asupra germinaţiei (valoare agregată)

- IG este indicele de germinare a seminţelor la varianta test

Indicele de toxicitate combină indicele de germinaţie şi indicele de creştere a rădăcinilor

si tulpinilor. Unele substanţe au efect asupra creşterii rădăcinilor şi mai puţin asupra germinaţiei

propriuzise. Creşterea mai slabă a rădăcinilor faţă de martor denotă un stres indus de substanţa

testată.

Metoda de testare a fost germinarea semințelor în cutii Petri. Variantele experimentale

sunt prezentate în tabelul nr. 29.

Tabel 29. Concentraţiile de metale utilizate în testele de germinatie

Variante Cu2+

Zn2+

Cd2+

(mg/L) (mM) (mg/L) (mM) (mg/L) (mM)

M 0 0 0 0 0 0

C1 6,25 0,096 6,25 0,096 0,90 0,008

C2 12,5 0,197 12,5 0,191 4,50 0,040

C3 25 0,393 25 0,382 22,48 0,200

C4 50 0,79 50 0,765 112,40 1,000

C5 100 1,574 100 1,530 562 5,000

Pe parcurs s-au verificat cutiile și s-au efectuat adaosuri de soluții în funcție de necesități

pentru a menține umiditatea necesară germinării semințelor. La intervale de 7 zile s-au

înregistrat rezultatele privind germinarea și s-au efectuat măsurători ale lungimii rădăcinilor și

tulpinilor la 7 zile după germinație și la 14 zile. Rezultatele privind germinația după 7 zile (Cu și

Zn) sunt prezentate în graficele din fig. 11 pentru lucernă și fig. 12 pentru iarba de gazon, iar

rezultatele cadmiului sunt prezentate în fig. 13.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

M C1 C2 C3 C4 C5

%

Fig. 11. Efectul relativ al Cu și Zn asupra germinației semințelor de lucernă

Cu

Zn



89

Din rezultatele testelor de germinație (după 7 zile) rezultă că atât cuprul cât și zincul nu

afectează negativ procesul de germinație, dimpotrivă numărul semințelor germinate în prezența

metalelor este mai mare decât la testele martor. Procentul de germinație este mai mare și viteza

procesului este mai mare în prezența metalelor. Prin comparație între cele două metale, zincul

produce efecte pozitive mai mari la ambele specii, iar prin comparație între cele două specii de

plante, efectele pozitive sunt mai mari la lucernă decât la gazon în cazul ambelor metale.

Cadmiul afectează procesul de germinare, dar numai la concentrațiile mai mari.

Germinarea semințelor de Lolium perenne este redusă în prezența cadmiului în concentrație de

22 mg/L, iar la concentrații mai mari, practic, semințele nu au germinat. La lucernă efectul este

mai slab. Efecte negative se observă numai la concentrații de peste 22 mg/L.

Din rezultatele medii ale creșterii rădăcinilor și tulpinilor s-au calculat apoi valorile

indicilor de toxicitate în mod separat, pentru variabilele: creșterea în lungime a rădăcinilor și,

respectiv, creșterea în lungime a tulpinilor. Rezultatele obținute sunt prezentate grafic în fig. 14,

15 și 16 pentru efectele relative ale metalelor asupra lucernei și în fig. 17, 18 și 19 pentru

efectele relative ale metalelor asupra gazonului.

0

20

40

60

80

100

120

140

M C1 C2 C3 C4 C5

%

Fig. 12. Efectul relativ al Cu și Zn asupra germinației semințelor de Lolium perenne

Cu

Zn

0

20

40

60

80

100

120

140

M C1 C2 C3 C4 C5

%

Fig. 13. Efectul relativ al Cd asupra germinației semințelor de lucernă și Lolium perenne

Medicacago sativa Lolium perenne



90

Din rezultatele măsurătorilor privind creșterea rădăcinilor și tulpinilor se constată o serie

de efecte interesante ale celor trei metale asupra creșterii la cele două specii după germinare.

Efectele metalelor asupra lucernei

La lucernă cuprul în concentrație de 6,25 mg/L are ușoare efecte negative asupra

creșterii rădăcinilor (12% diminuare a creșterii) și a tulpinilor (16%). La concentrațiile de 12,5

mg/L și 50 mg/L efectele negative ale cuprului sunt moderate (28% și respectiv 32% diminuare

a creșterii rădăcinilor și 35% respectiv 29% diminuare a creșterii tulpinilor). O constatare

interesantă este faptul că la concentrațiile mai mici cuprul influențează mai puternic creșterea

tulpinii decât a rădăcinii pe când la concentrații mai mari raportul se inversează, influența

negativă este mai mare asupra creșterii rădăcinii decât a asupra tulpinii. La concentrația de 100

mg/L cuprul are efecte negative puternice asupra creșterii (inhibare 47% la rădăcină și 39% la

tulpină).

0

20

40

60

80

100

120

0 6.25 12.5 25 50 100

(%)

Cu (mg/L)

Fig. 14. Efectul relativ al Cu asupra creșterii rădăcinilor și tulpinilor la Medicago sativa

Roots

Shoots

0

20

40

60

80

100

120

0 6.25 12.5 25 50 100

%

Zn (mg/L)

Fig. 15. Efectul relativ al Zn asupra creșterii rădăcinilor și tulpinilor la Medicago sativa

Roots

Shoots



91

Zincul in concentrație de 6,25 mg/L are influențe negative asemănătoare cu cele ale

cuprului, respectiv 14% diminuarea creșterii la rădăcini și 17% la tulpini. La concentrațiile

zincului între 12,5 mg/L si 50 mg/L nu se poate stabili o tendință clară, însă la concentrația de

100 mg/L efectele de inhibare a creșterii sunt relativ puternice (30% pentru rădăcini și 40%

pentru tulpini). Prin comparație cu cuprul, la concentrația ridicată de zinc efectele negative sunt

mai slabe asupra rădăcinilor și mai puternice asupra tulpinilor.

Cadmiul, chiar în concentrații foarte mici (0,9 mg/L) produce efecte evidente asupra

creșterii rădăcinilor (32%) și asupra tulpinilor (24%) de la plăntuțele de lucernă. La concentrația

de 4,5 mg/L toxicitatea nu pare să crească, dar la 22,48 mg/L efectele cadmiului sunt extrem de

puternice (60% la rădăcini și 65% la tulpini efectul de diminuare a creșterii). La concentrații mai

mari de cadmiu, plantele nu se mai pot dezvolta deloc.

0

20

40

60

80

100

120

0 0.9 4.5 22.48 112.4 562

%

Cd (mg/L)

Fig. 16. Efectul relativ al Cd asupra creșterii rădăcinilor și tulpinilor la Medicago sativa

Roots

Shoots

0

20

40

60

80

100

120

0 6.25 12.5 25 50 100

%

Cu (mg/L)

Fig. 17. Efectul relativ al Cu asupra creșterii rădăcinilor și tulpinilor la Lolium perenne

Roots

Shoots



92

Peralta – Videa et al., (2004) au efectuat experimentări pe soluri cu adaosuri de metale

grele (variante cu 100 mg/kg Cr (VI), respectiv, Cd (II) 500 mg/kg, Cu (II) 500 mg/kg, Ni (II)

500 mg/kg, Zn (II) 500 mg/kg, în care s-au transplantat plăntuţe de lucernă (Medicago sativa) de

diferite vârste. Rezultatele au evidenţiat că plantele de lucernă sunt tolerante la metale grele în

funcţie de vârsta plantelor si de natura metalelor. Astfel, plăntuţele de 4 zile după germinaţie

sunt tolerante faţă de Zn, iar faţă de Cd şi Cu sunt tolerante numai după 20 zile de la germinaţie.

Autorii concluzionează că este posibilă utilizarea de plante de lucernă pentru decontaminarea

solurilor poluate cu Cd, Zn şi Cu prin utilizarea de plăntuţe plantate după vîrsta de 20 zile.

Pentru zinc nu s-a observat nici un fel de toxicitate la concentraţia de 500 mg/kg de sol. În

testele noastre plăntuţele de lucernă expuse la cadmiu imediat după germinaţie sunt sensibile.

Efectele metalelor asupra gazonului

Cuprul la concentraţia de 6,25 mg/L nu afectează creșterea rădăcinilor si nici a tulpinilor

la Lolium perenne, creșterea fiind egală ce cea de la probele martor. Peste această concentraţie

cuprul acționează toxic asupra creșterii rădăcinilor, efectul negativ crește pe măsaură ce crește

concentraţia. Astfel la 12,5 mg/L creșterea rădăcinilor este diminuată cu 21%, la concentraţia de

25 mg/L efectul este de 42% iar la 50 mg/L inhibarea este de 52%. La concentrația de 100 mg/L

0

20

40

60

80

100

120

0 6.25 12.5 25 50 100

%

Zn (mg/L)

Fig. 18. Efectul relativ al asupra creșterii rădăcinilor și tulpinilor la Lolium perenne

Roots

Shoots

0

20

40

60

80

100

120

0 0.9 4.5 22.48 112.4 562

%

Cd (mg/L)

Fig. 19. Efectul relativ al Cd asupra creșterii rădăcinilor și tulpinilor la Lolium perenne

Roots

Shoots



93

cuprul inhibă total creșterea rădăcinilor (efect 84%). Asupra creșterii tulpinilor la Lolium

perenne cuprul este mai putin toxic decât asupra rădăcinilor. Astfel până la 25 mg/L efectele

cuprului sunt mici, diminuarea creșterii tulpinilor este între 1-6%. La concentrațiile mai mari

efectele devin evidente dar totuşi procentul de inhibare nu depăşeşte 20 %.

Zincul este mai putin toxic decît cuprul asupra plantelor de Lolium perenne, până la

concentrația de 25 mg/L se înregistrează efecte pozitive asupra creșterii atât la rădăcină cât și la

tulpină (de exemplu la 6,25 mg/L creșterea relativă este de 108% la rădăcină ți 109% la tulpină).

Chiar şi la 50 mg/L zincul mai are efect pozitiv asupra creșterii tulpinilor (creștere 106%) dar

asupra rădăcinilor are efect negativ, producând o diminuare a creșterii cu 11%. La concentrația

de 100 mg/L efectele negative sunt puternice, mai ales asupra rădăcinilor (62% diminuare de

creștere). Asupra tulpinilor efectul este moderat (24% diminuare a creșterii).

Cadmiul la concentrația 0,9 mg/L nu produce efecte negative asupra tulpinii iar asupra

rădăcinii prezintă efecte pozitive (113% creștere relativă). La concentrația de 4,5 mg/L cadmiul

produce efecte negative numai asupra rădăcinii (16% diminuare a creșterii), creșterea tulpinilor

fiind neafectată. La 22,48 mg/L cadmiul produce efecte evidente, mai puternice asupra

rădăcinilor (29% diminuare a creșterii la rădăcini și 20% diminuare a creșterii la tulpini). La

concentrațiile mai mari de cadmiu plantele nu se mai dezvoltă.

Indicele agregat al toxicității metalelor, la diferitele concentrații testate, pentru cele două

specii de plante s-a calculat dupa formula prezentata mai sus. Rezultatele sunt date in tabelul nr.

30. Aceste rezultate exprimă efectul relativ al concentrației de metal asupra germinației și

creșterii plăntuțelor în primele 14 zile de după germinație. Valorile sunt calculate relativ la cele

obținute în testele martor fără metal, considerate ca fiind 100% (germinație și creștere normală).

Valorile mai mari de 100 indică un efect pozitiv, iar valorile mai mici de 100 indică un efect

negativ. Cu cât valoarea se apropie de zero cu atât efectul toxic este mai puternic.

Tabel 30. Efectul relativ agregat al metalelor asupra germinației și cresterii la lucernă și gazon

Varianta M C1 C2 C3 C4 C5

Metalul Lucerna (Medicago sativa)

Cu 100 107,8 78,4 122,6 79,3 60,1

Zn 100 104,9 105,2 116,9 105,3 93,5

Cd 100 84,2 85,0 43,8 3,1 0

Iarba de gazon (Lolium perenne)

Cu 100 104,6 97,0 82,1 65,4 58,2

Zn 100 121,4 121,9 121,1 111,6 75,2

Cd 100 112,8 107,5 50,5 1., 0

Din rezultatele prezentate se observă că toate cele trei metale, în concentrații mici,

produc efecte pozitive asupra germinației semințelor și creșterii plăntuțelor în prima perioadă de

după germinare. O excepție este cadmiul care, chiar la concentrație de 0,9 mg/L ale un efect

inhibitor de circa 15% asupra semințelor de lucernă, în schimb la iarba de gazon efectele sunt

pozitive până la concentrația de 4,5mg/L. Limitele de concentrație la care încep efectele negative

sunt diferite pentru cele trei metale testate și, chiar la același metal, sunt diferite în funcție de

specia de plante.



94

Cuprul produce efecte pozitive asupra semințelor de lucernă pînă la concentrația de 25

mg/L iar la Lolium pînă la 12,5 mg/L. Efecte evidente de stres se produc la concentrații de

50mg/L și 100 mg/L la ambele specii de plante.

Zincul este în general mai puțin toxic decât cuprul pentru plantele testate. Inclusiv la

concentrația de 50 mg/L efectul agregat este pozitiv chiar dacă se manifestă deja un anumit stres

asupra creșterii, mai ales la lucernă.

Cadmiul are efecte pozitive asupra semințelor de Lolium perenne pînă la 4,5 mg/L. La

lucernă efectele cadmiului sunt negative chiar și la concentrațiile mici, iar la 22 mg/L efectele

sunt drastice (inhibare 50%) la ambele specii de plante.

Rădăcinile plantelor sunt mai sensibile la metale decât tulpinile, în testele noastre acest

aspect este evident la Lolium perenne și mai puțin evident la lucernă. Rădacinile sunt foarte

active metabolic în perioada timpurie de creștere și de aceea sunt foarte susceptibile la stresul

provocat de metalele grele. Cadmiul extras este reținut în principal în rădăcini ăi mai puțin este

translocat în tulpini, acestea din urmă fiind mai puțin expuse. Recent, autorii explică diminuarea

creșterii rădăcinii ca urmare a intensificării procesului de lignificare a celulelor mult prea

timpuriu, acesta fiind un mecanism de apărare al celulelor la stresul produs de metale (Chen et

al., 2002; Donaldson, 2001; Finger-Teixeira et al., 2010; Lin et al., 2005).

Efectele cadmiului asupra germinației semințelor și creșterii plantelor de grâu

Problema solurilor contaminate cu metale grele din zonele miniere este o problemă

delicată pentru autoritățile de protecție și gestionare a solurilor, pentru autoritățile de protecție a

sănătăți și alimentației și pentru cercetarea științifică. Dintre metalele grele contaminante, în sol,

cadmiul ridică probleme deosebite datorită mobilității sale și datorită toxicității ridicate pentru

plante, animale și pentru oameni. Toate utilizările tehnice ale cadmiului conduc la dispersia lui

în mediu și implicit în soluri.

Pentru soluri există două surse principale de contaminare cu cadmiu. Prima este din

emisiile în atmosferă a particulelor de la activitățile de metalurgie extractivă a metalelor

neferoase (Pb, Zn), iar a doua este din tratarea solurilor cu îngrășăminte chimice (fosfați) care

pot conține cadmiu și tratarea cu nămoluri de la stațiile de epurare municipale care de asemenea

pot conține metale (inclusive cadmiu). Lorenz et al., (1997) au stabilit conținuturi de cadmiu

între 0,85-5,85 mg/kg în solurile din Europa care au fost fertilizate cu nămoluri de la epurarea

apelor reziduale municipale și între 10-16 mg/kg în solurile din foste zone miniere și

metalurgice. Cordos et al. (2007) au găsit conținuturi între 0,69 – 23 mgCd/kg sol (4,84 mg/kg în

medie) în zona din jurul haldei de steril de flotație Bozânta (Baia Mare). În terenurile agricole

din jurul acestei halde conținuturile de cadmiu au variat între 0,05-9,90 mg/kg (media 3,68

mg/kg).

În reglementările din România se acceptă 1 mg/kg ca fiind un conținut normal de cadmiu

în sol, iar 5 mg/kg și respectiv 10 mg/kg sunt valorile pragurilor de intervenție pentru solurile cu

folosințe sensibile, respectiv pentru cele cu folosințe mai puțin sensibile (Ord. 756/1997).

Pragurile de intervenție pentru aceleași tipuri de soluri sunt 5 mg/kg și, respectiv, 10 mg/kg. În

Olanda valoarea de referință este 0,8 mg/kg iar pragul de intervenție este 12 mg/kg. În Canada

valoarea de referință este 1,5 mg/kg, valoarea de alertă 5 mg/kg iar valoarea de intervenție este



95

20 mg/kg (Neag et al., 2001). În marea Britanie concentrația maximă admisă pentru solurile

agricole care primesc nămoluri de la stațiile de epurare este 3 mg/kg (Maxted et al., 2007), la fel

ca și în Romania (NT, 2004).

În zonele poluate intens cu metale grele se dezvoltă o vegetație natural compusă din

plante metal-tolerante. Unele dintre acestea sunt acumulatori sau chiar hiperacumulatori de

metale. Astfel de plante reprezintă o cale eficientă de a cuantifica gradul de expunere la cadmiu

a populației din zonă întrucât consumul de produse vegetale contaminate de la solurile poluate

reprezintă principala cale de expunere la cadmiu a populației. Agenția pentru standarde

alimentare din Marea Britanie limitează conținutul de Cd din boabele de grâu alimentar la 0.2

mg/kg s.p. (Maxted et al., 2007), și același conținut este permis în boabele de orez în China

(Cheng et al., 2006).

Metalele grele, în general, induc la plante un răspuns de creștere a activității peroxidazice

(Van Assche and Clijsters, 1990). Efectele toxice ale cadmiului se exprimă la nivelul celular prin

inducerea unei creșteri a speciilor biochimice de oxigen reactive (ROS) care produc un stress

oxidativ și deteriorarea structurilor membranare ca rezultat al peroxidizării lipidelor din aceste

structuri (Djebali et al., 2005; Ekmekci et al., 2008, Hédiji et al., 2010) precum și prin efecte de

degradare a proteinelor și acizilor nucleici. Cadmiul a fost dovedit ca inhibitor al proceselor de

fotosinteză la plantele de grâu (Atol et al., 1991) dar și pentru alte culturi agricole (trifoi roșu,

lucernă, fasole, mazăre, soia) ca rezultat al diminuării clorofilelor și altor pigmenți și datorită

închiderii stomatelor (Prasad, 1995).

Am efectuat teste ecotoxicologice cu semințe de grâu germinate expuse la diferite

concentrații de cadmiu. Variantele experimentale au cuprins patru concentrații de cadmiu (0,5;

2,5; 12,5; 62,5 mgCd2+

/L) și martor fără cadmiu, fiecare în două replicate. Soluțiile de cadmiu s-

au preparat cu sulfat de cadmiu (3CdSO4•8H2O) dizolvat în soluție nutritivă Knop (Mohr and

Schopfer, 1995). Pentru cultivarea materialului vegetal am folosit tehnica culturilor hidroponice

utilizată frecvent în teste ecotoxicologice. Lombi et al. (2000) au stabilit că în testele cu metale

plantele hiperacumulatoare se comportă similar în sol și în culturi hidroponice și propune

dezvoltarea de teste standard în culturi hidroponice pentru selectarea hiperacumulatorilor pentru

fitoextracție.

Culturile s-au realizat în flacoane din material plastic de 200 mL învelite în ambalaj

negru pentru a opri lumina să pătrundă în interiorul soluției, prevenind astfel dezvoltarea algelor.

S-a lăsat o fantă orizontală de 1 cm pentru a putea verifica nivelul soluției. În partea superioară a

flacoanelor a fost instalat suportul pentru plante pe o sită din plastic în contact direct cu suprafața

lichidului. Pe aceste site au fost plasate semințele de grâu pentru germinare. La început s-a

realizat germinarea semințelor în apă de robinet la toate variantele. După germinare s-au ales

câte 5 plăntuțe sănătose pentru fiecare replicat și s-au instalat în soluțiile de testat conform

variantelor din tabelul nr. 31. Plantele au fost monitorizate timp de două săptămâni după

germinare și plasarea în condițiile experimentale. În acest timp s-a completat nivelul de lichid cu

soluțiile corespunzătoare variantei.

S-au înregistrat observații și s-au efectuat măsurători ale lungimii rădăcinilor și tulpinilor

la 7 zile și la 14 zile. După 14 zile s-au recoltat tulpinile prin tăiere la colet și s-au uscat la 700C.

Din biomasa uscată s-a determinat conținutul de cadmiu prin dezagregare și absorbție atomică la

un aparat Perkin Elmer. Rezultatele după 14 zile sunt prezentate în tabelul 31.



96

Tabel 31. Rezultatele înregistrate după 14 zile de expunere a plantelor de grâu la diferite

concentrații de cadmiu

Va-

riante

Repli-

cate

Concen

-trație

Cd2+

(mg/L)

Lungime

medie

rădăcini

(cm) *

Lungime

medie

tulpini

(cm) *

Bio-

masă

(mg

s.u.)**

Conținut

Cd în

biomasă

(mg/kgs.u.)

Observații

M 1

2

0

0

13,7±2,0

14,0±4,1

24,0±5,5

25,8±5,7

205

244

2,521

2,588

La variantele M și V1 rădăcinile și

tulpinile sunt

viguroase și cu

ramificații. La V3 rădăcinile sunt slabe.

La V4 rădăcinile

sunt foarte slabe iar tulpinile sunt roșcate

și vu vârfurile

uscate.

V1 1

2

0,5

0,5

13,5±6,0

13,9±6,2

19,6±3,6

21,6±4,3

189

181

67,61

61,65

V2 1

2

2,5

2,5

12,6±3,5

13,2±4,0

21,5±3,9

20,8±3,4

165

247

77,26

73,44

V3 1

2

12,5

12,5

4,0±0,3

4,3±0,8

19,8±1,9

19,4±4,9

147

151

142,08

225,08

V4 1

2

62,5

62,5

1,6±0,4

1,4±0,6

10,4±4,7

7,1±4,8

100

055

299,90

265,71 * Cifrele reprezintă valori medii ale 5 plante. ** Valorile reprezintă biomasa cumulată a celor 5 plante recoltate

per variantă.

Pentru a calcula efectul fitotoxic (inhibare a creșterii) s-au calculat indicatorii relativi de

reducere a lungimii pentru rădăcini și pentru tulpini raportate la varianta martor considerată

valoare de referință. Acest index de creștere relativă este exprimat în procente față de martor.

Indexul de toxicitate este apoi agregat din cele două valori.

2

sr EETI

Unde: Et și Er sunt indicatorii de crestere relativă a tulpinilor respectiv rădăcinilor; Lmt și Lmr reprezintă creșterea

tulpinilor respectiv rădăcinilor la varianta martor. TI este indexul de toxicitate agregat.

Noi am mai adăugat o variabilă pentru indexul final de toxicitate (CI sau coeficientul de

inhibare), respectiv cantitatea de biomasă produsă în partea aeriană a plantelor (biomasa

tulpinilor recoltate). Pentru biomasă am calculat indicele de creștere relativă a biomasei prin

raportare la varianta martor.

Unde: Rb este indicele de creștere relativă a biomasei; Bp și Bm sunt valorile biomasei in proba expusă și respectiv în

proba martor iar CI este coeficientul agregat de inhibare a creșteri.

Tabel 32. Creșterea relativă a lungimii rădăcinilor, tulpinilor și biomasei după 14 zile de

expunere

Vari-

ante

Concentra-

ție Cd2+

(mg/L)

Et după

14 zile

Er după

14 zile

TI

după

14 zile

Rb după

14 zile

(s.u.)

Relative Inhibition

Coefficient

(agregat) (CI)

M 0 1 1 1 1 1

V1 0,5 0,83 0,99 0,92 0,85 0,885

V2 2,5 0,85 0,93 0,88 0,91 0,895

V3 12,5 0,79 0,30 0,56 0,66 0,610

V4 62,5 0,35 0,11 0,25 0,35 0,300



97

Cu ajutorul unui program STATISTICA 06 SYGMA s-au analizat statistic rezultatele la

p=0,05 în scopul stabilirii coeficienților de corelație și a semnificației rezultatelor. De asemenea

s-au obținut din program ecuațiile caracteristice ale curbelor din diagramele concentrație-efect,

ecuații care au fost apoi aplicate pentru a calcula diferite valori ECx.

Rezultatele testelor sub forma valorilor medii ale lungimii rădăcinilor și tulpinilor cu

erorile standard în intervalul de 95% încredere sunt prezentate în figurile 20 și 21. Gradul de

corelație și ecuațiile caracteristice au fost stabilite prin regresie liniară din diagramele lungimii

rădăcinilor versus concentrațiile de cadmiu în soluția nutritivă (fig. 22 și Fig. 23), lungimea

tulpinilor versus concentrația de cadmiu din soluția nutritivă (fig. 24 și Fig. 25) și din biomasa

uscată versus concentrația de cadmiu în soluția nutritivă (fig. 26).

Rezultatele indică în primul rând faptul că efectele negative ale cadmiului sunt mai

puternice asupra dezvoltării rădăcinilor decât asupra dezvoltării tulpinilor. Astfel, după 14 zile

de expunere la concentrația de 12,5 mg/L cadmiu dezvoltarea rădăcinilor este inhibată cu 75%

iar a tulpinilor cu 20%. La concentrația cea mai mare (62,5 mg/L) de cadmiu rădăcinile pract ic

nu se mai dezvoltă iar tulpinile sunt inhibate cu 62%. Aceste diferențe se explică prin faptul că

rădăcinile sunt expuse direct la concentrația maximă de cadmiu existent în soluția de testare pe

când tulpinile nu sunt expuse decât la acea parte din metal care este transferată din rădăcini după

absorbție. În plus s-a dovedit că la majoritatea speciilor cadmiul se extrage și se acumulează în

radăcini, conținutul acestora fiind de 10 ori mai mare decât în tulpini (Chaney et al., 1997).

Astfel de rezultate privind acumularea cadmiului în rădăcini au fost publicate pentru

Arabidopsis halleri (Kupper et al., 2000), pentru Thlaspi caerulescens (Lombi et al., 2000),

Agrostis tennuis (Dahmani-Muller et al., 2000), Alium aestivum (Jiang et al., 2001) and An

(2004) a obținut rezultate asemănătoare pentru grâu (Triticum aestivum), pentru porumb (Zea

mays) și pentru sorg (Sorghum bicolor). Hédiji et al. (2010) a găsit conținuturi de cadmiu în

rădăcini de 10 ori mai mari decât în tulpini la plantele de roșii. Maine et al (2001) a înregistrat

conținuturi de cadmiu în rădăcini de 10 până la de 50 de ori mai mari decât în părțile aeriene la

macrofitele flotante Pistia stratiotes din ape poluate cu 1-6 mg/L cadmiu.

În testele noastre concentrațiile mici de cadmiu au inhibat numai în mică măsură

dezvoltarea rădăcinilor de grâu. Astfel, efectul de inhibare este între 1% și 7% la concentrațiile

de cadmiu de până la 2,5 mg/L. În schimb la tulpini efectul este mai important decât la rădăcini

la concentrațiile mici de cadmiu (efect de 15% la 2,5 mg/L). Papazoglu (2011) a indicat absența

efectelor negative la concentrații mici de cadmiu (10mg/kg) în sol pentru plantele de Cynara

cardunculus. În testele efectuate de Kuzovkina et al. (2004) cu sălcii în soluție hidroponică

plantele nu au fost afectate până la concentrația de 25 µM (2,82 mg/L) cadmiu în soluția

nutritivă.

Creșterea biomasei la plăntuțele de grâu din testele noastre indică la fel, o inhibare slabă

la concentrații scăzute de cadmiu în soluția nutritivă. Astfel, diminuarea biomasei uscate a fost

de 9-15% la variantele cu concentrații de cadmiu până la 12,5 mg/L. La concentrații mai mari se

înregistrează o diminuare puternică a creșterii biomasei (44% diminuare la 12,5 mg/L și 65% la

concentrația de 62,5 mg/L). Aceste rezultate se corelează normal cu inhibarea creșterii în

lungime a rădăcinilor și a tulpinilor. Hédiji et al. (2010) la testele cu roșii au găsit că diminuarea

biomasei a fost mai accentuată, la 20 µM Cd cu 43% pentru tulpini și cu 32% pentru frunze. La

100 µM Cd creșterea biomasei a scăzut cu 95%. Efectele mai puțin drastice pentru grâu din



98

testele noastre se explică prin rezistența mai mare a speciei și probabil durata de expunere mai

scurtă.

0.0 0.5 2.5 12.5 62.5

Cadmium conc. [mg/L]

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Av

era

ge

ro

ot

len

gth

[c

m]

Mean Mean±0.95 Conf . Interv al

Fig. 20. Influența concentrațiilor de cadmiu asupra creșterii rădăcinilor la plantele de grâu după

două săptămâni de expunere

0.0 0.5 2.5 12.5 62.5


4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

30

Av

era

ge

sh

oo

t le

ng

th [

cm

]

Mean Mean±0.95 Conf. Interval

Fig. 21. Influența concentrațiilor de cadmiu asupra creșterii tulpinilor la plantele de grâu după




99

-10 0 10 20 30 40 50 60 70


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

Ro

ot

len

gth

[c

m]

y=12.1431-0.1874·x; 0.95 Conf. int.; r=-0.6994; p=0.0000

Fig. 22. Diagrama lungimii rădăcinilor plantelor de grâu funcție de concentrația de cadmiu după


-2 0 2 4 6 8 10 12 14


2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

Ro

ot

len

gth

[c

m]

y=14.2387-0.7971·x; 0.95 Conf. int.; r=-0.7085;

Fig. 23. Diagrama lungimii rădăcinilor plantelor de grâu funcție de concentrația de cadmiu după

două săptămâni de expunere (0-12.5 mg/L)

-10 0 10 20 30 40 50 60 70


-5

0

5

10

15

20

25

30

35

Sh

oo

t le

ng

th [

cm

]

y=22.4291-0.2918·x; r=-0.7219; Conf. int. 0.95



100

Fig. 24. Diagrama lungimii tulpinilor plantelor de grâu funcție de concentrația de cadmiu după


-2 0 2 4 6 8 10 12 14

Cadmium concentration [mg/L]

0

5

10

15

20

25

30

35S

ho

ot

len

gth

[c

m]

y=22.5453-0.2536•x; 0.95 Conf. int.; r=-0.2461

Fig. 25. Diagrama lungimii tulpinilor plantelor de grâu funcție de concentrația de cadmiu după

două săptămâni de expunere (0-12.5 mg/L)

-10 0 10 20 30 40 50 60 70


40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

Bio

ma

ss

[m

g d

. w

.]

y=202.077-2.0755·x; 0.95 Conf. int.; r=-8671

Fig. 26. Diagrama cantității de biomasă funcție de concentrația de cadmiu

-10 0 10 20 30 40 50 60 70


-10

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Gro

wth

in

hib

itio

n e

ffe

ct

(%)

y=10.6071+0.9995·x; 0.95 Conf. pnt.; r=0.9391; p=0.0179



101

Fig. 27. Diagrama efectului de inhibare a creșterii plantelor dr grâu funcție de concentrația

cadmiului

-2 0 2 4 6 8 10 12 14


-5

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45G

row

th i

nh

ibit

ion

eff

ec

t (%

)

y=4.566+2.7572·x; 0.95 Conf. int.; r=0.9679; p=0321

Fig. 28. Diagrama efectului de inhibare a creșterii plantelor dr grâu funcție de concentrația

cadmiului (0-12.5 mg/L)

-10 0 10 20 30 40 50 60 70

Cadmium concentration [mg/L]

-20

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

280

Ca

dm

ium

co

nte

nt

in b

iom

as

s (

mg

/kg

d. w

.)

y=72.506+94.1035·log10(x)

Fig. 29. Diagrama cantității de biomasă funcție de concentrația de cadmiu în soluția nutritivă

Graficul cu diagrama efectului de inhibare a creșterii (agregat) versus concentrația

cadmiului în soluția nutritivă este prezentat în fig. 27 pentru intervalul de concentrație 0-62,5

mg/L iar în fig. 28 aceeași diagramă pentru intervalul 0-12,5 mg/L.

Din graficul din fig. 27 rezultă ecuația statistică care se folosește pentru estimarea

diferitelor valori ECx (unde x este o valoare a efectului toxic – inhibarea dezvoltării plantei – în

procente față de martorul fără toxic).

99954.0

6071.10

xECx

În acest fel se obțin următoarele valori pentru indicatorii de toxicitate:

EC50=39,41 mg/L

EC90=79,40 mg/L



102

Întrucât valorile mici pentru ECx nu se pot estima din această formulă, pentru calcularea

EC10 și EC05 s-a folosit o altă ecuație obținută din graficul din fig. 28 care exprimă o altă variație

a efectului toxic la concentrațiile mici de cadmiu (0-12,5 mg/L). Astfel pentru a estima valoarea

EC10 (care poate fi considerată ca foarte apropiată de LOEC1) și valoarea EC05 (care poate fi

considerată ca foarte apropiată de NOEC2) s-a utilizat ecuația

7572.2

566.4

xECx

obținută din fig. 28 și s-au calculate valorile indicatorilor:

EC10=1,97 mg/L

EC05=0,157 mg/L.

Acumularea cadmiului în tulpini prezentată în tabelul 31 și în fig. 28 ilustrează o

corelație nonliniară cu concentrația de metal din substrat (în cazul nostru soluția nutritivă).

Conținutul de metal în biomasă crește logarithmic cel puțin în prima parte a graficului (în

domeniul concentrațiilor mici de metal în soluția nutritivă). Conținuturile ridicate de metal în

biomasa tulpinilor (ex. 100 mg/kg s.u.) din test ar putea sugera că grâul este un hiperacumulator

(conform regulilor stabilite de (Fernandez et al., 2008; Reeves and Baker, 2000) dar pentru

aceasta sunt necesare alte teste specifice.

În concluzie din rezultatele testelor noastre ecotoxicologice efectuate cu plăntuțe de grâu

în culturi hidroponice cu diferite concentrații de cadmiu putem face următoarele estimări:

Inhibarea cu 50% a creșterii plantelor de grâu se produce la concentrația de 39,41 mg/L

cadmiu în soluția nutritivă (CI50=39,41 mg/L);

O concentrație de 79,40 mg/L a cadmiului în soluția nutritivă produce practic o inhibare

totală a dezvoltării plantelor (CI90=79,40 mg/L);

Nivelul de concentrație la care se produc primele efecte evidente de inhibare a creșterii

plantelor de grâu este 1,97 mg/L cadmiu în soluția nutritivă (CI10=1,97 mg/L – considerat

foarte apropiat de LOEC);

Concentrația de cadmiu în soluția nutritivă până la care nu se produc efecte evidente de

inhibare a creșterii plantelor de grâu este 0,16 mg/L (CI05=0,16 mg/L – considerat foarte

apropiat de NOEC).

Interpretarea ultimelor două valori este conformă cu noile considerații din ghidul OECD

care propun abandonarea utilizării indicatorului NOEC întrucât gradul de încredere este mic și

variația mare și înlocuirea acestuia cu un alt indicator care poate fi determinat prin metodele de

regresie liniară sau nonliniară care sunt mai precise. Luând în considerare această orientare,

Isnard et al. (2001) au analizat valorile NOEC prin comparație cu EC05 și au stabilit că raportul

EC05/NOEC este de 1,10 în medie pentru o paletă foarte largă de organisme biologice testate.

Între cele două valori CI05-CI10, respectiv, între concentrațiile 0,16 – 1,97 mg/L cadmiu

în soluția nutritivă există un interval de incertitudine în care pot să existe efecte mai mult

sau mai puțin evidente în funcție de condițiile specifice ale culturii.

Biomasa vegetală a plantelor de grâu din culturile hidroponice acumulează cadmiu.

Creșterea conținutului de cadmiu în biomasă crește logaritmic cu creșterea concentrației

din mediul nutritiv numai în domeniul concentrațiilor mici de metal în mediul nutritiv.

1 The lowest concentration producing an observd effect (The Lowest Observed Effect Concentration) 2 The highest concentration that produce no observed effect (The No Observed Effect Concentration)



103

Efectele metalelor grele asupra plantelor acvatice

Cercetările privind toxicitatea metalelor din mediul acvatic asupra plantelor le-am

efectuat cu plante de lintiță (Lemna sp.) și au fost publicate în lucrarea Aquatic phytotoxicity of

heavy metals Cu, Cd and Zn: ecotoxicological tests with duckweed plants (Lemna minor)

(Oros, 2013) în revista Environmental Engineering and Management Journal, ISSN 1582-2214,

Vol. 12, No 2, 2013, 343-350 și citată de 4 ori în alte lucrări publicate în reviste ISI.

Deasemenea unele rezultate au fost publicate în 3 lucrări din Buletin Stiintific al

Universităţii de Nord din Baia Mare, Seria D: Exploatari Miniere, Prepararea Substantelor

Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa, Geologie si Ingineria Mediului, revistă indexată BDI.

Metalele grele sunt contaminanți obișnuiți în apele dulci de suprafață. Aceste ape conțin

adesea metale dizolvate provenite din surse naturale. Astfel reglementările actuale din România

(Ordinul 161/2006) stabilesc valori de 20 µg/L Cu, 100 µg/L Zn, 0,5 µg/L Cd și 300 µg/L Fe

pentru apele de suprafață din categoria I-a, considerată a corespunde cu apele naturale. Pentru

apele din categoria a IV-a, conținuturile maxime ale acestor metale sunt de 100 µg/L Cu, 1000

µg/L Zn, 5 µg/L Cd și 2 mg/L fier, peste aceste valori ale conținuturilor de metale apele sunt

considerate degradate. De cele mai multe ori apele de suprafață sunt contaminate cu metale grele

din surse antropice. În zonele cu activități miniere de exploatare a minereurilor de metale

neferoase și de metale prețioase, apele sunt contaminate cu metale din apele de mină și din alte

ape reziduale ale activităților miniere. Printre metalele care contaminează aceste ape cele mai

frecvente sunt fierul, cuprul, și zincul. Cadmiul este un metal însoțitor al zincului în minereuri și,

prin urmare, va însoți în concentrații mai mici celelalte metale în apele poluate din zonele

miniere. Aceste metale sunt cunoscute ca fiind toxice pentru viețuitoare în general și pentru

organismele acvatice în special.

Lintiţa (Lemna sp.) este o plantă vasculară de dimensiuni mici (cîţiva milimetri până la 1

cm) care pluteşte pe suprafaţa apei. Este foarte răspândită în apele dulci ale lacurilor și iazurilor

eutrofe dar, se cultivă şi se multiplică uşor și în condiţii de laborator (creşte bine în acvarii).

Planta este formată dintr-o singură frunzuliță (numită frondă) care plutește și o rădăcină scurtă

(până la 1-1,5 cm) care atârnă în apă. Plantele de lintiță absorb din apă prin toată suprafața de

contact, de aceea sunt foarte sensibile la poluanți (după unii autori lintița este mai sensibilă decât

algele, Mohamad et al., 2010). Răspândirea largă, sensibilitatea deosebită la poluanţi şi condiţiile

simple de cultivare fac ca lintiţa să fie propusă şi utilizată ca specie test în cercetările de

toxicitate acvatică. Foarte mulți autori consideră plantele de lintiță printre cele mai bune pentru a

studia toxicitatea metalelor grele în apele de suprafață (Dirligen, 2011; Eberius, 2001a, 2001b,

2001c; Horvat et al., 2007; Megateli et al., 2009;Mohan și Hosetti, 1997; Nauman et al., 2007;

Radic et al., 2011; Wang, 1986, 1990).

În plus, plantele din familia Lemnacee sunt cunoscute a avea capacitatea da a acumula

metale grele şi alţi poluanţi. Deci ele sunt considerate potrivite pentru a îndepărta excesul de

metale grele din din ape (Axtell et al., 2003). Barti și Banerjee (2012) au testat plantele

macrofite acvatice Lemna minor și Azolla pinnata pentru îndepărtarea prin fitoremediere a



104

metalelor din efluentul de la minele de cărbune. Lemna minor a reținut metalele existente în apa

de mină (Fe, Mn, Cu, Zn, Ni, Pb, Cr, Cd) iar metalele au redus conținutul de clorofilă cu 29% și

conținutul de proteine cu 15%. Ambele specii au fost considerate adecvate pentru utilizare în

tehnicile de fitoremediere a apelor poluate cu metale grele.

Inafară de OECD (2006b) şi EPA (1996) au apărut ghiduri si metode standard pentru

testele de ecotoxicitate cu lintiţă în diferite ţări precum AFNOR (1996) în Franţa, ASTM (1991)

în Statele Unite ale Americii, SIS (1995) în Suedia şi standardul internaţional ISO (ISO/DIS

20079, 2004). În Uniunea Europeană testele de ecotoxicitate sunt standardizate în Regulamentul

440/2008 şi Regulamentul 761/2009, testul cu Lemna sp este codificat C.26 (EC, 2009 - Test de

inhibare a creşterii speciei Lemna).

Ghidurile OECD şi EPA stabilesc teste de toxicitate cu Lemna sp. (Lemna minor şi

Lemna gibba - ambele specii au fost studiate profund pentru teste de ecotoxicitate) cu expunere

pe durata de 7 zile. Testele sunt teste statice fără reînnoirea mediului sau pot fi semistatice cu

reînnoire periodică la 2-3 zile sau teste în flux cu reînnoire continuă a soluţiei. Reînnoirea

soluţiei este utilă atunci când substanţa testată se pierde din soluţie prin volatilizare sau prin

fotodegradare, precipitare ori biodegradare.

Testele cu Lemna sp. se efectuează de obicei pentru determinarea impactului unor

poluanţi (în special pesticide) asupra plantelor vasculare acvatice şi evaluarea riscului legat de

utilizarea unor compuşi chimici. Testele se efectuează de regulă prin expunere pe durata a 4 – 14

zile iar răspunsul înregistrat este inhibarea creşterii sau mortalitatea. Toxicitatea este exprimată

în EC50 – concentraţia la care se produce o inhibare a creşterii de 50%. Testele de toxicitate a

metalelor pentru plantele superioare acvatice de asemenea se fac în mod frecvent pe lintiţă.

Indicatorul de bază utilizat pentru exprimarea toxicităţii este EC50 (concentraţia eficientă

medie – concentraţia la care se înregistrează efectul de 50%), iar efectul principal urmărit este

inhibarea creşterii (reducerea vitezei de creştere).

Viteza de creştere (rata de creştere) la plantele de lintiţă poate fi evaluată pe baza unor

masurători diferite. Cel mai frecvent parametru măsurat în teste este formarea de plăntuţe noi. Pe

masură ce planta se dezvoltă şi formează fronde noi, acestea devin mature se desprind şi

formează plăntuţe noi (adesea rămân asociate în colonii). În prezenţa unor toxice, acest proces de

multiplicare vegetativă este inhibat, astfel încât numărul de plătuţe nou formate se corelează cu

concentraţia de toxic şi, respectiv, cu sensibilitatea plantei faţă de anumite substanţe toxice.

Literatura consideră că rata de creștere exprimată prin numărul de plăntuţe noi este parametrul

cel mai bine corelat. Aproximativ la fel este și rata de creștere pe baza biomasei. Dar ele sunt

obligatorii în toate ghidurile metodologice, inclusiv ghidul ISO 20079. Alti cercetători găsesc că

numărul de plăntuţe noi este cel mai bine corelat dintre parametrii de crestere pentru a detecta

toxicitatea cronică (la 7 zile) a levigatului din depozitele de deşeuri municipale (MacKenzie et

all, 2003). Eberius (2001 b) demonstrează că modul de organizare a testului și variabilele

măsurate pot conduce la rezultate diferite privind sensibilitatea lintiței la diferite toxice.

Rata de creştere mai poate fi măsurată şi prin măsurarea vitezei de creştere a biomasei. În

acest scop se înregistrează cantitatea de biomasă formată după 7 zile la probele expuse prin

comparaţie cu proba martor. Biomasa se cântăreşte ca substanţă proaspătă şi ca substanţă uscată.

Unele lucrări de specialitate propun ca o măsură a ratei de creştere măsurarea suprafeţei

totale a frunzelor formate. Unii autori consideră că acest parametru nu este foarte bine corelat cu



105

expunerea şi sensibilitatea faţă de toxic și s-a elaborat o metodă automată și un scananalizor ca

instrument util în testele ecotoxicologice cu lintiță (Eberius, 2001c).

Efecte asupra parametrilor biochimici. Pe lângă inhibarea creșterii, scăderea conţinutului

de clorofile şi carotenoizi poate fi privită ca un răspuns al organismului asociat cu toxicitatea

diferiţilor poluanţi inclusiv metale grele. Probabil că scăderea conținutului de clorofile ca

rezultat al toxicităţii metalelor grele poate fi explicația diminuării producţiei de biomasă la

plantele de lintiţă. Carotenoizii şi clorofila “a” par a fi biomarkeri mai sensibili decât clorofila

“b” (Radic et al., 2011). Enzimele antioxidante precum peroxidaza pot servi ca biomarker

important pentru poluarea mediului (Siesko et al., 1997)

Culoarea plantelor. Culoarea plantelor de lintiţă este un element important în evaluarea

rezultatelor ea exprimând vitalitatea plantei la fel de bine ca şi numărul de frunze sau suprafaţa

lor. În cadrul testărilor pot să apară adesea frunze clorotice (îngălbenite), sau de culoare verde

mai deschisă ori pete necrotice. Acestea sunt dovezi că toxicul are efecte directe sau indirecte

asupra aparatului fotosintetic. Triazinele produc un efect invers de accentuare a culorii verzi

(care este tot un răspuns al plantei la acţiunea toxicului). Clasificarea gradului de vitalitate pe

baza culorii plantei se poate face în trei modalităţi: (1) prin extragerea şi măsurarea cantitativă a

clorofilei (aceasta trebuie corelată cu suprafata frunzelor sau cu biomasa); (2) descrierea

calitativă a tuturor modificărilor de culoare observate pe parcurs (aceasta are un grad mare de

subiectivism şi rezultatul nu poate fi corelat corect cu alţi parametri); (3) clasificarea vizuală a

plăntuţelor pe baza culorii în plante sănătoase, plante afectate şi plante moarte. Unele ghiduri

(ASTM) stabilesc că numai plantele cu cloroză mai mică de 50% trebuiesc numărate ca plante

vii.

Un alt rezultat care poate fi luat în considerare la testele cu plante acvatice (în special la

testele cu Lemna sp.) este capacitatea plantelor de recuperare în urma efectelor toxice. Pentru

aceasta, după trecerea perioadei de expunere la toxic, plantele sunt trecute în mediu nutritiv

proaspăt fără toxic şi se evaluează dezvoltarea pe durata de 7 – 14 zile.

Plantele de lintiță folosite în experimentările noastre au fost plante din specia Lemna

minor dintr-o cultură proprie, dezvoltată în laborator pe mediu nutritiv SIS. Plantele folosite ca

inocul pentru teste erau plante tinere în faza de dezvoltare exponențială a culturii. Organizarea

testelor ecotoxicologice s-a făcut după ghidul EC din Regulamentul 761/2009, testul cu Lemna

sp codificat C.26 (Test de inhibare a creşterii speciei Lemna).

Am efectuat mai multe serii de teste pentru a evalua efectele metalelor Cu, Zn, Fe și Cd

separat, teste cu combinații de metale Cu-Zn, Cd-Zn, Cu-Cd Cu-Cd-Zn și Cu-Fe, Cd-Fe în

mediul de cultură. Alte teste s-au efectuat pentru a evalua capacitatea de recuperare a plantelor

afectate din testele anterioare.

O serie de teste preliminare pentru a stabili domeniul de concentrații pentru efectele

toxice EC05 – EC90 pentru fiecare din cele patru metale au fost publicate în lucrările Oros și

Toma (2012a, 2012b), Oros și Tudoran (2012). Prin aceste teste am stabilit următoarele valori

EC50: 1,51 mg/L pentru cupru, 5,45 mg/L pentru zinc, 0,40 mg/L pentru cadmiu, iar pentru fier

nu s-a putut stabili acest indicator, fierul fiind considerat netoxic. Conform literaturii de

specialitate unitatea de toxicitate este acea concentrație dintr-un toxic care produce un efect de

50% (în cazul nostru – inhibare a creșterii de 50%). Pentru mai multe toxice existente în mediu

se calculează fracții ale valorilor UT individuale care pot fi apoi însumate pentru a stabili

toxicitatea mediului respectiv. Pe baza rezultatelor din prima serie de teste, noi am stabilit



106

următoarele valori ale unităților de toxicitate pentru cele trei metale: 1UTCu=1,51 mg/L;

1UTCd=0,40 mg/L; 1UTZn=5,45 mg/L. Folosind aceste valori de referință pentru testele cu

lintiță, am stabilit valorile concentrațiilor experimentale ulterioare cu metale în combinație.

Următoarele teste au fost efectuate cu metalele Cu, Zn, Cd și au fost publicate în lucrarea

Oros (2013).

Prima serie de teste s-a efectuat pentru metale separat, cu câte cinci variante de

concentrații diferite între următoarele limite: Cu între 32 – 160 µM; Cd între 8 – 40 µM; Zn între

64 – 320 µM. Aceste plaje de concentrații pentru cele trei metale au fost stabilite pe baza

rezultatelor testelor preliminare.

A doua serie de teste s-a efectuat pentru a urmari influența zincului în combinație cu

cuprul și cadmiul, iar în a treia serie s-a urmărit influența fierului în combinație cu cuprul și

cadmiul. Pentru a stabili seriile de concentrații din aceste variante experimentale s-au folosit ca

valori de referință unitataea de toxicitate (UT). După expunere, testele din seriile II și III au fost

continuate, pentru a verifica capacitatea de recuperare a plantelor. Pentru aceasta, după

terminarea perioadei de expunere (2 săptămâni), plantele au fost trecute pe mediu nutritiv

proaspăt, fără metale grele. Ele au fost păstrate în aceleași condiții încă 2 săptămâni și s-a

monitorizat dezvoltarea acestora (rata de creștere ca număr de fronde și ca suprafață totală a

frondelor viabile). Variantele experimentale sunt prezentate în tabelele 33 și 34.

Tabel 33. Variantele experimentale (seriile I și II) pentru testele de toxicitate a metalelor grele

asupra plantelor de lintiță Variante M V1 V2 V3 V4 V5 V6 V7

Adaos de

metale

(UT)

0 0,5UT Cu 1UT Cu 0,5UT Cu

0,5UT Zn

1UT Cu

0,5UT Zn

0,5UT Cu

0,5UT Cd

0,5UT Cu

0,5UT Zn

0,5UT Cd

0,5UT Cd

0,5UT Zn

Adaos de

metale (mg/L)

0 Cu 0,76 Cu 1.51 Cu 0,76

Zn 2,73

Cu 1,51

Zn 2,73

Cu 0,76

Zn 0,20

Cu 0,76

Zn 2,73 Cd 0,20

Cd 0,20

Zn 2,73

Adaos de

metale (µM)

0 Cu 11,9 Cu 23.8 Cu 11,9

Zn 41,8

Cu 23,8

Zn 41,8

Cu 11,9

Cd 1,8

Cu 11,9

Zn 41,8

Cd 1,8

Cd 1,8

Zn 41,8

Replicate 3 3 3 3 3 3 3 3

Plante/replicat 20 20 20 20 20 20 20 20

Tabel 34. Variantele experimentale (seria III) la testele de toxicitate a metalelor asupra lintiței în

prezența fierului Variante M V1 V2 V3 V4 V5

Adaos de metale

(UT)

0 0,25UT Cu 0,25 UT Cd 0,25UT Cu

+ Fe

0,25UT Cd

+Fe

0,25UT Cu

0,25UT Cd

Adaos de metale

(mg/L)

0 Cu 0,38 Cd 0,10 Cu 0,38

Fe 3,58

Cd 0,10

Fe 3,58

Cu 0,38

Cd 0,10

Adaos de metale

(µM)

0 Cu 6,0 Cd 0,90 Cu 6,0

Fe 64,10

Cd 0,90 Fe

64,10

Cu 6,0

Cd 0,90

Replicate 3 3 3 3 3 3

Plante/replicat 20 20 20 20 20 20

Fiecare replicat s-a pregătit în felul următor. În recipiente de plastic s-au introdus câte

150 mL lichid (mediu nutritiv SIS plus/fără metal) și 20 plante de Lemna minor prelevate dintr-o

cultură de laborator care era în stadiul de dezvoltare exponențială. Recipientele au fost apoi

expuse în laborator, la lumina naturală și temperatura camerei. Fotoperioada corespunzătoare



107

lunilor iunie și iulie era de aproximativ 16 ore lumină și 8 ore întuneric, iar temperatura camerei

între 28 ÷ 32 0C. Toate recipientele au fost acoperite cu folie transparentă pentru a se evita

pierderile de apă prin evaporare.

Periodic (în special după 7 zile) s-a verificat și înregistrat numărul de fronde la fiecare

replicat. Numărarea frondelor s-a efectuat în două moduri diferite: prin numărare directă și prin

numărare de pe imaginile digitale în computer. S-au mai înregistrat și alte observații precum

decolorare, cloroză, necroze, mărimea frondelor sau alte aspecte caracteristice ale frondelor.

Rezultatele înregistrate au fost comparate cu cele obținute în replicatele variantei martor fără

toxic. Toate rezultatele au fost apoi prelucrate statistic și s-au trasat diagramele concentrație –

efect în scopul stabilirii indicatorilor ecotoxicologici ECx.

A doua serie de teste s-a efectuat pentru a identifica și măsura toxicitatea metalelor supra

plantelor de lintiță atunci cînd sunt împreună în mediul de cultură. Astfel s-au pregătit după

aceeași procedură de mai sus variante cu adaos de cupru, zinc și cadmiu în următoarele

combinații: cupru singur; cupru + zinc; cupru + cadmiu; cupru + zinc + cadmiu și zinc + cadmiu.

A treia serie de teste s-a efectuat pentru a testa efectele toxice ale metalelor în prezența

fierului. S-au realizat următoarele variante experimentale (Tabelul 2): M – martor fără metale;

V1 – Cu 0,38 mg/L (0,25UT); V2 – Cd 0,10 mg/L (0,25UT); V3 - Cu (0,38 mg/L) + Fe (3,58

mg/L); V4 – Cd (0,10 mg/L) + Fe (3,58 mg/L); V5 – Cu (0,38 mg/L) + Cd (0,10 mg/L).

Indicatorii urmăriți la aceste teste au fost creșterea plantelor la 7 zile. Rata de creștere a

fost inregistrată, pe de o parte, prin numarul de fronde noi formate, dar și prin suprafața însumată

a frondelor viabile în fiecare replicat. Acest din urma parametru a fost determinat pe imaginile

digitale ale plantelor din fiecare replicat. În acest scop s-au numărat in imaginile digitale toate

frondele viabile și s-au însumat suprafețele lor exprimate în unități de suprafață (sau fracțiuni de

unități de suprafață). O unitate de suprafață considerată convențional ca frondă matură de

dimensiuni tipice (6-7 mm x 4-5 mm) a fost luata ca referință în imaginea digitală și toate

celelalte fronde au fost exprimate ca valori subunitare (pentru frondele mai mici) și valori

supraunitare pentru frondele mai mari. Numărătorile astfel efectuate și valorile fracționare

înregistrate au fost însumate pentru fiecare replicat în parte și s-au înregistrat în tabelele cu

rezultate. Mediile rezultatelor pentru fiecare variantă au fost apoi transformate în valori

procentuale raportate la martor și au fost folosite pentru diagramele concentrație-efect și pentru

interpretarea efectelor metalelor în amestec și în condiții de acțiune separată.

Un alt parametru înregistrat a fost capacitatea de recuperare a plantelor afectate după

expunerea la metale. Pentru testarea capacității de recuperare, după expunerea din testul cu

metale plantele au fost scoase din soluția cu metale și introduse în mediu nutritiv proaspăt fară

metale toxice. Plantele au fost apoi monitorizate cu privire la creștere (suprafața frondelor) și

multiplicare (creșterea numărului de fronde). Numărul de fronde și suprafața însumată a

frondelor s-au monitorizat la fel ca în cazul de mai sus la plantele expuse.

Rezultate obținute

Rezultatele obținute după 7 zile la testele efectuate cu metale singure sunt prezentate în

figurile 30-33 sub forma ratei de creștere exprimată în procente față de martor. Se observă din

aceste rezultate că plantele de lintiță sunt foarte sensibile la prezența cuprului și respectiv a

cadmiului în apă. Astfel, chiar la concentrații mici de cupru (2,04 mg/L) creșterea plantelor este

puternic afectată (creștere de numai 11,5% față de martor). Plantele prezintă cloroză puternică



108

(60-70%) decolorare și pete maronii roșcate. După 14 zile plantele sunt moarte. Wang (1986) a

stabilit valoarea EC50 – 96h faţă de cupru la 1100 µgL-1

şi este considerată ca referinţă pentru

plantele vasculare acvatice. Din rezultatele noastre valoarea EC50 pentru cupru după 7 zile este

de 1.51 mg/L.

Fig. 30. Rezultate privind rata de crestere a plantelor de lintiță la testele cu cupru după 7 zile

Fig. 31. Rezultate privind rata de crestere a plantelor de lintiță la testele cu cadmiu după 7 zile

La testele cu cadmiu (0,89 mg/L) creșterea plantelor este puternic afectată, plantele devin

mici și izolate, decolorate (cu marginile albe) iar după 14 zile plantele devin complet albe și mor.

Valoarea EC50 pentru inhibarea creșterii după 7 zile la lintiță a fost estimată la 0,36 mg/L

cadmiu. Maine et al. (2001), în teste de fitoextracție cu lintiță a metalelor au constatat

fitotoxicitate a cadmiului la concentrațiile de 4 mg/L și de 6 mg/L. Fitotoxicitatea a crescut cu

durata de expunere și s-a manifestat prin cloroză și unele necroze.

Rezultatele arată că toxicitatea zincului este mai scazută decât a cuprului sau decât a

cadmiului. Astfel, creșterea relativă a plantelor este 45% la 8,32 mg/L și, chiar la concentrații

mai mari precum 16,64 mg/L și 20,80 mg/L creșterile relative rămân peste 20%. Frondele nu



109

sunt decolorate dar la concentrațiile mari de zinc frondele sunt mici și izolate și nu formează

colonii. Valoarea EC50 pentru zinc rezultată din aceste teste este estimată la 5,45 mg/L (83,4

µM). Drost et al. (2007) au stabilit valoarea EC50 de inhibare a creșterii lintiței după 7 zile de

expunere la 46,1 µM. Valoarea obținută de noi este mai mare și se explică probabil prin

condițiile de experimentare.

Fig. 32. Rezultate privind rata de crestere a plantelor de lintiță la testele cu zinc după 7 zile

Fig. 33. Rezultate privind rata de crestere a plantelor de lintiță la testele cu fier după 7 zile

În general, rezultatele obținute în testele noastre sunt în accord cu cele obținute de

Megateli et al. (2009). Ei au stabilit pentru Lemna gibba că metalele cadmiu și cupru sunt foarte

toxice, iar zincul este mai puțin toxic. Astfel, după 4 zile, concentrațiile de 10-3

-10-1

mg/L Cd au

inhibat creșterea cu 25-100%, iar cuprul în concentrații de 10-4

-10-1

mg/L Cu au inhibat creșterea

cu 36-100%. Zincul în concentrații de 4; 30 și 50 mg/L Zn au inhibat creșterea cu 50-79%.

La testele cu fier, rezultatele obținute, chiar la concentrații ridicate (14-18 mg/L) indică o

diminuare ușoară a creșterii, rata de creștere se menține la 75% față de martor. Din rezultatele

obținute nu s-a putut calcula valoarea EC50 pentru fier.



110

Rezultatele testelor din această serie au fost prezentate în lucrările anterioare (Oros și

Toma, 2012a, 2012b; Oros și Tudoran, 2012) iar valorile EC50 estimate au fost utilizate pentru

organizarea testelor cu metale în combinație.

Fig. 34. Cresterea plantelor de lintiță (număr de fronde) la variantele experimentale cu metale

grele (Cu, Cd, Zn)

Fig. 35. Creșterea plantelor de lintiță (aria totală a frondelor – în unități de suprafața SU) la

variantele experimentale cu metale grele (Cu, Cd, Zn) după 7 zile de expunere

Rezultatele inregistrate la testele de expunere a plantelor de lintiță la metale grele în

combinație (Cu, Cd, Zn) din seria II de teste sunt prezentate în fig. 34, înregistrate ca

multiplicare a frondelor (numar de fronde noi viabile) iar în fig. 35 rezultatele sunt prezentate ca

și crestere a suprafeței totale a frondelor viabile.

Din cele două grafice se pot face o serie de constatări interesante. Cuprul singur, în

concentrație de 0,5UT (0,76 mg/L) și 1UT (1,51 mg/L) la variantele V1 și respectiv V2, inhibă

puternic rata de creștere a plantelor de lintiță. Inhibarea este mai puternică la concentrația mai

mare de cupru. Acestea sunt rezultate normale, dar este interesant că în prezența zincului



111

toxicitatea cuprului scade semnificativ. Astfel, dacă la 0,76 mg/L cupru, rata de creștere este de

57,3% raportată la rata de creștere de la varianta martor, dacă se adaugă și zinc (varianta V3 care

conține 0,5 UT Cu + 0,5 UT Zn), rata de creștere este îmbunătățită față de V1 și ajunge la 89,1%

din cea a martorului. Același efect se observă și la varianta V4 (1UT CU + 0,5 UT Zn) care

conține același adaos de zinc la o concentrație dublă de cupru. Rata de creștere s-a ameliorat de

la 51,6% (varianta V1 cu 1,51 mg/L Cu) la 75,4% din rata de creștere a martorului. Este clar din

aceste rezultate că zincul are un efect antagonic față de cupru. Raportul echitoxic de Zn și Cu în

apă (0,5UT) a scăzut toxicitatea cu 32% fața de toxicitatea cuprului singur.

În combinația Cu+Cd (V5 conține 0,5UT Cu + 0,5UT Cd, respectiv 0,76 mg/L Cu și 0,20

mg/L Cd), cele două metale au acțiune toxică parțial aditivă. Rata de creștere a scăzut la 34,3%

față de martor, și este mai mică cu 23% decât la varianta cu cupru singur. Variantele cu adaos de

zinc în concentrații echitoxice, atât în combinația Cd+Zn cât și în combinația Cu+Cd+Zn arată

un efect pozitiv asupra creșterii. Rata de creștere a fost de 67,3% și respectiv de 65,7% față de

martor la variantele cu adaos de zinc. Așadar, adaosul echitoxic (0,5UT) de zinc a scăzut

toxicitatea cu 42% față de combinația Cu+Cd.

Efecte asemănătoare ale celor trei metale au găsit Franklin et al. (2002) în

experimentările efectuate cu alge (Chlorella). Mixtura Cu+Cd în concentrații echitoxice a avut

însă efect negativ mai mare asupra creșterii algelor decât concentrațiile aditive și au stabilit că

există un efect synergic. În cazul nostru s-a stabilit un efect parțial aditiv. Mixturile Cu+Zn și

Cu+Cd+Zn au avut efecte negative mai mici decât concentrațiile aditive și au stabilit efecte

antagonice ale zincului. Se pare că cele trei metale concurează în procesul de extracție.

Fig. 36. Rata de creștere a plantelor de lintiță expuse la diferite combinații de metale grele (Cu, Cd. Zn)

după 7 zile

În fig. 36 se prezintă comparativ rezultatele de la aceleași teste, exprimate însă prin cei

doi parametri monitorizați: numărul de fronde noi viabile și respectiv suprafața totală a frondelor

viabile. Rezultatul măsurat ca suprafață a frondelor indică efecte toxice mai puternice la toate

variantele cu metale față de rezultatul măsurat ca număr de fronde. Diferența se explică prin

aceea că efectul toxic se reflectă și prin formarea de fronde mai mici, adesea frondele sunt foarte

mici și separate. Probabil că indicatorul suprafața frondelor este mai adecvat în exprimarea



112

efectului toxic deoarece este legat și de numărul de fronde și de cantitatea de biomasă formată.

Tendința dintre efectele toxice produse la diferitele variante experimentale este însă aceeași la

ambii indicatori.

Fig. 37. Rata de creștere (ca număr de fronde) în testele de recuperare după expunerea la metale

Fig. 38. Rata de creștere (ca arie totală a frondelor) în testele de recuperare după expunerea la

metale

În fig. 37 și 38 sunt reprezentate rezultatele ratelor de creștere la plantele din testele

anterioare care au fost trecute în mediu nutritiv proaspăt fără metale pentru a verifica capacitatea

de recuperare a plantelor după expunerea la metale. Rezultatele au fost monitorizate ca număr de

fronde noi viabile și ca suprafață totală a frondelor noi viabile și sunt exprimate în procente față

de martor.

Rezultatele privind capacitatea de recuperare după 7 zile indică o capacitate slabă la

plantele care au fost puternic afectate în variantele de expunere anterioara la Cu (1UT) și

Cu+Cd. La toate celelalte variante capacitatea de recuperare este în jur de 70% ca număr de

fronde și 60% ca suprafață a frondelor. Așadar în toate variantele cu adaos de zinc, după



113

expunere, plantele își păstrează capacitatea de recuperare. Aceste rezultate sunt diferite de cele

obținute de Drost et al. (2007) care au găsit că zincul, spre deosebire de celelalte metale, arată o

toxicitate întîrziată severă și recuperarea plantelor de lintiță și zambilă de apă, nu se realizează

nici după 7 zile în mediu fără metale.

Fig. 39. Cresterea plantelor de lintiță (număr de fronde) la variantele experimentale cu metale

grele si fier

Fig. 40. Creșterea plantelor de lintiță (suprafața totală a frondelor) la testele cu metale (Cu, Cd)

și fier

Tabel 35. Ratele de creștere după 7 zile a plantelor de lintiță expuse la metale (Cu. Cd) în

prezența fierului

Variante Martor V1 (Cu-

0,25UT)

V2 (Cd-

0,25UT)

V3 (Cu +

Fe)

V4 (Cd +

Fe)

V5 (Cu +

Cd) Rezultate

(%)

Numar de

fronde

100 49,5% 62,6% 84,8% 98,9% 34,4%

Suprafata 100 29,9% 50,2% 68,1% 84,3% 19,9%



114

frondelor

Rezultatele testelor din seria a III-a, care au urmărit efectul fierului în prezența cuprului

si a cadmiului sunt prezentate în fig. 39 (creșterea numărului de fronde) și în fig. 40 (creșterea

suprafeței frondelor). Rezultatele sunt exprimate ca valori medii ale numărului de fronde și

respectiv ale numărului de unități de suprafață de fronde. Ratele de creștere calculate sunt

prezentate în tabelul nr. 35.

Din rezultatele obținute se observă în mod clar că fierul reduce din efectul toxic al

cuprului și al cadmiului. Astfel, rata de creștere a numărului de fronde din soluțiile cu 0,38 mg/L

Cu este de numai 50% față de martor, dar dacă se mai adaugă 3,58 mg/L Fe atunci rata de

creștere devine 84,8%. În privința suprafeței frondelor ameliorarea ratei de creștere este de la

30% în varianta fără fier până la 68% în varianta cu fier. În variantele cu cadmiu (0,1 mg/L Cd),

adaosul de 3,50 mg/L fier ameliorează rata de creștere a numărului de fronde de la 62,6% la 99%

iar în privința suprafeței frondelor rata de creștere se ameliorează de la 50% la 84%. Rezultă din

aceste date efectul antagonic al fierului în prezența cuprului și a cadmiului. Practic, 3,58 mg/L

fier anulează total efectul toxic al conținutului de 0,1 mg/L cadmiu. Totuși, diferența dintre

suprafețele frondelor exprimă un efect al metalelor prin scăderea mărimii frondelor deci și o

diminuare a biomasei formate. Observațiile făcute în timpul testelor indică fronde mai mici în

testele cu metale. Varianta cu cele două metale (Cu și Cd) împreună, fără fier, confirmă efectele

aditive ale acestor metale asupra creșterii plantelor, rata de creștere fiind de 34% număr de

fronde și 20% suprafața frondelor față de martor.

Concluzii

Există puține date în literatură privind efectul fierului asupra creșterii plantelor acvatice

întrucât acesta este considerat netoxic. Fierul este un element necesar pentru plante și intră în

rețetele mediilor nutritive. Dar în calitate de poluant al apelor el poate produce efecte negative la

concentrații ridicate. În concentrații de 3,58 – 17,9 mg/L, în testele noastre fierul a diminuat

creșterea plantelor cu 20 – 25% față de martor. Prezența fierului în apele contaminate cu metale

grele precum cuprul și cadmiul este frecventă, având aceleași surse de emisii, și produce efecte

antagonice, reducând foarte mult toxicitatea cuprului și a cadmiului.

Efecte antagonice în privința toxicității asupra plantelor acvatice are și zincul în prezența

cadmiului și a cuprului. Zincul de asemenea este un microelement necesar plantelor, dar în

concentrații mai ridicate produce efecte toxice asupra creșterii plantelor. Astfel, în testele noastre

conținutul de zinc în soluție între 4,16 – 20,8 mg/L au produs diminuarea creșterii cu 55 – 80%

față de martor. Dar în apele contaminate cu cadmiu și cupru prezența zincului este foarte

frecventă deoarece poate avea aceleași surse de emisie și, în astfel de situații zincul produce

efecte antagonice. Astfel, zincul reduce efectele toxice ale cadmiului și cuprului asupra plantelor

din apele contaminate.

Cuprul și cadmiul sunt elemente cu toxicitate mare față de creșterea plantelor acvatice.

Din testele noastre rezultă că cele două metale împreună au efecte cel puțin parțial adiționale.

Efectele toxice cresc în prezenta acestora, dar și în aceste cazuri adaosurile de zinc sau de fier

diminuează efectele toxice.



115

Deoarece în zonele miniere sunt frecvente emisiile în apele naturale a ionilor de metale

grele împreună, este foarte important de studiat care vor fi efectele asupra plantelor acvatice în

astfel de situații. Pentru aceasta mai sunt necesare investigații viitoare suplimentare.

În privința metodelor de testare și a indicatorilor urmăriți, rezultatele noastre demostrează

că aria suprafeței frondelor este in indicator mai sensibil decât numărul frondelor. Probabil că

indicatorul suprafața frondelor este mai adecvat în exprimarea efectului toxic deoarece este legat

și de numărul de fronde și de cantitatea de biomasă formată. Tendința dintre efectele toxice

produse la diferitele variante experimentale este însă aceeași la ambii indicatori.

B.1.2.2.2. Riscul pentru sănătatea populației din zonele contaminate cu metale grele

Am efectuat o serie de studii și cercetări cu privire la expunerea populației din zona

Ferneziu de lângă Baia Mare, cunoscută fiind ca foarte contaminată cu metale grele datorită

activității uzinei metalurgice ROMPLUMB. Cercetările au fost orientate în special pentru

contaminarea cu plumb și riscurile pentru sănătate legate de expunerea populației locale.

Rezultatele au fost incluse în următoarele două lucrări.

Oros V., Roman S., Coman M., Oros A.. Lead Occurence in Children`s Biological

Fluids from Baia Mare Area, Romania. Presented at NATO SPS Advanced Research

Workshop (ARW): Environmental Heavy Metal Pollution and Effects on Child Mental

Development – Risk Assessment and Prevention Strategies, Sofia – Bulgaria, 28 April –

01 May 2010. Published in: Environmental Heavy Metal Pollution and Effects on Child

Mental Development – Risk Assessment and Prevention Strategies, L. Simeonov, M.

Kotchubowski, B. Simeonova editors, Springer, 2010 Book Series: NATO Science for

Peace and Security, Series C – Environmental Security

Orosz D., Oros V., Brezoczki V. Assessment of health hazard for local peoples based on

dietary intake of lead in Ferneziu area near Baia Mare, Romania.

Zona Ferneziu situată lângă orașul Baia Mare este cunoscută ca fiind o zonă poluată

istoric cu metale grele, în special cu plumb datorită unei foste uzine metalurgice de producție a

plumbului. Ferneziul este un cartier al orașului Baia Mare situat în partea de nord-est, de-a

lungul văii Firiza (fig. 39). În 2008 populația recenzată în cartier a fost de 5797 persoane. Cea

mai mare parte a populaţiei locuieşte de-alungul şoselei, respectiv a văii Firiza, majoritatea

populaţiei locuieşte la casă, cu excepţia câtorva blocuri şi posedă grădini în care se cultivă în

special leguminoase pentru consumul propriu: morcov, pătrunjel, ţelină, roşii, castraveţi, ceapă.

Cele mai multe locuinţe sunt dispuse pe versantul vestic al văii, acolo unde se află şi coşul de

dispersie al uzinei Romplumb. Chiar în centrul localității este platforma industrială a uzinei

ROMPLUMB care a funcționat mai bine de 150 de ani pentru extracția și rafinarea plumbului

din concentratele miniere obținute în exploatările miniere din jurul Băii Mari. Uzina a fost

înființată în 1884 prin centralizarea unor topitorii mai mici care funcționau anterior. În anul

2006 uzina producea încă și a construit un coș de dispersie de 120 m înălțime. În 2012 uzina a

fost închisă definitiv.

Datorită emisiilor de la uzinele ROMPLUMB și Phoenix, întregul oraș Baia Mare și în

special zona Ferneziu erau cunoscute ca puternic poluate cu plumb și alte metale grele (Oros et



116

al., 2008, 2002). O evoluție a poluării aerului cu plumb în Baia Mare este prezentată în fig. 40

pentru perioada 1989-2008.

Fig. 39. Localizare geografică Baia Mare – Ferneziu

(a)

0

2

4

6

8

10

12

14

1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998

ug

/m3

Annual average

Evolution of air pollution with lead in Baia Mare



117

(b)

Fig. 40. Evoluția poluării aerului în Baia Mare în perioada 1989-1998 (a) și 1999-2008 (b).

Începând din anul 2008 Agenția Locală prntru Protecția Mediului (APMMM, 2010) a

instalat 5 stații automate de monitorizare a calității aerului . Două stații sunt localizate pentru

poluarea urbană, a treia pentru poluare suburbană, iar două sunt localizate în zona Ferneziu

pentru măsurarea poluării industriale. Poluarea aerului cu plumb este măsurată din suspensiile de

pulberi PM10 întrucât plumbul emis în atmosferă este sub forma de particule fine. Rezultatele

raportate pentru perioada 2008-2010 au stabilit că în oraș aerul este poluat din cauza traficului

iar în zona Ferneziu uzina ROMPLUMB încă era un poluator, desi făcuse eforturi pentru

diminuarea drastică a emisiilor. Conțintul de plumb în aer era 0,25 µg/m3 în zona urbană și 0,83

µg/m3 în zona Ferneziu. După închiderea uzinei în 2012 singura sursă de poluare cu plumb este

traficul care produce o resuspendare a prafului urban care este contaminat cu plumb.

Aerul din Baia Mare a fost o lungă perioadă de timp poluat cu dioxid de sulf. O valoare

maximă a mediei anual de 251 µg/m3 a fost înregistrată în 1985 (Pop et al., 2002). După 1998 s-

a înregistrat o diminuare importantă a poluării datorită reducerii activităților de producție în

domeniul mineritului și metalurgiei. Dar în perioada anterioară cercetările epidemiologice au

indicat o morbiditate crescută în Baia Mare prin comparație cu alte regiuni mai puțin poluate din

țară (Oros et al., 2008). Astfel bolile respiratorii au fost mai frecvente aici, cele cronice 150 %0

față de 104 %0 în alte regiuni, iar cele cronice 22,4%0 față de 6,7%0 în alte regiuni.

Investigații deosebite s-au efectuat pentru a stabili gradul de poluare cu metale grele a

solului din zona Ferneziu (Berar Sur et al., 2012; Cociorhan et al., 2011; Fülöp și Văscan, 2004;

Oros et al, 2008). Rezultatele publicate arată conținuturi foarte ridicate de plumb în sol la 5cm și

la 20-40 cm. În fosta incintă a uzinei și în vecinătate, precum și în jurul coșurilor de dispersie

conținuturile sunt de ordinul între 4500-8500 mg/kg su. Concentrațiile medii pentru zona locuită

sunt între 1500-3500 mg/kg su.

Plumbul din sol poate ajunge în organismul uman și astfel populația locală este expusă

unui pericol pentru sănătate. Existența unor astfel de situri contaminate cu metale grele în zonele

cu activități miniere de extracție a metalelor neferoase este o problemă pentru autoritațile locale

și pentru populația care este expusă unor pericole pentru sănătate (WHO, 1989, 1993, 1995).

Calea de expunere cea mai evidentă pentru populație este consumul de produse vegetale din

grădinile proprii (Liu et al., 2005; Sipter et al, 2008; Zhuang et al., 2009).

0

1

2

3

4

1999 2001 2003 2005 2007

ug/m3

Annual average

Evolution of air pollution with lead in Baia Mare



118

Toxicitatea plumbului la om

Plumbul este toxic pentru organismele vii, el nu are nici un rol fiziologic, nu este un

metal esențial pentru organism. Diferite agenții și organisme de reglementare în domeniul

sănătății și al protecției mediului au stabilit o serie de valori limită sau/și referințe pentru plumb

(tabel 27) (Oros et al., 2010; Oros, 2011). În ultima perioadă s-au introdus restricţii severe în

privinţa limitelor acceptate de expunere a populaţiei şi a lucrătorilor din activităţile cu emisii de

plumb. Concentrațiile medii de plumb în atmosfera urbană a scăzut cu 80 – 90% față de perioada

anilor 1970, ca urmare a interzicerii carburanților tratați cu plumb (ex în 1979 – 1983 în

Minessota s-a înregistrat o scădere a conținutului în precipitații de la 29 la 4,3 µg/L în zona

urbană și de la 5,7 la 1,5 µg/L în zona rurală (ATSDR, 2007). În Baia Mare conținutul de plumb

în aerul urban a scăzut de la 13,1 µg/m3 în 1989 la ˂0.5 µg/m

3 în anul 2008 (Oros et al., 2011).

Cea mai periculoasă cale de pătrundere în organism este calea respiratorie. Pătrund astfel

particulele cu dimensiuni mai mici de 5 µ. La nivel pulmonar se absoarbe 50 - 70% din doza

inhalată. Absorbţia gastrointestinală a plumbului ingerat pe cale orală este de numai 5 - 15% la

adult şi 30 - 50% la copii (Gad, 2005d). Experimente cu voluntari adulţi au demonstrat că din

plumbul ingerat pe cale alimentară numai 6% este absorbit în sânge. Dar în cazul înfometării cu

o zi înainte, proporţia de plumb absorbit este de 60%. La copii absorbţia plumbului ingerat este

aproximativ în proporţie de 50% din tubul digestiv (ATSDR, 2007). Absorbţia transcutanată este

slabă.

Distribuţia plumbului în organism se realizează pe trei compartimente, indiferent de calea

de pătrundere: în sânge, în oase, în ţesuturile moi (ATSDR, 2007; Miquel, 2001). Plumbul din

sânge reprezintă 1 – 2% din cantitatea totală prezentă în organism, dar este un indicator

important privind nivelul de expunere al persoanei (plumbemia). Circa 5 - 10% din plumbul din

organism se distribuie în ţesuturile moi, având timpul de înjumătățire de 40 zile, conform

ATSDR (2007). În timp, majoritatea plumbului se depozitează în oase şi dinţi. La adult 90 - 94%

din plumb este depozitat în oase şi dinţi iar la copil numai 70 - 73%. Timpul de înjumătăţire a

plumbului conţinut în oase este de 10 - 30 de ani. Eliminarea plumbului din organism se face în

principal pe cale renală (66 - 75% din total eliminare) și prin fecale, căile secundare de eliminare

fiind fanerele, transpiraţia, laptele.

Efectele plumbului în organism sunt aceleaşi indiferent de calea de pătrundere. Ţinta

principală a toxicităţii este sistemul nervos atât la adulţi cât şi la copii. Expunerea adulţilor pe

termen lung la locurile de muncă produce scăderea performanţelor la testele care măsoară

funcţionarea sistemului nervos. De asemenea se produce slăbiciune în degete, glezne şi

articulaţii. Expunerea la plumb produce o creştere uşoară a tensiunii arteriale, în special la

persoanele de vârstă mijlocie. Alt efect este anemia saturnină. La expuneri mai mari se produc

afecţiuni ale sistemului nervos şi afecţiuni ale rinichilor. Efectul cancerigen nu este dovedit.

(ATSDR, 2007; Mitran, 1995; Șuțeanu et al., 1995)

Grupuri de populaţie cu sensibilitate mărită şi risc crescut sunt copiii mici, femeile

gravide şi feţii lor. S-au stabilit corelaţii clare între dezvoltarea somatică, modificarea unor

funcţii cognitive (atenţia, memoria, iritabilitatea, fatigabilitatea) şi expunerea la plumb a

copiilor. Plumbul trece prin placentă şi afectează fătul, de asemenea poate trece în lapte şi

afectează sugarul Nigg et al., 2008, 2010. Copiii de vârste mici ingerează particule de plumb şi

din praful sau pământul unde se joacă, ducând la gură obiectele sau mâinile murdare. Absorbţia



119

plumbului este mai mare la copii şi eliminarea este mai scăzută (Glorennec, 2006; Mielke și

Reagen, 1998; White et al., 1998).

Plumbemia totală (conţinutul de plumb în sânge – exprimat în µg Pb/100 mL de sânge)

este principalul indicator şi constituie un test adecvat pentru o expunere recentă. Nivelele

plumbemiei la copii sunt considerate normale pentru valori sub 10 µg/100mL. În general, se

consideră că la valori peste 40 µg/100mL riscul de îmbolnăvire este crescut atât pentru adulţi cât

şi pentru copii. Date publicate în ultimii 20 ani pentru zona Baia Mare au indicat nivele ale

plumbemiei la copii foarte ridicate în perioada anilor 1990 (Gurzău, 2000), cu o diminuare în

timp odată cu scăderea poluării (Oros et al., 2011). Totuși, poluarea remanentă în sol continuă să

fie un factor de risc pentru populația din Baia Mare și în special pentru copii în zona Ferneziu

(Oros et al, 2008; 2011).

Nivelul conținuturilor de plumb în sânge la copii în Baia Mare și Ferneziu

Un studiu efectuat în 1992 pe copii în vârstă de 6-9 ani din diferite zone ale orașului Baia

Mare a găsit nivele ridicate de plumb în sânge și arsen în urină (Gurzău, 2000). Nivelele

conținuturilor de plumb în sânge au fost diferențiate pe zone teritoriale astfel:

Grupul de copii care locuiau în zona de vest a orașului (cea mai puțin expusă) au avut

valorile cele mai mici (media 15,4 µg/100mL),

Un alt grup, care locuia în zona de est a orașului expusă în principal poluării cu cupru

datorită uzinei Phoenix au avut valori medii de 28 µg/100mL;

Valorile cele mai mari au fost raportate pentru al treilea grup de copii din zona de nord-

est (Ferneziu) expuși la poluarea cu plumb de la uzina ROMPLUMB (media 32,4

µg/100mL);

Conținuturile cele mai mari de arsen în urină au fost la grupul din zona de est (media

6,44 µg/L).

O altă investigare efectuată de ECOCENTER în 1998/1999 (Bindea și Lobonțiu, 1999) au raportat următoarele rezultate.

La un grup mixt de copii din toate zonele orașului Baia Mare nivelele de plumb în sânge au fost:

– <10 µg/100mL la 12,5 % din total copii testați;

– 10 – 20 µg/100mL la 37% din total copii testați;


– 30 – 40 µg/100mL la 15,5% din total copii testați;


– >50 µg/100mL la 7% din total copii testați.

• Pentru un grup de copii din apropierea uzinei Phoenix:

– >65 µg/100mL la peste 60 % din total copii testați;

– 50-65 µg/100mL la 15% din total copii testați;

– 40-50 µg/100mL la 9% din total copii testați;

– <40 µg/100mL la mai puțin de 16% din total copii testați.

• La un grup de copii care locuiau în apropierea ROMPLUMB:

– Nivelul conținutului de plumb în sânge a fost între 50-65 µg/100mL la 85% din

total copii testați. În 2008/2009 autoritatea locală pentru sănătate publică din Maramureș a efectuat un studiu epidemiologic privind nivelele de plumb în sânge la copii și la femeile gravid din Baia Mare. Un prim studiu s-a efectuat în 2008 pe un grup de 100 femei gravid, uniform distribuit în toate cartierele din orașul Baia Mare. Determinările s-au efectuat cu ajutorul unor kituri de



120

testare rapidă. Rezultatele sunt prezentate în fig. 41. Rezultă în mod evident că marea majoritate a femeilor gravide (94,5%) au nivele de plumb în sânge sub 10 µg/100mL care este considerat ca prag de risc. Dar există 2% dintre femeile gravide cu valori care depășesc 35 µg/100mL. Aceste cazuri sunt din zona Ferneziu și indică o expunere ridicată și valori peste limita de prag care necesită notificare scrisă și examen medical. Al doilea studiu de screenining a fost realizat în 2009 pe un lot de 138 copii cu vârse între 0-6 ani. Lotul este reprezentativ pentru întreg orașul Baia Mare. Nivelele de plumb în sânge obținute sunt perezentate în fig. 42. Din aceste rezultate este evident că există în Baia Mare circa 40% dintre copiii mici care au conținuturi de plumb în sânge peste limita acceptabilă de 10 µg/100 mL. Toate cazurile înregistrate au fost notificate pentru monitorizare din punct de vedere medical și educațional. În plus, circa 6-7% au nivele foarte ridicate de plumb în sânge (peste 40 µg/100mL) ceea ce indică o expunere ridicată și riscuri serioase pentru sănătate. Noi am efectuat o estimare comparativă a rezultatelor investigațiilor raportate până în prezent pe o perioadă de peste 20 ani. Estimarea comparativă este prezentată în tabelul nr. 36. Din aceasta rezultă evident o descreștere a niveleleor de plumb în sânge la copiii din Baia Mare pe parcursul a 20 de ani. La aceasta au contribuit mai mulți factori și sunt posibile mai multe explicații legate de diminuarea poluării aerului. La aceasta se mai adaugă creșterea nivelului educațional privind sănătatea publică și drepturile omului.

Fig. 41. Nivelul de plumb în sânge la femeile gravide în Baia Mare, 2008

Fig. 42. Nivelele de plumb în sânge la copiii din Baia Mare, 2009

Tabel 36. Estimarea evoluției în timp a nivelelor de plumb în sânge la copiii din Baia Mare

Intervale ale

conținuturilor de

plumb în sânge la

copii

1990/1991 1999/2000 2009

0÷10 µg/dL 3 % 12,5 % 58,7 %

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0÷5 5÷10 10÷20 20÷30 30÷35 >35

%

ug/100mL

0.00%

10.00%

20.00%

30.00%

40.00%

50.00%

60.00%

70.00%

0÷10 10÷20 20÷30 30÷40 40÷50 >50

ug/100mL

Intervale ale nivelelor plumbemiei (µg/dL)

Procente din grupul testat

0÷5 85.7

5÷10 8.8 10÷20 3.3

20÷35 0

>35 2.2

Intervale ale nivelelor plumbemiei (µg/dL)

Procente din grupul testat

0÷10 58.70

10÷20 13.04

20÷30 12.32

30÷40 9.42

40÷50 5.07

>50 1.45



121

10÷20 µg/dL 4 % 37 % 13,0 % 20÷30 µg/dL 6 % 20 % 12,3 % 30÷40 µg/dL 20% 15,5 % 9,4 % 40÷50 µg/dL 27 % 8 % 5,1 % >50 µg/dL 40% 7 % 1,5 %

Cu toate că există o tendință generală de diminuare importantă a nivelelor de plumb în sânge în

Baia Mare, pentru zona cartierului Ferneziu această evoluție nu este la fel de evidentă. Valorile înalte

raportate în ultimele studii sunt localizate tocmai în această zonă. Se pare că nivelul ridicat de

contaminare a solului și unele evenimente de poluare a aerului în perioada când uzina mai era în

funcțiune sunt factorii de risc care explică nivelul ridicate de expunere a populației din această zonă

locală. După oprirea definitivă a uzinei ROMPLUMB rămâne solul poluat și praful contaminat ca factori

de risc pentru populație.

Expunerea populației din Ferneziu prin consumul zilnic al produselor vegetale

Pentru acest studiu am stabilit două puncte de prelevare probe de sol din gradinile de

legume private situate la distanțe diferite de sursa de poluare. Primul punct este situat imediat în

apropierea uzinei (la 30 m distanță), iar al doilea este situat la o distanță de 3 km în direcția sud

(fig. 43). Probele de sol au fost prelevate de la 5 cm adâncime.

Fig. 43. Zona Ferneziu cu localizarea punctelor de probare

Din aceleași locații s-au prelevat probe de vegetale (legume proaspete) din grădinile

private. Pentru aceste studii s-au prelevat probe de salată verde (Lactuca sativa), ceapă (Alium

cepa) și usturoi (Alium sativum) din părțile consumabile ale plantelor. Din toate probele (sol și

vegetale) s-au efectuat determinarea conținuturilor de plumb. Rezultatele sunt prezentate în

tabelul nr 37.

Tabel 37. Conținuturile de plumb (mg/kg su) din probele de sol și vegetale

Probe Locația 1 Locația 2

Pb (mg/kg su) BCF Pb (mg/kg su) BCF

Sol 285.6 - 173.6 -

Salată 48.2 0.169 40.2 0.232

Ceapă 27.2 0.095 11.9 0.069

Usturoi 18.9 0.066 18.4 0.106



122

Rezultatele arată în primul rând conținuturi foarte ridicate de plumb în sol, valorile

pragului de intervenție fiind depășite de 2,85 ori în imediata apropiere a uzinei iar la distanța de

3 km pragul de intervenție este depășit de 1,73 ori. Situația este îngrijorătoare având în vedere

utilizarea terenului (gradina) dar este cunoscută din datele publicate anterior.

Conținuturile de plumb în cele trei specii de legume sunt foarte mari pentru ambele

locații studiate. La toate probele conținuturile de plumb sunt mai ridicate în locația 1 din

apropierea uzinei și mai scăzute în locația 2 situată la 3 km distanță. Desigur această diferență se

explică în primul rând prin gradul de poluare cu plumb a solului din cele două locații. Dar

diferențele de conținuturi în vegetale nu sunt nici proporționale cu diferențele de poluare a

solului și nici nu sunt la fel pentru cele trei specii de legume. Astfel, conținuturile sunt practic

egale la usturoi (18,9 mg/kg su la locația 1 și18,4 mg/kg su la locația 2), diferențele sunt relativ

mici în salată (48, respectiv 40 mg/kg su în cele două locații) iar la ceapă sunt foarte mari (27,2

respectiv 11,9 mg/kg su). Aceste rezultate arată un comportament diferit al diferitelor specii de

plante în privința extracției metalelor grele. Valorile factorului de bioacumulare (BCF) sunt

diferite în funcție de specie dar și de conținuturile de metale în sol așa cum au arătat și

rezultatele publicate de Cui et al., 2004; Zhuang et al., 2009.

Cele mai ridicate conținuturi de plumb au fost găsite în probele de salată, respectiv 48

mg/kg s u în locația 1 și 40 mg/kg s u în locația 2. În această situație și valorile factorului de

bioconcentrare (BCF) sunt mari pentru salată (0,169 în locația 1 și 0,232 în locația 2). Mai multe

lucrări publicate indică salata și alte legume-frunze (varza, spanacul) ca acumulând metale în

concentrații mai mari decât alte legume (Smical et al., 1998, Zhuang, 2009, Xu et al., 2013).

Valori apropiate privind conținutul de plumb au obținut Hărmanescu et al., 2011 într-un studiu

efectuat pentru zona Rușchița cu sol ce conține 130 mg/kg plumb. Ei au obținut în salată 0,62

mg/kg sp iar la varză 0,90 mg/kg sp (echivalentul a circa 7,3 mg/kg su și respectiv 10,5 mg/kg

su). În schimb au obținut conținuturi foarte ridicate de Pb la rădăcinoase (15,78 mg/kg sp în

radacina de pătrunjel și 1,97 mg/kg sp în frunze). Zhuang et al., 2009 au obținut în salată

conținuturi de 0,12-0,19 mg/kg sp iar la varză 0,23 mg/kg într-o zonă minieră cu conținut de

plumb în sol între 200-400 mg/kg.

WHO (1993) a stabilit limita de conținut de plumb în legumele proaspete la 0,3 mg/kg sp

iar Comisia Europeană a stabilit 0,2 mg/kg sp (EC, 2006). Prin transformare în substanță uscată

rezultă că în cazul Ferneziu toate probele de legume depășesc limita admisă a conținutului de

plumb. Astfel, dacă facem raportare la limita CE, atunci avem depășiri de 20 și respectiv de 17

ori la salată, de 11 și respectiv de 5 ori la ceapă, de 8 și respectiv de 7,8 ori la usturoi pentru

locațiile 1, respectiv 2.

WHO/FAO (1993) a stabilit ca valoare limită tolerabilă pentru sănătatea populației un

aport de plumb de 25 µg/kgcorp pe săptămână (PTWI – Provisionally Tolerable Weekly Intake).

USEPA (2004) a stabilit valoarea de referință pentru doza orală zilnică (RfD) de plumb la 0,004

mg/kgcorp/zi. În prezent, USEPA nu mai recomandă această valoare și nici nu a stabilit altă

valoare de referință pentru plumb, iar Comisia Europeană consideră valoarea PTWI de25

µg/kgcorp nepotrivită și au stabilit pe baza valorilor BMDL valorile DIPb pentru adulți la 1,50

µg/kgcorp/zi (EFSA, 2010). Pe de altă parte EFSA a stabilit expunerea medie la plumb pentru

populația din întreaga Uniune Europeană prin ingerare orală între valorile 0,73-2,43

µg/kgcorp/zi pentru așa ziși ”consumatori mari”. Probabil că această limită maximă a expunerii



123

europene ar putea fi folosită ca bază de referință pentru o zonă puternic poluată precum cea din

Ferneziu.

Pe baza rezultatelor obținute s-a încercat estimarea aportului zilnic de plumb (DIMPb)

prin consumul de legume al populației locale și apoi estimarea coeficientului de risc (THQ) legat

de această expunere. Ingestia zilnică de metal (DIM) reprezintă produsul dintre consumul zilnic

de legume proaspete (mg/pers-1

/zi-1

) și conținutul de metal din vegetale (mg/kg-1

). Ca și consum

zilnic de legume proaspete se poate lua în considerare 0,41 kg/pers/zi-1

iar doza zilnică tolerabilă

de plumb 3,57 µg/kgcorp/zi în varianta WHO și 1,50 µg/kgcorp/zi în varianta EFSA1 și 2,43

µg/kgcorp/zi în varianta EFSA2. Din informațiile obținute pe plan local, rezultă că populația din

zona Ferneziu consumă în cea mai mare parte legume cumpărate din supermarket, iar legumele

produse în gospodărie reprezintă cel mult 50% din consumul total. Date din statistici și din

literatură ne dau consumuri medii de legume proaspete 0,41 kg/pers/zi (INS, 2013) din care

0,015 kg usturoi, 0,040 kg salată verde şi 0,055 kg ceapă. Cosiderând cele trei legume relevante

pentru zona studiată, se va utiliza media conținuturilor acestora și ponderea lor în consumul

total. Conform datelor statistice pentru regiunea de Nord-Vest a României masa corporală medie

pentru femei este 66kg și pentru bărbați 82kg (Romanian measurements, 2010).

Tabel 38. Estimarea valorilor DIMPb pentru consumul de legume proprii din Ferneziu

Legume Consum

zilnic

(kg/pers)

Conținut su

(mg/kg)

Conținut sp

(mg/kg)

DIM – locația 1

(mgPb/pers/zi)

DIM – locația 2

(mgPb/pers/zi)

Locația

1

Locația

2

Locația

1

Locația

2

Salată 0,040/2 48,2 40,2 4,09 3,57 0,081 0,071

Ceapă 0,055/2 27,2 11,9 2,31 1,01 0,063 0,027

Usturoi 0,015/2 18,9 18,4 1,60 1,56 0,012 0,011

Alte

legume

0,300/2 31,4 23,5 2,66 1,99 0,399 0,298

Total 0,410/2 - - - - 0,555 0,407

Pe baza datelor din tabelul nr. 38 se estimează valorile specifice ale DIM pentru femei la

8,40 µg/kg/zi în locația 1 și 6,16 µg/kg/zi în locația 2, iar pentru bărbați acestea sunt 6,76

µg/kg/zi și respectiv, 4,96 µg/kg/zi (fig. 44).

Estimarea valorilor THQ (Coeficientul de risc țintă) se face în două variante, ținând cont

de valorile de referință (RfD) stabilite de WHO (3,57 µg/kgcorp/zi) și respectiv cu valorile de

referință EFSA1 (1,50 µg/kgcorp/zi) și EFSA2 (2,43 µg/kgcorp/zi) stabilite de Consiliul Europei.

În interpretarea rezultatelor THQ trebuie menționat că acesta nu este o măsură a riscului

și este o indicație că pentru anumite categorii de populație expunerea este la nivele care pot

atenționa autoritățile și populația expusă. Valorile THQ sunt additive dar nu sunt multiplicative

(de exemplu, valoarea 2,78 nu înseamă un risc dublu față de valoarea 1,38 -fig 45).

La o primă impresie valorile THQ din tabel sunt mari având în vedere că valoarea 1,00

este limita la care nu se ridică nici un fel de problemă pentru sănătatea populației expuse. Ele pot

fi interpretate și prin comparație cu alte rezultate communicate în literatura de specialitate, dar

cu observația că până în prezent s-au folosit numai valorile de referință WHO și EPA, valori mai

mari decât cele europene.



124

Tabel 39. Valorile THQ estimate pentru populație legat de consumul legumelor din producție

proprie

THQ Locația 1 Locația 2

Femei Bărbați Femei Bărbați

Var. WHO/FAO 2,35 1,89 1,72 1,38

Var. EC/EFSA1 5,60 4,50 4,10 3,30

Var. EFSA2 3,45 2,78 2,53 2,04

Barenys et al., 2014 au evaluat riscurile de sănătate pentru populația locală din zona

minieră Cajamarca din Peru și au găsit valori preocupante ale riscului legate de Cd, As și Pb.

Pentru Pb valoarea medie DIM calculată este 1,52 µg/kgcorp/zi iar contribuția cea mai mare

provine de la consumul de cartofi și apă.

Xu et al., 2013 au studiat problema riscului de sănătate pentru populația din zona minieră

Tongling din China legată de consumul de legume contaminate cu metale grele din solurile de

grădină. Cu toate că în sol conținutul de plumb (66 mg/kg) era sub limita admisă, plantele au

extras în partea consumabilă conținuturi de plumb de 0,02 mg/kg su la ursturoi, între 0,09 – 0,17

mg/kg su la diferite varietăți de salată (Lactuca), 0,19 mg/kg su la varza de China, 0,11 mg/kg la

varză, 0,54 la Vicia faba și 0,23 mg/kg su la coriandru și 0,13 mg/kg la țelină. Cea mai mare

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

Femei Bărbați

Fig. 44 Valorile specifice ale DIM

Locația 1 (µg/kg/zi) Locația 2 (µg/kg/zi)

0 1 2 3 4 5 6

Femei

Bărbați

Femei

Bărbați

Loca

ția

1

Loca

ția

2

Fig. 45. Valorile THQ estimate

Var. EFSA2 Var. EC/EFSA1 Var. WHO/FAO



125

valoare găsită a fost pentru o probă de varză chinezească, respectiv 3,73 mg/kg su. Valorile

factorului de transfer din sol a diferitelor metale studiate au fost în medie 0,90 pentru cadmiu,

0,38 pentru zinc, 0,20 pentru cupru și 0,04 pentru plumb. Valorile DIM estimate pentru fiecare

metal au fost sub valorile de referință stabilite de FAO/WHO. Pentru plumb valoarea DIM a fost

estimată la 60 µg/adult/zi, iar valoarea THQ 0,295. THQ estimat ca valoare sumativă este mai

mare decât 1, ceea ce ar indica riscuri pentru sănătatea populației locale.

Song et al., 2009 au efectuat un studiu pentru legumele din zona urbană Beijing. Pentru

plumb au găsit conținuturi medii de 0,48 µg/g sp în varză, 0,032 µg/g sp în conopidă, 0,028 µg/g

sp în țelină, 0,031 µg/g sp în spanac, 0,029 µg/g sp în tomate, 0,035 µg/g sp în castraveți, 0,074

µg/g sp în ridichi, 0,067 în cartofi și cel mai mult 0,142 µg/g sp în usturoi. Deși conținuturile

sunt mai mari decât în legumele din alte zone nepoluate, totuși valorile THQ sunt mult sub limita

de siguranță.

Rezultatele noastre sunt mai mari decât cele menționate dar se apropie de rezultate

obținute de Hărmanescu et al, 2011 pentru regiuni din zona minieră Moldova Nouă (Romania) și

de cele obținute de Zhuang et al., 2009 pentru zona minieră Dabaoshang din China.

Concluzii

Zona cartierului Ferneziu din Baia Mare rămâne în continuare o zonă cu riscuri pentru

populație datorită contaminării istorice a solului cu metale grele și în special cu plumb. Solurile

din grădinile populației depășesc limitele pragului de intervenție privind conținuturile de plumb.

Plumbul din sol este extras în legumele produse în grădinile private și ajunge în corpul

consumatorilor de legume.

Salata verde s-a dovedit a extrage eficient plumbul din sol, realizând un coeficient de

bioacumulare ridicat (0,169-0,232). Valori puțin mai scăzute s-au realizat la ceapă (0.069-0.095)

și usturoi (0.066-0.106).

Conținuturile de plumb în părțile consumabile ale legumelor s-au dovedit în general

ridicate, fiind mai mari în zona din apropierea fostei uzine metalurgice. Conținuturile cele mai

mari s-au extras în salată (48,2 și respectiv 40,2 mg/kg su). La ceapă s-au obținut conținuturi de

plumb foarte diferite funcție de nivelul din sol, 27,2 mg/kg su și respectiv 11,9 mg/kg su. La

usturoi conținutul de plumb este mai scăzut dar aproape la fel în cele două locații.

Valorile DIMPb pentru populația locală, provenit din consumul legumelor produse în

grădinile proprii indică valori ridicate, ceea ce a condus la estimarea unor cote de risc

supraunitare în toate variantele, atât la femei cât și la bărbați. Aceasta arată că populația poate fi

expusă la nivele care pot deveni problematice pentru sănătate.

Această lucrare reprezintă numai o primă încercare de evaluare a gradului de expunere și

a eventualelor pericole pentru sănatatea populației din Ferneziu legate de ingerarea de plumb.

Rezultatele indică o posibilă problemă care trebuie investigată prin cercetări ulterioare legate și

de alte metale grele existente în sol (Cd, Cu, Zn) și focusate pe specificul alimentar al populației

locale.



126

B.2. PLANURI DE DEZVOLTARE A CARIEREI ȘTIINȚIFICE ȘI ACADEMICE

Dezvoltarea carierei științifice și academice va fi o continuare a celei parcurse în perioada

anterioară cu o completare majoră, aceea a coordonării și realizării unor programe de cercetare

prin activități de doctorat în domeniul ingineriei mediului.

Poziția academică actuală:

Profesor universitar în cadrul

Departamentului de Ingineria Resurselor Minerale, Materiale și Mediu din

Facultatea de Inginerie,

Centrul Universitar Nord din Baia Mare,

Universitatea Tehnică din Cluj Napoca

Activități didactice și dezvoltarea lor

Activitatea didactică actuală se desfășoară în cadrul departamentului pentru specializările

Ingineria și protecția mediului în industrie (nivel licență) și Evaluarea impactului și riscului

pentru mediu (masterat). Activitățile didactice de curs acoperă disciplinele:

Evaluarea impactului asupra mediului

Ecotoxicologie

Biotehnologii în protecția mediului

Pentru aceste domenii am elaborat și am publicat cărți de specialitate:

Oros V. Evaluarea impactului asupra mediului, Editura RISOPRINT Cluj Napoca, 2006,

ISBN: 973-751-293-6

Oros V. Elemente de ecotoxicologie si teste ecotoxicologice. RISOPRINT Cluj Napoca,

2011 ISBN: 978-973-53-0692-2

Oros V. Reabilitarea ecologica a siturilor degradate industrial. Editura Universitatii


Oros V. Biotehnologii de preparare a substantelor minerale utile. Biotehnologia

metalelor. Editura Universitatii de Nord Baia Mare, 1999 ISBN: 973-99135-4-7

Activitatea didactică a urmărit și va urmări în continuare pregătirea de ingineri specialiști în

ingineria mediului pe cele trei direcții acoperite de disciplinele predate și în domenii conexe în

care sunt necesare cunoștințe din aceste discipline științifice. Activitatea de predare cursuri a fost

completată cu activități de coordonare lucrări de laborator, proiecte de specialitate, proiecte de

diplomă și de disertație în aceleași domenii sau cele legate direct de acestea. Prin toate aceste

activități am avut posibilitatea de a oferi studenților cunoștințe de specialitate pe care le-am

dobândit pe parcursul unei perioade de acumulări, inclusiv prin proiecte de cooperare și stagii de

documentare, perfecționare și schimburi de experiență cu colegi de la universități din România și

din alte țări partenere în proiecte TEMPUS sau LEONARDO. Menționez în acest sens un stagiu



127

de pregătire postuniversitară pe durata de un an școlar (1995/1996) la École Supérieure des

Techniques et Technologies Industrieles et des Mines d'Ales în cadrul Centre d'Etudes

Supérieure pour la Securité et l'Envirronnement Miniere (CESSEM) cu perfecționare în

domeniul securității și ingineriei mediului în zonele miniere, respectiv evaluarea și aplicarea

tehnicilor de securitate și de protecție a mediului. De asemenea mai menționez stagiile de scurtă

durată efectuate în cadrul a trei proiecte TEMPUS la următoarele universități europene:

Oxford Brookes University (1997 – 30 zile)

Universitatea din Bochum (2000 – 3 săpt)

Ecole des Mines d’Ales (2001 – 3 săpt.)

Universitatea Tehnică din Delft (2001 – 3 săpt. ; 2003 – 3 săpt)

Universitatea Essex din Colchester (2002 – 2 săpt)

Universitatea din Perpignan (2005 – 2 sapt.)

Alte participări în proiecte SOCRATES în care au avut ca obiective elaborarea și perfecționarea

unor cursuri comune. Astfel, în calitate de editor coordonator, am coordonat colective

internaționale de autori pentru cursurile:

Managementul deşeurilor, Editori: V. Oros, C. Drăghici. Editura Universităţii

Transilvania Braşov, 2002. ISBN 973-635-090-8

Waste management, Editors : Jules Pretty, Vasile Oros and Camelia Draghici, Editura

Academiei Romane, Bucuresti 2003, ISBN:973-27-1081-0

Environmental Impact Assessment, Oros, V., Draghici, C. (Eds), Editura AGIR, în

seria EnvEdu, ISSN 1584-0506, ISBN 978-973-720-296-3, 2010

Manual de instruire în protecţia, managementul şi monitoringul mediului (manual

bilingv romano-ucrainean), Tisan V., Oros V., Dăscălescu A. (editori coordonatori),

Editura RISOPRINT Cluj Napoca, 2008. ISBN 978-973-751-891-0

Relații de cooperare și schimburi prin programe ERASMUS sau alte tipuri de proiecte

(Transfrontaliere) am realizat cu Universitatea de Stat pentru Petrol și Gaze din Ivano Frankivsk,

Academia Tehnică de Mine din Freiberg, Universitatea din Miskolc, Universitatea din Kossice,

etc.

Obiectivele pentru perioada următoare în domeniul didactic privesc

continuarea și perfecționarea activităților de predare în domeniile în care activez

(ecaluarea impactului asupra mediului, ecotoxicologie, biotehnologii pentru protecția

mediului);

reeditarea și actualizarea cursurilor și cărților în domeniile de activitate didactică;

desfășurarea unor activități didactice de predare pentru doctoranzi în domeniile de mai

sus și alte domenii apropiate;

Activități de coordonare pentru întocmirea de rapoarte, referate și proiecte în cadrul

activității doctorale.

Activitatea de cercetare științifică



128

Am început activitatea de cercetare științifică încă de la terminarea facultății, fiind angajat în

cercetare. Astfel, am realizat o carieră în cercetare aplicativă în institute de cercetare după cum

urmează.

La Institutul de Cercetări Chimico-Farmaceutice (ICCF) din București în perioada 1973-

1974. Aici am participat la proiecte de cercetare la nivel de laborator, pilot și industrial pentru

biosinteza unor substanțe active (aminoacizi esențiali: L-lizina și acidul glutamic). Pentru o

perioadă de timp am participat la asistență tehnică pentru fabricarea industrială în uzină la

Fabrica de Antibiotice din Iași.

La Institutul de Cercetări și Proiectări pentru Minereuri și Metalurgie Neferoasă din Baia

Mare în perioada 1974-1991 am activat ca cercetător științific și cercetător științific gradul II.

Aici am fost șeful unui colectiv de cercetare și responsabil de teme de cercetare pentru

Biotehnologii aplicate în extracția metalelor din minereuri degradate și din resurse secundare și

pentru protecția mediului. Am efectuat cercetări la nivel pilot și semiindustrial pentru extracția

cuprului prin leșiere bacteriană din haldele de steril de descopertă de la Roșia Poieni și pentru

valorificarea metalelor prețioase din concentratul de pirită auriferă arsenioasă Șuior prin

bioleșiere în tancuri urmată de cianurație. Pentru aceste tehnologii am obținut 3 brevete de

invenție.

La Universitatea de Nord din Baia Mare, în cadrul Facultății de Mine am activat ca

cercetător științific gradul II în perioada 1991-1995. În această calitate am fost director de

proiecte de cercetare pentru valorificarea unor metale din resurse secundare și pentru tratarea

biotehnologică a gazelor impurificate cu dioxid de sulf. În acest ultim domeniu am obținut un

brevet de invenție pentru o metodă de reținere a dioxidului de sulf și tratare a gazelor din

metalurgia neferoasă.

După 1995 am continuat activitatea de cercetare științifică în calitate de cadru didactic la

Universitatea de Nord din Baia Mare. În perioada 1995-2000 am fost responsabil a două proiecte

de cercetare în Programul Național Orizont 2000. Temele de cercetare au continuat preocupările

anterioare de tratare a gazelor poluate cu dioxid de sulf și de prelucrare prin biotehnologii a unor

deșeuri miniere sau resurse minerale secundare. Din rezultatele acestor cercetări am publicat

două lucrări științifice, una la Al XX-lea Congres Internațional de Preparare a Minereurilor

(Aachen, 1997) și una în revista Journal of Mining and Metallurgy (Yugoslavia), 34 (1-2) A,

1998, p 67-76 care intre timp a devenit cotată ISI.

Pe baza activităților de cerectare-dezvoltare realizate în aceste proiecte, a activităților de inovare

(brevete obținute) și a lucrărilor publicate este evident că am acumulat o experiență deosebită în

domeniul aplicării biotehnologiei (leșiere bacteriană) pentru prelucrarea unor minereuri

sărace și alte resurse minerale secundare (deșeuri sau produse intermediare nevalorificabile)

în vederea valorificării metalelor neferoase și prețioase. Acesta poate constitui un domeniu

interesant pentru teme de doctorat care ar putea fi coordonate în viitor, având în vedre și

conexiunea directă a acestor resurse cu zonele miniere și cu protecția mediului în aceste zone.

În perioada 1991-2002 am fost director de grant național de cercetare intitulat Cercetări asupra

acţiunii geomicrobiologice în depozitele de deşeuri miniere şi efectelor asupra ecosistemelor în

zona Baia Mare. Am investigat un depozit de deșeuri miniere și am evaluat potențialul de



129

formare a scurgerilor acide. Rezultatele au fost publicate într-o lucrare în revista Environmental

Engineering and Management Journal (cotată ISI) în 2008.

Activitatea din acest proiect și cea din proiectele anterioare, precum și lucrările publicate indică

acest domeniu al scurgerilor acide și reabilitarea siturilor degradate din zonele miniere ca

posibil pentru teme de doctorat în viitor.

În perioada 2002-2005 am fost director de proiect partener într-un consorțiu internațional

în Programul Cadru 5 EU. Consorțiul era format din următoarele 11 institute de cercetare și

universități: Centrul Național de cercetare al resurselor de apă din Ungaria (VITUKI (H)),

Institutul Național de Geologie al Ungariei (MÁFI (H)), Asociația TERRA (GEONARDO (H))

Tehnologii de mediu înconjurător , Institutul Național de cercetare al apei din Slovacia (VUVH

(SK)), Institutul Național de Hidrometeorologie al Slovaciei (SHMU (SK)), Institutul Naţional

de Cercetare şi Inginerie a Mediului Înconjurător (ICIM (RO)), Universitatea de Nord din Baia

Mare (NUBM (RO)), Universitatea Vrije din Brussel (VUB (B)), Universitatea Friedrich-

Schiller din Dresda (FSU (D)), Universitatea de Ecologie şi Biologie din Viena (IECB (A)),

Centrul de Ecologie şi Hidrologie, Wallingford din Marea Britanie (CEH (UK)). Proiectul

intitulat THE TISZA RIVER PROJECT. Real-life scale integrated catchment models for

supporting water- and environmental management decisions s-a finalizat cu o bază de date și un

program de management al calității apelor din întregul bazin al Tisei. Noi am realizat un

program de management al apelor din bazinul Tisei de pe teritoriul României și un model de

management hidraulic și hidrologic pentru bazinul râului Lăpuș și al Someșului pe sectorul de la

Bușag la frontiera cu Ungaria.

Tot în domeniul managementului și protecției apelor am participat (director pentru

colectivul partenerului UNBM) în proiectul SIWMANET (Rețea integrată pentru managementul

durabil al resurselor de apă) în Programul Național CEEX, proiect coordonat de UT Gh. Asachi

din Iași. Proiectul s-a desfășurat în perioada 2006-2008 având ca parteneri, pe lângă

coordonatori, Politehnica din București, Politehnica din Timișoara și Universitatea Transilvania

din Brașov.

Urmare activităților de cercetare desfășurate în aceste proiecte și altor activități de

cercetare și publicare lucrări se poate identifica un domeniu posibil pentru coordonare lucrări de

doctorat respectiv managementul și monitoringul resurselor de apă.

O activitate deosebită de cercetare am desfășurat în domeniul ecotoxicoloiei legată în

special de efectele metalelor grele din mediu asupra organismelor. Aceste cercetări au fost

numai parțial legate de proiectele de cercetare la care am participat, dar am acumulat o

informație vastă și o experiență bogată în acest domeniu, atât pentru mediile terestre cât și pentru

mediile acvatice. Am publicat o carte și mai multe lucrări care valorifică rezultatele cercetărilor

și atestă experiența în acest domeniu. Menționez că experiența din domeniul ecotoxicologiei este

recunoscută prin faptul că am fost solicitat în calitate de reviewer la revistele internaționale de

mare prestigiu ISI Aquatic Toxicology (Revistă Elsevier, factor de impact 3,451) și Plant

Biology (Publicație a Societăților de Botanică din Germania și din Olanda, factor de impact

2,405), precum și la Environmental Engineering and Management Journal (Publicație Ecozone



130

UT Gh Asachi Iași, factor de impact 1,258). Consider că acesta este un domeniu de mare interes

pentru teme de doctorat pe care aș putea să le coordonez în viitor. Subliniez că cercetările

ecotoxicologie produc date extrem de necesare și utile pentru evaluarea impactului asupra

mediului, pentru evaluarea riscurilor pentru mediu și sănătate și chiar pentru activitățile de

reglementare în domeniul protecției mediului și al sănătății. Acesta poate fi completat cu

cercetarea efectelor nanoparticulelor asupra organismelor din mediu, care este încă neaboradat la

noi și foarte puțin pe plan internațional.

În perioada 2007-2008 am fost manager științific al proiectului RUTEM – Romania –

Ukraine Regional Centre for Training in Environment Protection, Management and Monitoring

în cadrul Programului European de Cooperare Transfrontalieră. Parteneri din Ukraina au fost

Universitatea de Stat pentru Petrol și Gaze din Ivano Frankivsk și Universitatea din Ujgorod. În

cadrul proiectului am realizat un Centru Regional de Informare și Date pentru zona

transfrontieră România-Ukraina și am editat un manual de instruire în domeniul protecției și

managementului mediului înconjurător. Rezultatele proiectului au fost valorificate în două

lucrari publicate în revista Journal of Environmental Protection and Ecology (cotată ISI) și au

stat la baza fundamentării altor proiecte de cooperare în Programul European Transfrontieră.

Astfel, activez în prezent ca membru în colectivul proiectului RoUaSoil (România-Ucraina aria

transfrontalieră – Managementul siturilor contaminate cu produse petroliere). În acest proiect

am realizat inventarierea, studiul și analiza siturilor poluate cu produse petroliere din regiunea

transfrontalieră și s-a trecut la conceperea planurilor de reabilitare și de regenerare a siturilor

prin tehnologii de depoluare și tratare biotehnologică.

Tot în domeniul siturilor poluate istoric cu hidrocarburi am realizat un proiect de

cercetare-proiectare cu un beneficiar privat (SC RAAL SA Bistrița) pentru decontaminarea și

tratarea solului poluat cu păcură din situl HICART Prundul Bârgăului. Am elaborat și proiectat

metoda de tratare prin biodegradare pe sit a materialului contaminat. Rezultatele au făcut

obiectul unei lucrări publicate în volumul Conferinței Internaționale 12th International

Multidisciplinary Scientific GeoConference SGEM 2012, 17-23 June, Bulgaria. Conference

Proceedings, Vol IV (ISI Proceedings).

Pe același domeniu activez în prezent în proiectul Tehnologie inovativă de bioremediere

ex-situ a solurilor poluate cu hidrocarburi (BIORESOL) coordonat de prof. univ. dr. ing Valer

Micle din Facultatea de Ingineria Materialelor și a Mediului UT Cluj Napoca.

Din aceste activități în proiecte și lucrări publicate se poate previziona un domeniu de

activități de doctorat care vor putea fi propuse pentru a fi coordonate în viitor în activitatea

doctorală. Depoluarea, tratarea și reabilitarea siturilor contaminate cu hidrocarburi.

O sinteză a domeniilor pentru dezvoltarea activității de cercetare și coordonare pentru

teme de doctorat este prezentată în final cu specificația că am dezvoltat între timp relații de

cooperare cu foarte multe persoane implicate în aceste domenii de la universități din România și

din alte țări, care ar putea contribui la o bună pregătire a doctoranzilor prin stagii de training și

de cercetare și documentare.



131

Sinteză privind domeniile de dezvoltare a activităților de cercetare și doctorat

Direcții de cercetare Activități desfășurate și

rezultate

Abilități dobândite și

experiență proprie

Domeniul aplicării

biotehnologiei (leșiere

bacteriană) pentru

prelucrarea unor minereuri

sărace și alte resurse

minerale secundare (deșeuri

sau produse intermediare

nevalorificabile) în vederea

valorificării metalelor

neferoase și prețioase

Teza de doctorat

2 proiecte de cercetare în

Programul Național Orizont

2000

Carte publicată:

Biotehnologii de preparare a

subltanțelor minerale utile.

Biotehnologia metalelor

Lucrări publicate în:

o Al XX-lea Congres

Internațional de

Preparare a Minereurilor

(Aachen, 1997)

o Journal of Mining and

Metallurgy (Yugoslavia),

34 (1-2) A, 1998, p 67-

76

o Kammel`s Qvo Vadis

Hydrometallurgy 6,

Proceedings of 6th

International Conference

made in Herlany –

Kosice, Slovac Republic,

04-07 June 2012.

o Bul. Stiințific al UNBM,

2011

Brevet de invenție

Conceperea, organizarea și

realizarea de teste

experimentale de leșiere

bacteriană pe minereuri,

deșeuri miniere

Teste de leșiere bacteriană în

sistemul tank leaching

Conceperea și realizarea de

instalații pentru

experimentări la scară mărită

(pilot și semiindustrial)

Obținerea și întreținerea

culturilor de bacterii

chimiolitotrofe adecvate

pentru experimentările de

leșiere bacteriană

Monitorizarea culturilor de

bacterii și a proceselor de

bioleșiere pe perioada

experimentărilor de leșiere

bacteriană

Prelucrarea și interpretarea

rezultatelor de leșiere

bacteriană

Inventică și inovare

scurgerile acide și

reabilitarea siturilor

degradate din zonele miniere

Cărți publicate:

o Biotehnologii de

preparare a substanțelor

minerale utile.

Biotehnologia metalelor

o Reabilitarea ecologică a

siturilor degradate

industrial

Lucrări publicate în:

o Environmental

Engineering and

Management Journal,

2008

o Environmental

Engineering and

Management Journal,

July-August 2009, vol. 8,

nr 4, 915-922

o International Conference

Cunoașterea aprofundată a

mecanismelor proceselor de

formare a scurgerilor acide

Cunoașterea aprofundată a

problematicii siturilor

miniere abandonate

Organizarea și conducerea

cercetărilor pentru

investigarea siturilor miniere

și pentru testarea

potențialului de producere a

scurgerilor acide și a poluării

cu metale grele

Cunoștințe aprofundate

privind geomicrobiologia și

tehnicile de investigare și de

aplicare a soluțiilor tehnice

de remediere

Organizarea și conducerea



132

on Material Science

BRAMAT 2001, Braşov

1-2 martie 2001.

PROCEEDINGS vol. IV

p 86 – 91. Transilvania

University Publishing

House, 2001

GRANT CNCSIS Tip A - Director de grant

Proiectul AMSREI CNMP in

cadrul PNCDI – membru în echipa de cercetare

testelor de bioremediere a

siturilor contaminate cu

metale grele și scurgeri acide


rezultatelor cercetărilor

pentru remedierea siturilor

miniere

Elaborarea de proiecte

pentru remedierea siturilor

miniere și altor situri

contaminate cu metale grele

și scurgeri acide

ECOTOXICOLOGIE legată

în special de efectele

metalelor grele din mediu

asupra organismelor

Carte publicată: Elemente de

ecotoxicologie si teste

ecotoxicologice. RISOPRINT

Cluj Napoca, 2011

Lucrări publicate: o Aquatic phytotoxicity of heavy

metals Cu, Cd and Zn:

ecotoxicological tests with

duckweed plants (Lemna

minor). Environmental

Engineering and Management Journal, Vol. 12, No 2, 2013,

343-350

o The effect of heavy metals on

the germination and growth of

Spanish trefoil (Medicago

sativa) and rye-grass (Lolium

perenne) plants. Buletin

Stiintific al UNBM Seria D: Volumul XXV nr. 1, pag. 7-14

o The influence of cadmium on

the development of wheat plants

after germination. Buletin

Stiintific al UNBM Seria D:

Volumul XXV nr. 1, pag. 33-40 o Ecotoxicological effects of

heavy metals on duckweed

plants (Lemna minor). II. Tests

for growth rate reducing by the

zinc. Buletin Stiintific UNBM

Seria D: Volumul XXVI nr. 1,

pag. 15-22, 2012 o Ecotoxicological effects of

heavy metals on duckweed

plants (lemna minor). II tests for

growth rate reducing by the

zinc. Buletin Stiintific UNBM

Seria D: Volumul XXVI nr. 1,

2012 o Ecotoxicological effects of

heavy metals on duckweed plants (Lemna minor). III Tests

for growth rate reducing by

copper and iron. Bul St.

UNBM, Series D: Volume

Documentare largă și

cunoștințe aprofundate

privind efectele

ecotoxicologice ale

metalelor grele în mediile

terestre și acvatice

Cunoștințe și abilități pentru

conceperea și organizarea de

teste ecotoxicologice pentru

cercetarea efectelor toxicelor


rezultatelor testelor

ecotoxicologice

Organizare de cercetări

pentru investigarea unor

situri în scopul stabilirii

efectelor toxicologice și

ecotoxicologice

Evaluare științifică și tehnică

pentru lucrări științifice și

proiecte



133

XXVI, no. 2, 17-26

Evaluarea impactului asupra

mediului

Carte publicată: Oros V.

Evaluarea impactului asupra mediului. RISOPRINT Cluj

Napoca, 2006, ISBN: 973-751-

293-6

Capitol de carte: Oros V.

Biomonitoring. În „Pollution and

Environmental Monitoring”,

Editors I. Colbeck, C. Drăghici,

D. Perniu, p 96-107. Editura

Academiei Romane, Bucuresti

2004, ISBN 973-27-1169-8.

Capitol de carte: OROS V., FULOP A.: Evaluarea impactului

asupra mediului. In: TISAN V.,

OROS V., DĂSCĂLESCU A.

(editori coordonatori): Manual

de instruire în protecţia,

managementul şi monitoringul

mediului (manual bilingv

romano-ucrainian), p. 34-57,

Editura RISOPRINT Cluj

Napoca, 2008. ISBN 978-973-

751-891-0

Carte publicată ca editor: Oros, V., Draghici, C. (Eds),

Environmental Impact

Assessment, Editura AGIR, în

seria EnvEdu, ISSN 1584-0506,

ISBN 978-973-720-296-3, 2010

Lucrări publicate:

o Tisan V., Dascalescu A.,

Coman M., Oros V. RUTEM-

Regional Centre for training

environmental protection,

management and monitoring. Journal of Environmental

Protection and Ecology, ISSN:

1311-5065, vol. 13, Issue 2A,

p. 1082-1085, 2012

o Coman M., Taro G., Oros V.

Comparative aspects regarding

the environmental management

in Romania and UkraineJournal

of Environmental Protection

and Ecology, ISSN: 1311-

5065, vol. 13, Issue 2A, p. 1086-1089, 2012

Cunoaștere aprofundată a

legislației și reglementărilor

din domeniul evaluării

impactului și a procedurilor

de reglementare a

activităților cu impact asupra

mediului

Expertiză în evaluarea

impactului asupra mediului

în diferite domenii (industrie

minieră, metalurgie,

construcții civile, industriale

și agricole)

Cunoștințe și expertiză în

evaluarea calității mediului

și a tehnicilor de

monitorizare (inclusiv

biomonitoring)


pentru stabilirea măsurilor

de minimizare a impactelor

asupra mediului în diferite

domenii

Expert pentru studii de

impact, bilanțuri de mediu,

studii de evaluare adecvată

și alte documentații de

mediu pentru proiecte și

programe

Evaluarea riscurilor pentru

mediu și sănătate

Carte publicată: Elemente de

ecotoxicologie si teste

ecotoxicologice. RISOPRINT

Cluj Napoca, 2011

Capitol în carte internațională: Oros

V., Roman S., Coman M., Oros

A.. Lead Occurence in Children`s

Biological Fluids from Baia Mare

Area, Romania. Chapter

published in: Environmental

Documentare largă și

cunoștințe aprofundate

privind efectele metalelor

grele asupra organismelor vii

în general și asupra sănătății

umane, în special

Cunoștințe și abilități pentru

conceperea și organizarea de



134

Heavy Metal Pollution and

Effects on Child Mental Development – Risk Assessment

and Prevention Strategies, L.

Simeonov, M. Kotchubowski, B.

Simeonova editors, p. 101 – 122.

Springer, 2010, Book Series: NATO Science for Peace and Security, Series C – Environmental Security

Capitole în cărți naționale:

Oros V. Metode de testare toxicologice şi ecotoxicologice. În „Prevenirea poluării mediului”, Editori: A. Ozunu, C. Teodosiu. Editura Univ. Transilvania Braşov, p 103-111

Oros V. Methods of toxicological and ecotoxicological tests. În „Envirnmental Pollution Prevention”, Editors: M. Van Geenhuizen, A. Ozunu, C. Teodosiu, p 153-164. Ed. Academiei Române, 2004

Lucrări publicate:

Smical A. I., Hotea V., Oros V., Juhasz J., Pop E. Studies on transfer and bioaccumulation of heavy metals from soil into lettuce. Environmental Engineering and Management Journal, sept/oct. 2008, vol. 7, no. 5, pag. 609-615.

Oros V., Roman S., Fülöp A. Air

pollution in Baia Mare and Health

Hazards. International

Conference Environmental

Pollution and its Impact on Public

Health, Brasov 16-19 iulie 2008.

Book of Abstracts p. 140. Publicată în Bulletin of

Transilvania University of

Brasov, Vol. 15(50)-2008.

Suplement Volume 2, pag. 559-

566

Orosz D., Oros V., Brezoczki V.

Assessment of health hazard for

local peoples based on dietary

intake of lead in Ferneziu area

near Baia Mare, Romania (in

publishing)

teste ecotoxicologice pentru

cercetarea efectelor toxicelor


rezultatelor testelor

ecotoxicologice

Organizare de cercetări

pentru investigarea unor

situri în scopul stabilirii

efectelor toxicologice și

riscurile pentru sănătatea

umană

Cunoștințe și abilități în

elaborarea studiilor de

evaluare a riscului pentru

mediu și pentru sănătate

Conceperea, realizarea și

coordonarea proiectelor de

cercetare în domeniul

riscului pentru sănătate și al

riscului pentru mediu

Depoluarea, tratarea și

reabilitarea siturilor

contaminate cu hidrocarburi.

Grant internațional: RUTEM –

Romania – Ukraine Regional

Centre for Training in

Environment Protection,

Management and Monitoring.

(manager științific)

Contract cercetare: Proiect


identificarea și evaluarea

siturilor contaminate cu

hidrocarburi

Cunoștințe și abilități în

cercetarea proceselor de



135

tehnic de depoluare a sitului

HICART din Prundu Bârgăului

poluat istoric cu hidrocarburi

(director)

Grant internațional: RoUaSoil

(România-Ucraina aria

transfrontalieră – Managementul

siturilor contaminate cu produse

petroliere). Membru în echipa

proiectului

Grant național: Tehnologie

inovativă de bioremediere ex-situ

a solurilor poluate cu hidrocarburi (BIORESOL) –

membru în echipa proiectului

Lucrări publicate:

Oros V., Coman M., Gusat D.

Polluted soil – modelling and

rehabilitation, a case study in

Bistrita-Nasaud county, Romania.

In 12th International

MultidisciplinaryScientific

GeoConference SGEM 2012, 17-

23 June, Bulgaria. Conference

Proceedings, Vol IV, Forest Ecosystems; Soils; Air Pollution

and Climate Change; Renewable

Energy Sources and Clean

Technologies; Recycling;

Environmental Economics, p 193-

198. ISSN 1314-2704, DOI

10.5593/sgem2012

Oros V., Gusat D. Technical and

financial solutions of the soil

remediation - a case study.

Ekologhicina bezpeka zbalansobanne

resursokoristuvannia, no. 2 (8), p

31-37 (Revista Universitatii

Tehnice Nationale pentru Petrol si

Gaze din Ivano Frankivsk,

Ukraina)

biodegradare a

hidrocarburilor din solurile

poluate

Cunoștințe de

microbiologie privind

identificarea și testarea

microorganismelor

adecvate pentru utilizare în

procesele biotehnologice

de tratare a solurilor

contaminate

Conceperea și organizarea

experimentărilor pentru

testele de biodegradare a

hidrocarburilor din soluri

Coducerea proiectelor de

cercetare în domeniul

bioremedierii siturilo

contaminate cu

hidrocarburi

Managementul și

monitoringul resurselor de

apă

Granturi de cercetare:

Grant internațional: THE TISZA

RIVER PROJECT. Real-life

scale integrated catchment

models for supporting water- and

environmental management

decisions. Proiect EU in

Programul Cadru 5, Director

de proiect din partea partenerului

UNBM

Grant național: SIWMANET –

director pentru partenerul UNBM

Lucrări publicate:

D. Nasui, V. Oros. The Somes

river hydraulic modelling results.

In volumul Technological

Disaster Management, the 4th

International Conference on

Cunoștințe privind

organizarea și desfășurarea

activităților de gospodărire a

apelor în Romania și în UE

Expertiză în domeniul

monitoringului calității

apelor pe domeniile fizic,

chimic și biologic

Abilități pentru aplicarea

diferitelor metode de

modelare a corpurilor de apă

Expertiză în domeniul

riscurilor legate de

contaminarea apelor cu



136

Environmental Legislation Safety

Engineering and Disaster Management (ELSEDIMA),

organised by CRAIM and Babes-

Bolyai University in Cluj-Napoca

21-23 Oct. 2004

metale, hidrocarburi și alți

poluați periculoși

Managementul deșeurilor Cărți publicate (editor coord.):

Managementul deşeurilor”,

Editori: V. Oros, C. Drăghici.

Editura Universităţii Transilvania

Braşov, 2002

PRETTY J., OROS V.,

DRĂGHICI C.. (editori coordonatori) Waste

management, Editura Academiei

Romane, Bucuresti 2003.

Capitole in cărți:

6 capitole în Managementul

deşeurilor”, Editori: V. Oros, C.

Drăghici. Editura Universităţii

Transilvania Braşov, 2002

6 capitole în Waste management, Editura Academiei Romane,

Bucuresti 2003

Lucrări publicate:

Smical I., Oros V. Integrated

system of municipal solid waste

management in Baia Mare city,

Maramures county. Buletin

Stiintific al Universităţii de Nord

din Baia Mare, Seria D:

Exploatari Miniere, Prepararea

Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa, Geologie

si Ingineria Mediului, Volumul

XXVI nr. 1, pag. 121-128, 2012

Oros V., Coman M. Investigation

on revegetation and

phytoremediation of a large

flotation tailing dump in Baia

Mare (Romania). Presented at

The 10th International

Symposium Continuous Surface

Mining, 12-15 Sept. 2010 held in Freiberg, Germany. Published in

Proceedings, pag. 347. Edited by

C. Drebenstedt, T U

Bergakademie Freiberg, 2010.

ISBN 978-3-86012-406-2


domeniul deșeurilor miniere,

de preparare și metalurgie

Cunoștințe și expertiză

pentru aplicarea metodelor

biotehnologice pentru

tratarea deșeurilor

Conceperea, organizarea și

conducerea proiectelor de

cercetare și dezvoltare

tehnologică pentru tratarea și

gestionarea deșeurilor

Expertiză privind testarea

efectelor ecotoxicologice ale

deșeurilor și efectele asupra

sănătății populației

Contribuții la protecția și ingineria mediului cu aplicații în zonele miniere afectate de scurgeri

acide. Teza de abilitare. Oros Vasile, 2015

137

B 3. REFERINTE BIBLIOGRAFICE

AFNOR, (1996), Determination of the inhibitory effect on the growth of Lemna minor XP T 90-337

Alonso-Castro A. J., Carranza-A lvarez C., Alfaro-De la Torre M. C., Chavez-Guerrero L., Garcıa-De la Cruz R.

F. (2009), Removal and Accumulation of Cadmium and Lead by Typha latifolia Exposed to Single and

Mixed Metal Solutions, Arch. Environ. Contam. Toxicol. 57, 688–696

Alonso E., Gonzales-Nunez M., Carbonell G., Fernandez C., Tarazona J. V., (2009), Bioaccumulation

assessment via an adapted mult-species soil-system (MS·3) and its application using cadmium.

Ecotoxicology and Environmental Safety 77, 1038-1044

An Y. J., (2004), Soil ecotoxicity assessment using cadmium sensitive plants. Environ. Pollut. 127, 21-26

APMMM (2010), Report on environmental quality statement in Maramures County, 2008, 2009 and 2010 http://www.apmmm.ro/

Anderson B. S., Hunt J. W., Piekarski W. J., Phillips B. M., Englund M. A., Tjeerdema R. S., Goetzl J. D.

(1995), Influence of salinity on copper and azide toxicity to larval topsmelt Atherinops affinis (Ayres). Arch.

Environ. Contam. Toxicol. 29, 366–372

Arnold W. R., Diamond R. L., Smith D. S., (2010), The Effect of Salinity, pH and Dissolved Organic Matter on

Acute Copper Toxicity to the Rotifer Brachionus plicatilis (“L” Strain). Arch. Environ. Contam. Toxicol,.

26 January 2010

ASTM, (1991), Conducting static toxicity tests with Lemna gibba. Guide E 1415-91. Annual book of ASTM

standards. Section 11 Water and environmental technology. Vol. 11.04. ASTM, Philadelphia, U.S.

ASTM (2004), Standard guide for acute toxicity test with the rotifer Brachionus. E1440-91, Annual Book of

ASTM Standards, vol. 11.05, West Conshohocken, PA, p. 830-037 Atol N., Saradhi P. P., Mohanty P. (1991), Inhibition of the chloroplast photochemical reactions by treatment of

wheat seedlings with low concentration of cadmium. Analysis of electron transport activities and changes

in fluorescense yield, Plant and Cell Physiology, 32, 943-951

ATSDR, (1997), Toxicological profile for cadmium. Agency for Toxic Substances and Disease Registry, US

Department of Health and Human Services

ATSDR, (2007), Toxicological Profile for lead. Agency for Toxic Substances and Desease Registry,

Department of Division of Toxicology and Environmental Medicine. Lead. CAS7439-92-1, August 2007.

www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/

Axtel N. R., Sternberg S. P. K., Klaussen K. (2003), Lead and nickel removal using Microspora and Lemna

minor. Bioresource Technol. 89, 41-48

Baars A. J., Theelen R. M. C., Janssen P. J. C. M., Hesse J. M., van Apeldoorn M. E., Meijerink M. C. M.,

Verdam L., Zeilmaker M. J. (2001), Re-evaluation of human toxicological maximum permissible risk levels. RIVM report 711701 025

Baer K. N., Ziegenfuss M. C., Banks S. D., Ling Z. (1999), Suitability of high-hardness COMBO medium

ecotoxicity testing using algae, daphnids and fish. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 63(3), 289-296

Baker, A. J. M., (1981), Accumulators and excluders – strategies in the response of plants to heavy metals. J.

Plant Nutr. 3, 643-654

Baker A. J. M., Brooks R. R. (1989), Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements - a

review of their distribution, ecology and phytochemistry. Biorecovery 1, 81–126

Baker A. J. M., Reeves R. D., Hajar A. S. M. (1994), Heavy metal accumulation and tolerance in British

populations of the metallophyte Thlaspi caerulescens J. & C. Presl. (Brassicaceae). New Phytol. 127 (1), 61-

68

Balestrasse K. B., Noriega G. O., Bartlle A., Tomaro M. L. (2006), Heme oxygenase activity and oxidative stress signaling in soybean leaves. Plant Sci. 170, 339-346

Barenys M., Boix N., Farran-Codina A., Palma-Linares I., Montserrat R., Curto A., Gomez-Catalan J., Ortiz P.,

Deza N., Liobet J. M. (2014), Heavy metal and metalloids intake risk assessment in the diet of a rural

population living near a gold mine in the Peruvian Andes (Cajamarca). Food and Chemical Toxicology, 71,

254-263

Barti S., Banerjee T. K. (2012), Phytoremediation of a coal mine effluent. Ecotoxicology and Environmental

Safety, Vol. 81, July, 36-42

Belimov A. A., Hontzeas N., Safronova V. I., Demchinskaya S. V., Piluzza G., Bullitta S., Glick B. R. (2005),

Cadmium toleratnt plant growth-promoting bacteria associated with the rooth of Indian mustard (Brassica

juncea L. Czern.). Soil Biology and Biochemistry, 37, 241-250

Berar Sur I. M., Micle V., Avram S., Marin S., Oros V. (2012), Bioleaching of some heavy metals from polluted

soils. Environmental Engineering and Management Journal, Vol. 11, No 8, 389-1393 Berry C. R. (1982), Survival and growth of pine hybrid seedlings with Pisolythus ectomycorrhizae on coal

spoils in Alabama and Tennessee. J. Environ. Quality 11, 709-715 Bindea V., Lobonţiu G. (1999), Poisoning with lead. Educational prevention mesures.(in Romanian). Paper prepared within

the Project ECO SOC 1999 join with the Nedarland Ambassy in Bucharest

http://www.apmmm.ro/

http://www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/



138

Blancharde G. (1982), Aspects du comportement des organo-metaux et des metaux dans l`environnement. Etude

particuliere sur les derives de plomb. These sur le titre de docteur-ingenieure. Universite de Rennes, Ecole

Nationale de Chimie

Blaudez D., Botton D., Chalot M. (2000), Cadmium uptake and subcellular compartimentation in the

ectomycorrhizal fungus Paxillus involutus. Microbiology 146, 1109-1117

Brierley C. L. (2001), Bacterial succession in bioheap leaching, Hydrometallurgy, 59, 249-255

Brierley J. A. (1978), Thermophilic iron oxidizing bacteria found in copper leaching dumps, Appl. Environ.

Microbiol. 36, 1978, 523–525

Brierley J. A. (1997), Heap leaching of gold bearing deposits: theory and operational description, in: Biomining:

Theory, Microbes and Industrial Processes, D.E. Rawlings editor, Springer and Landes Bioscience, Berlin,

1997, pp. 103–115

Brierley J. A., Brierley C. L. (2001), Present and future commercial applications of biohydrometallurgy,

Hydrometallurgy 59, 2001, 233-239 Brierley J. A., Norris P. R., Kelly D. P., LeRoux N. W. (1978), Characteristics of a moderately thermophilic and

acidophilic iron oxidizing Thiobacillus, Eur. J. Appl. Microbiol. Biotechnol. 5, 291–299

Bryner L. C., Beck J. V., Davis B. B., Wilson D. G. (1954), Microorganisms in leaching sulfide minerals, Ind.

Eng. Chem. 46, 2587–2592

Bryner L. C, Jameson A. K. (1958), Microorganisms in leaching sulfide minerals, Appl. Microbiol. 6, 281–287

CAC (Codex Alimentarius Commission), (1984), Contaminants: Joint FAO/WHO Standards Program. Codex

Alimentarius, vol XVII, first ed. Rome, Italy, p 1-33 Carlson L., Lindstroem E. B., Hallberg K. B., Tuovinen O. H. (1992), Solid-phase products of bacterial

oxidation of arsenical pyrite, Appl. Environ. Microbiol. 58,1046–1049

Chandra P., Garg P. (1992), Absorption and toxicity of chromium and cadmium in Limnathemum cristatum

Griseb. Sci. Total Environ. 125, 175-183

Chaney R. L., Malik M., Li Y. M., Brown S. L., Brewer E. P., Angle J. S., Baker A. J. M., (1997),

Phytoremediation of soil metals. Curr. Opin. Biotechnol. 8. 279-284

Chen E. L., Chen Y. A., Chen L. M., Liu Z. H. (2002), Effect of copper on peroxidase activity and lignin

content in Raphanus sativus. Plant Physiol. Biochem. 40, 439 – 444

Chen C. M., Liu M. C. (2006), Ecological risk assessment on a cadmium contaminated soil landfill – a

preliminary evaluation based on toxicity tests on local species and site-specific information. Science of the

Total Environment 359, 120-129 Cheng F., Zhao N., Xu H., Li Y., Zhang W., Zhu Z., Chen M. (2006), Cadmium and lead contamination in

japonica rice grains and its variation among the different locations in southeast China, Science of the Total

Environment, 359, 156-166

Cobb GP, Sands K, Waters M, Wixson BG, Dorward-King E. (2000), Accumulation of heavy metals by

vegetables grown in mine wastes. Environmental Toxicology and Chemistry, 19, 600-606

Cociorhan C. S., Oros V., Micle I., Berar (Sur) I., Coman M., Juhasz J., Taro G., Pop R., Falaus B. (2011),

Remarks on sampling techniques of contaminated soils in Baia Mare area. Buletin Stiintific al Universităţii

de Nord din Baia Mare, Seria D: Exploatari Miniere, Prepararea Substantelor Minerale Utile, Metalurgie

Neferoasa, Geologie si Ingineria Mediului, Volumul XXV nr. 1, 117-126

Cordos E., Roman C., Ponta M., Frentiu T., Rautiu R. (2007), Evaluation of Soil Pollution with Copper, Lead,

Zinc and Cadmium in the Mining Area Baia Mare. REV. CHIM. (Bucuresti) 58, No. 5 p. 470-474

Colmer, K.L. Temple, H.E. Hinkle (1950), An iron-oxidizing bacterium from the acid drainage of some bituminous coalmines, J. Bacteriol. 59, 317–328

Cui Y., Zhu Y., Zhai R., Chen D., Huang Z., Qiu Y., (2004), Transfer of metals from soil to vegetables in an

area near a smelter in Nanning, China. Environ. Int. 30, 785-791

Dahamni-Muller H., Oort F., Gelie B., Balabane M. (2000), Strategies of heavy metal uptake by three plant

species growing near a metal smelter. Environ. Pollution 109, 231-238

Dar G. H., (1996), Effects of cadmium and sewage-sludge on soil microbial biomass and enzyme activities.

Bioresour. Technol. 56, 141–145

Dar G. H., Mishra M. M., (1994), Influence of cadmium on carbon and nitrogen mineralization in sewage-

sludge amended soils. Environ. Pollut. 84, 285–290

De Schamphelaere K. A., Stauber J. L., Wilde K. L., Markich S. J., Brown P. L., Creighton N. M., Janssen C. R.

(2005), Toward a biotic ligand model for freshwater green algae: surface bound and internal copper are beter predictors of toxicity than free Cu2+ ion activity when pH is varied. Environmental Science and Technology,

Apr. 1;39(7), 2067-2072

De Boeck G., Meeus W., De Coen W., Blust R., (2004), Tissue-specific accumulation Cu bioaccumulation

patterns and differences in sensitivity to waterborne Cuin three freshwater fish: rainbowtrout (Oncorhynchus



139

mykiss), commoncarp (Cyprinus carpio), and gibelcarp (Carassius auratus gibelio). Aquatic Toxicology,

70, 179–188

De Vinter – Sorokina R., Bakker M. I., Van Donkersgoed G., Van Klaveren J. D. (2003), Dietary Intake of

Heavy Metals (cadmium, lead and mercury) by the Dutch population. RIVM Report 32010300

Dirligen N. (2011), Mercury and lead: Assessing the toxic effects on growth and metal accumulation by Lemna

minor. Ecotoxicology and Environmental Safety 74, 48-54

Djebali W., Zarrouk M., Brouquisse R., El Kahoui S., Limam F., Ghorbel M. H., Chaibi W. (2005),

Ultrastructure and lipid alterations induced by cadmium in tomato (Lycopersicon esculentum) chloroplast

membranes, Plant Biology, 7, 258-368

Doelman P., Haanstra, L., (1984), Short-term and long-term effects of cadmium, chromium, copper, nickel, lead and zinc on soil microbial respiration in relation to abiotic soil factors. Plant Soil 79, 317–327

Donaldson L. A. (2001), Lignification and lignin topochemistry - an ultrastructural view. Phytochemistry 57,

859–876

Drost W., Matzke M., Backhaus T. (2007), Heavy metal toxicity to Lemna minor: studies on the time

dependence of growth inhibition and the recovery after exposure. Chemosphere, 67, Issue 1, 36-40

Duarte R. M., Leite Menzes A. C., Da Silveira Rodriges L., De Almeida-Val V. M. F., Val A. L. (2009), Copper

sensitivity of ornamental fish of the Amazon. Ecotoxicology and Environmental Safety, 72 (2009), p 693-

698

Eberius M. (2001a), Using the Duckweed Growth Inhibition Test to detect and evaluate soil contamination.

LemnaTec GmBH, Germany, 14 Marz 2001

Eberius M. (2001b), Comparison of the sensitivity alge vs. Duckweed. A comparison study. LemnaTec GmBH. Germany, 14 Marz 2001

Eberius M. (2001c), Observation parameters of the Duckweed Growth Inhibition Test. Frond Number – Total

Frond Area – Dry Weight. LemnaTec GmBH, Germany, 14 Marz 2001

EC, (2002), Guidance Document on Terrestrial Ecotoxicology. Under Coucile Directive 91/414/EEC. 17 Oct.

2002

EC, (2006), Commission of the European Communities, Commission regulation 1881/2006 setting maximum

levels for certain contaminants in foodstuffs. Off. J. Eur. Union. L 364, 5–24

EC, (2009), Regulamentul nr. 761/2009 al Comisiei, de modificare în scopul adaptării la progresele tehnice a

Regulamentului nr. 440/2008, de stabilire a metodelor de testare în temeiul Regulamentului CE nr. 107/2006

al Parlamentului European şi al Consiliului privind înregistrarea, evaluarea, autorizarea şi restricţionarea

substanţelor chimice. Jurnalul Oficial al UE, 24.08.2009

Ehrlich H. L, (1964), Bacterial oxidation of arsenopyrite and enargite, Econ. Geol. 9, 1306–1312

Ehrlich H. L. (1996), Geomicrobiology, Third Edition, Revised and Expande. Marcel Dekker, New York, 1966

Ehrlich H. L. (2001), Past, present and future of biohydrometallurgy. Hydrometallurgy 59, 127–134 Ekmekci Y., Tanyolac D., Ayhana B. (2008), Effects of cadmium on antioxidant enzyme and photosynthetic

activities in leaves of two maize cultivars, Journal of Plant Physiology, 165, 600-611

EPA, (1993), Methods of Aquatic toxicity Identification Evaluations. Phase II: Toxicity Identification

Procedures for Samples Exhibiting Acute and Chronic Toxicity. USEPA, Duluth, MN 55804

EPA, (1996), Ecological effects test Guidelines OPPTS 850.4400 Aquatic plant toxicity test using Lemna ssp.,

Tiers I and II , EPA 712-C-96-156

EPA, (1999), Toxicological Review – Cadmium Compounds. Office of Research and Development

EPA, (2002), Methods for Measuring the Acute Toxicity of Effluents Receving Waters to Freshwater and

Marine Organisms. Fifth Edition, Oct. 2002. US-EPA Office of Water (4303T), Washington DC. EPA-821-

R-02-012

EPA (U.S. Environmental Protection Agency), (2004), IRIS Integrated Risk Information System, Lead and compounds (inorganic) (CASRN 7439-92-1). Available from

http://www.epa.gov/ncea/iris/subst/0277.htm#noncar

EFSA (2010), Panel on Contaminants in the Food Chain (CONTAM), Scientific Opinion on Lead in Food,

EFSA Journal 2010; 8(4), 1570

Epelde L., Becerril J. M., Hernández-Allica J., Barrutia O., Garbisu C. (2008), Functional diversity as indicator

of the recovery of soil health derived from Thlaspi caerulescens growth and metal phytoextraction. Applied

Soil Ecology, 39, July, 299-310

EXTOXNET (Extention Toxicology Network) (2005), Copper sulfate. Pesticide Information Profile, 5/94

Faizaga A. O., Ma L. Q., Cao X., Rathinasabapathi B. (2004), Effects of heavy metals on growths and arsenic

accumulation in the arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L. Environmental pollution 132, 289-296

Fangmin C., Ningchun Z., Haiming X., Yi L., Wenfang Z., Zhiwei Z., Mingxue C. (2006), Cadmium and lead

contamination in japonica rice grains and its variation among the different locations in southeast China. Science of Total Environment 359, 156-166

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0045653506013361?_rdoc=1&_fmt=high&_origin=article&_docanchor=&_zone=related_art_hover&md5=9b41a7a02a24574f8ce7cea233b9b914

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0045653506013361?_rdoc=1&_fmt=high&_origin=article&_docanchor=&_zone=related_art_hover&md5=9b41a7a02a24574f8ce7cea233b9b914

http://www.sciencedirect.com/science/journal/09291393

http://www.sciencedirect.com/science/journal/09291393



140

Fernandez R., Bertrand A., Casares A., Garcia R., Gonzales A., Tames R. S. (2008), Cadmium accumulation

and its effects on the in vitro growth of woody fleabane and mycorrhized white birch. Environmental

Pollution 152, 522-529

Finger-Teixeira A., Ferrarese M. L. L., Soares A. R., da Silva D., Ferrarese-Filho O. (2010), Cadmium-induced

lignifications restricts soybean root growth. Ecotoxicology and Environmental safety 73, 1959-1964

Franklin N. M., Stauber J. L., Lim R. P., Petocz P. (2002), Toxicity of metal mixtures to a tropical freshwater

alga (Clorella sp.): the effect of interactions between copper, cadmium and zinc on metal cell binding

uptake. Environ Toxicol. Chem. Nov. 21 (11), 2412-2422

Fulop A., Văscan S., (2004), Lead-contaminated soils from Ferneziu, North Eastern District of Baia Mare.

Environment and Progress 2/2004 (Cluj Napoca, Romania), 139-143 Gad S. C. (2005a), Copper, in: Encyclopedia of Toxicology 2nd edition. Vol. 1. Ph. Wrexler editor in chief.

Elsevier, 2005, p. 665-667

Gad S. C. (2005b), Zinc, in: Encyclopedia of Toxicology 2nd Edition, vol. 4, Ph. Wrexler editor in chief.

Elsevier, 2005, p. 479-481

Gad S. C. (2005c), Cadmium. in: Encyclopedia Toxicology, 2nd edition, Volume 1, Elsevier Inc. p 375-377

Gad S. C., (2005d), Lead, in: Encyclopedia of Toxicology, 2nd Edition, Ph. Wrexler editor in chief. Elsevier,

2005, p. 705-709

Galli U., Schüepp H., Brunhold C. (1994), Heavy metal binding by mycorrhizal fungi. Physiol. Plant. 92, 364-

368

Gajewska E., Sklodowska M. (2010), Differential effect of equal copper, cadmium and nickel concentration on

biochemical reactions in wheat seedlings. Ecotoxicology and Environmental Safety, 73, 996-1003 Garrett D. C., (2004), Effects of methanol, atrazine and copper on the ultrastructure of Pseudokirrschneriella

subcapitata (Selenastrum capricornutum). Disertation PhD Thesis, Univerisity of North Texas

Glorennec P. (2006), Analysis and reduction of uncertainity of the assessment of children`s lead exposure

around an old mine. Environmental Research, 100, 150-158

Green I. D., Merrington G., Tibbett M. (2003), Transfer of cadmium and zinc from sewage sludge ammended

soil through a plant – aphid system emerged adult ladybirds (Coccinella septempunctata). Agric. Ecosyst.

Environ. 99, 171-178

Grispen V. M. J., Nelisen H. J. M., Verkleij J. A. C. (2005), Phytoextraction with Brassica napus L.: a tool for

sustainable management of heavy metal contaminated soils. Environ. Pollut. 144, 77-83

Grosell M., Blanchard J., Brix K.V., Gerdes R. (2007), Physiology is pivotal for interactions between salinity

and acute copper toxicity to fish and invertebrates. Aquatic Toxicology, 84, 162–172

Gurzău E.. (2000), Evaluarea riscului de expunere la plumb, arsen, cadmiu, dioxid de sulf şi pulberi în suspensie pentru populaţia din zona de influenţă a uzinei ROMPLUMB. În Studiu de risc pentru ROMPLUMB, 2000

Harris J. A., Birch P., Palmer J.(1996), Land Restoration and Reclamation. Principles and Practise. Longman,

Singapore, p. 83-120

Harmanescu M., Alda M. N., Bordean D. M., Gogoasa I., Gergen I. (2011), Heavy metals health risk assessment

for populations via consuptions of vegetables grown in gold minig area; a case study: Bant County,

Romania. Chemistry Central Journal, 5, 1, 64. doi:10.1186/1752-153X-5-64

Hédiji H., Djebali W., Cabasson C., Maucourt M., Baldet P., Bertrand A., Zoghlami L. B., Deborde C., Moing

A., Brouquisse R., Chaïbi W., Gallusci P. (2010), Effects of long-term cadmium exposure on growth and

metabolic profile of tomato plants. Ecotoxicological and Environmental Safety, 73, 1965-1974

Heijerinck D. G., Van Sprnag P. A., Van Hyfte A. D. (2006), Ambient copper concentrations in agricultural and

natural European soils: an overview. Environ. Toxicol. Chem., Mar. 25(3), 858-864 HG nr.351/2005 privind aprobarea Programului de eliminare treptată a evacuărilor, emisiilor și pierderilor de

substanțe prioritar periculoase. Monitorul Oficial al Romaniei nr. 428 din 20.05.2005

Hill W. R., Bednarek A. T., Larsen I. L. (2000), Cadmium sorption and toxicity in autotrophic biofilms. Can. J.

Fish. Aquat. Sci. 57, 530-537

Hollis L., McGeer J. C., McDonald D. G., Wood C. M. (1999), Cadmium accumulation, gill Cd binding,

accumulation ant physiological effects during long term sublethal Cd exposure in rainbow trout. Aquatic

Toxicology 1999, 46(2), 101-119

Horvat L. T., Vidaković-Cifrek Ž., Oreščanin V., Tkalec M., Pevalek-Kozlina B. (2007), Toxicity assessment oh

heavy metal mixtures by Lemna minor. Sci. Total Environ. 384 (1-2), 229-238

Hu S., Tang C. H., Wu M. (1996), Cadmium accumulation by several seaweeds. Science of the Total

Environment 187, 65-71

INS (Romanian National Institute of Statistics), 2013. http://www.statistici.insse.ro/ IPCS (International Programme on Chemical Safety), (1992a), Environmental Health Criteria 210. Cadmium –

Environmental Aspects. World Health Org. Geneva

http://www.statistici.insse.ro/



141

IPCS (International Programme on Chemical Safety), (1992b), Environmental health criteria 135. Cadmium.

Geneve: Environmental aspects

Irving E. C., Baird D. J., Culp J. M. (2009), Cadmium Toxicity and Uptake by Mats of the Freshwater Diatom:

Navicula pelliculosa (Breb) Hilse. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 57, 524-530

Isnard P., Flammarion P., Roman G., Babut M., Bastien Ph., Bintein S., Esserméant L., Férard J. F., Gallotti-

Schmitt S., Saouter E., Saroli M., Thiébaud H., Tomassone R., Vindimian E. (2001), Statistical analysis of

regulatory ecotoxicity tests, Chemosphere, 45, 659-669

ISO/DIS 20079 (2004), Water Quality – Determination of the toxic effect of water constituents and wastewater

on duckweed (Lemna minor) – Duckweed growth inhibition test

Janssen C. R., Heijerick D. G. (2003), Algal toxicity tests for environmental risk assessment of metals. Rev. Environ. Contam. Toxicol. 178, 23-52

JEFCA, (1989), Joint FAO/WHO Committee on Food Aditives. Evaluation of certain food aditives and

contaminants.33rd Report of the Joint FAO/WHO Experts Committee on Food Aditives. WHO Techical

Report Series No. 776

Jiang W., Liu D., Hou W. (2001), Hyperaccumulation of cadmium by roots, bulbs and shoots of garlic.

Bioresour. Technol. 76, 9-13

Johnson D. B., Roberto F. F. (1997), Heterotrophic acidophiles and their roles in bioleaching of sulfide

minerals, in: D.E. Rawlings Ed., Biomining. Theory Microbes and Industrial Processes, Springer, Berlin, pp.

259–279

Jung M. C., Thornton I. (1996), Heavy metal contamination of soils and plants in the vicinity of a lead - zinc

mine, Korea. Applied Geochemistry 11, 53-59 Jung M. C., Thornton I. (1997), Environmental contamination and seasonal variation of metal in soils, plants

and waters in the paddy fields and a Pb - Zn mine in Korea. Sci. Total Environ. 198, 105-121

Kabata-Pendias A., (2000), Trace elements in plants. In: Trace Elements in Soils and Plans, 3rd ed. CRC Press,

Boca Raton, p. 83-102

Kanoun-Boulé M., Vicente J. A. F., Nabais C., Prasad M. N. V., Freitas H., (2009), Ecophysiological tolerance

of duckweeds exposed to copper. Aquatic Toxicology 91 (2009) 1/9

Karavaiko G. I., Kuznetsov S. A., Golomzik A. I., (1972) Role of Microorganisms in Metal Leaching from Ores

(in Russian). Nauka, Moscow

Komar K. M., Ma L. Q., Roqwood D., Sywd A. (1998), Identification of arsenic tolerant and hyperaccumulating

plants from arsenic contaminated soils in Florida. Agronomy abstracts, p 343

Krämer U., Pikcering I. J., Prince R. C., Raskin L., Salt D. E.. (2000), Subcellular localization and speciation of

nickel in hyperaccumulator and nonaccumulator Thlaspi species. Plant. Physiol. 122, 1343-1353 Kupper H., Lombi E., Zhao F. J., McGrath S. P. (2000), Cellular compartimentation of cadmium and zinc in

relation to other elements in the hyperaccumulator Arabidopsis halleri. Planta 212, 75-84

Kuzovkina Y. A., Knee M., Quigley M. F. (2004), Cadmium and Copper Uptake and Translocation in Five

Willow (Salix L.) Species. International Journal of Phytoremediation, 6(3), 269–287

Landi L., Renella G., Moreno J. L., Falchini L., Nannipieri P. (2000), Influence of cadmium on the metabolic

quotient, L-, D-glutamic acid respiration ratio and enzyme activity, microbial biomass ratio under laboratory

conditions. Biol. Fertil. Soils 32, 8–16

Lăcătuşu R., Răuţă C., Cârstea S., Ghelase I. (1996), Soil-plant-man relationships in heavy metal polluted areas

in Romania, Appl. Geochemistry 11, 105-107

Legea 311/2004 pentru modificarea și completarea Legii 458/2002 privind calitatea apei potabile. Monitorul

Oficial al României 582/30 iunie 2004 Lin C. C., Chen L. M., Liu Z. H. (2005), Rapid effect of copper on lignin biosynthesis in soybean roots. Plant

Sci. 168, 855–861

Liu H. Y., Probst A., Liao B. H. (2005), Metal contamination of soils and crops affected by the Chenzhou lead

zinc mine spill (Hunan, China). Sci. Total Environ. 339, 153–166

Lombi Z., Zhao F. J., Dunham S. J., McGrath S. P. (2000), Cadmium accumulation in populations of Thlaspi

caerulescens and Thlaspi goesingense. New Phytol. 145, 11-20

Lorenz S. E., Hamon R. E., Holm P. E., Domingues H. C., Sequeira E. M., Christensen T. H., McGrath S. P.

(1997), Cadmium and zinc in plants and soil solutions from contaminated soils. Plant and soil, 189, 21-31

Lu X, Kruatrachue M, Pokethitiyook P, Homyok K. (2004), Removal of cadmium and zinc by water hyacinth,

Eichhornia crassipes.Sci Asia 30, 93–103

MacKenzie S. M., Waite S., Metcalfe D. J., Jozce C. B. (2003), Landfill leachate ecotoxicity experiments using

Lemna minor. Water, Air, Soil Pollution Focus 3, 171-179 Maine M. A., Duarte M. V., Sune N. L. (2001), Cadmium uptake by floating macrophytes. Water Resources,

35, 11, 2629-2634

Malouf E. E., Prater J. D. (1961), Role of bacteria in alteration of sulfide minerals, J. Met. 3, 353–356



142

Mason C. F. (1991), Biology of Freshwater Pollution. 2nd Edition, Logmane Scientiphic and Technique

Publisher, England

Maxted A. P., Black C. R., West H. M., Crout N. M. J., McGrath S. P., Younget S. D. (2007), Phytoextraction

of cadmium and zinc from arable soils amended with sewage sludge using Thlaspi caerulescens:

Development of a predictive model, Environmental Pollution, 150, 363-372

Mc Kenna I. M., Chaney R. L., Williams F. M. (1993). The effects of cadmium and zinc interactions on the

accumulation and tissue distribution of zinc and cadmium in lettuce and spinach. Environmental Pollution

79, 113-120

Mc Kenney D. J., Vriesacker, J. R., (1985), Effect of cadmium contamination on denitrification processes in

Brookston clay and Fox sandy loam. Environ. Pollut. A 38, 221–233 Megateli S., Semsari S., Couderchet M. (2009), Toxicity and removal of heavy metals (cadmium, copper and

zinc) by Lemna gibba. Ecotoxicology and Environmental Safety, Vol. 72, Issue 6, Sept. 2009, 1774-1780

Mielke H. W., Reagen P. L. (1998), Soils an important pathway of human lead exposure. Environ. Health

Perspect. 106 (Suppl. 1), 2017-229

Milhoub A., Chaoui A., El Ferrjani E. (2005), Biochemical changes associated with cadmium and copper stress

in germinating pea seeds (Pisum sativum L.) C. R. Biol. 328, 33-41

Mining Magazine (1991), Biox for refractory Au concentrates. Mining Magazine,1, Jan. 1991 Miquel M. G. (2001), Les effets des métaux lourds sur lènvironnement et la santé. Rapport de lÒffice

Parlemantaire de lÈvaluation des Choix Scientifique et Technologique depose sur le Bureau de lÀssemblée

Nationale et du Senat de France, avril 2001

Mishra S,. Srivastava S., Tripathi R. D., Kumar R., Seth C. S., Gupta D. K. (2006), Lead detoxification by

coontail (Ceratophyllum demersum L.) involves induction of phytochelatins and antioxidant system in

response to its accumulation. Chemosphere 65, 1027–1039 Mitran E. (1995), Noxele chimice profesionale şi măsurile de profilaxie. Editura Medicală Bucureşti

Mo S. C., Choi D. S., Robinson J. W. (1988), A study of the uptake by duckweed of aluminium, copper and lead

from aqueous solution. J. Environ. Sci. Health 23 (2), 138-156

Mogoş G., Sitcai N. (1990), Toxicologie clinică. Vol. 2, Ed. Medicală Bucureşti

Mohamad M., Itah K., Suyama K. (2010), Effects oh Herbicides on Lemna gibba and Recovery from Damage

after Prolonged Exposure. Arch. Environ. Contam. Toxicol. Doi 10.1007/S00244-010-9466-9. Published

online 2010. Springer Science and Buisness Media, LLC 2010

Mohan B. S., Hosetti B. B. (1997), Potential phytotoxicity of lead and cadmium to Lemna minor grown in

sewage stabilization ponds. Environ. Pllution, 98 (2), 233-238

Mohr H., Schopfer P. (1995), Plant physiology, Springer Verlag, Berlin Heidelberg

Monroy-Fernandez M. G., Mustin C., de Donato P., Berthelin J., Marion P. (1995), Bacterial behavior and

evolution of surface oxidized phases during arsenopyrite oxidation by Thiobacillus ferrooxidans, in: T. Vargas, C.A. Jerez, K.V. Wiertz, H. Toledo _Eds.., Biohydrometallurgical Processsing, vol. 1, Univ. Chile,

Santiago, pp. 57–66

Monteiro M. S., Santos C., Soares A. M. V. M, Mann R. M. (2009), Assessment of biomarkers of cadmium

stress in lettuce. Ecotoxicology and Environmental Safety 72, 811–818

Morin S., Duong T. T., Herlory O., Feurtet-Mazel A., Coste M. (2008), Cadmium toxicity and bioaccumulation

in freshwater biofilms. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 57, 524-530

Mustin C., Berthelin J., Marion P., de Donato P. (1992), Corrosion and electrochemical oxidation of a pyrite by

Thiobacillus ferrooxidans, Appl. Environ. Microbiol. 58, 1175–1182

Muyssen B. T. A., De Champhelaere K. A. C., Janssen C. R. (2006), Mechanisms of chronic waterborne Zn

toxicity in Daphnia magna. Aquatic Toxicology Vol. 77, Issue 4, 25 May, 393-401

Nauman B., Eberius M., Appenroth K. J. (2007), Growth rate dose-response relationships and EC-values of ten heavy metals using the duckweed growth inhibition test (ISO 20079) wit Lemna minor L., clone St. Journal

of plant Physiology, 164, 1656-1664

Neag G., Culic A., Verraes G. (2001), Soluri şi ape subterane poluate. Tehnici de depoluare. Editura Dacia,

Cluj Napoca

Nigg J. T., Knottnerus G. M., Martel M. M., Nikolas M., Cavanagh K., Karmaus W., Rappley M. D. (2008),

Low blood lead levels associated with clinically diagnosed attention-deficit/hyperactivity disorder and

mediated by weak cognitive control. Official Journal of the Society of Biological Psychiatry, Volume 63,

Issue 3, p. 325–331, doi:10.1016/j.biopsych.2007.07.013

Nigg J. T., Nikolas M., Knottnerus G. M., Cavanagh K., Friderici K. (2010), Confirmation and extension of

association of blood lead with attention-deficit/hyperactivity disorder (ADHD) and ADHD symptom

domains at population-typical exposure levels. Journal of Child Psychology and Psychiatry 51:1 p. 58–65

doi:10.1111/j.1469-7610.2009.02135.x



143

Nir R., Gasith A., Perry A. S. (1990). Cadmium uptake and toxicity to water Hyacinth: effects of reapeted

exposures under controlled conditions. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 44, 149-157

Norris P. R. (1997), Thermophiles and bioleaching, in: D.E. Rawlings Ed., Biomining. Theory Microbes and

Industrial Processes, Springer, Berlin, 1997, pp. 247–258

NSF (2003), Dietary Supplement – Standard 173. Metal Contaminant Acceptance Levels. NSF International,

August, 19, 2003

NT (2004), Normă Tehnică din 16/08/2004 privind protecția mediului și în special a solurilor, când se utilizează

nămolurile de epurare în agricultură. Aprobată prin Ord. 244/204, M.O. I, nr 959/19.10.2004

Olinescu R. Greabu M. (1990), Mecanisme de apărare a organismului împotriva poluării chimice. Ed. Tehnică

Bucureşti, 1990 OECD (2006a), OECD Gidelines for the Testing of Chemicals. Terrestrial Plants Test: Seedling Emergence and

Seedling Growth Test 208. Adopted: July 2006

OECD (2006b), OECD guidelines for the testing of chemicals, revised proposal for a new guideline 221, Lemna

sp. growth inhibition test. OECD, Paris, 2006

Ord. MAPPM 756/1997 pentru evaluarea calității solurilor și stabilirea valorilor prag, Monitorul Oficial al

Romaniei, partea I-a, nr. 303 bis/06.11,1997

Ord. MMGA 161/2006 pentru aprobarea normativului privind clasificarea calității apelor de suprafață în

vederea stabilirii stării ecologice a corpurilor de apă. Monitorul Oficial al României, partea I-a, nr. 511 din

13.06.2013

Oros V. (1995), Arsenium removing by bacterial leaching of mineral concentrates of nonferrous metalrs and

precious metals. (In Romanian), PhD thesis at North University of Baia Mare Oros V. (1999), Biotehnologii de preparare a substantelor minerale utile. Biotehnologia metalelor. Editura

Universitatii de Nord Baia Mare, ISBN: 973-99135-4-7

Oros V. (2002), Reabilitarea ecologică a siturilor degradate industrial. Editura Universităţii Transilvania

Braşov Oros V. (2011), Elemente de ecotoxicologie si teste ecotoxicologice. RISOPRINT Cluj Napoca, ISBN: 978-

973-53-0692-2

Oros V. (2011), Obtaining and selecting an active Thiobacillus ferrooxidans culture adapted to the Suior pyrite

concentrate. Buletin Stiintific al Universităţii de Nord din Baia Mare, Seria D: Exploatari Miniere,

Prepararea Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa, Geologie si Ingineria Mediului, Volumul

XXV nr. 2, pag. 25-32, 2011

Oros V. (2012), Tests on bioleaching of a low grade gold bearing pyrite concentrate. In: Kammel`s Qvo Vadis

Hydrometallurgy 6, Proceedings of 6th International Conference made in Herlany – Kosice, Slovac Republic,

04-07 June 2012. Eds. F. Kukurugya and D. Orac, p. 147-154. Polygrafia Gutenberg, Slovak Republic, ISBN

978-80-969886-4-8

Oros V. (2013), Aquatic phytotoxicity of heavy metals Cu, Cd and Zn: ecotoxicological tests with duckweed

plants (Lemna minor). Environmental Engineering and Management Journal, Vol. 12, No 2, 343-350 Oros V., Băncilă N., Pop V., Gușat D. (2002), Environmental problems in the mining basin of Baia Mare. In

volumul Tagungsband des Wissenschaftliches Sympozium Der Bergbaubezirk Baia Mare Rumanien, 4 und

5 April 2002, Freiberg

Oros V., Damian F., Baciu D., Mihaly L. G., (2000) Research on Geomicrobiological activity within Mining

Waste Deposits and on its Efects in Ecosystems from Baia Mare Area (in Romanian). Report of Research

project, North University of Baia Mare, January 2000

Oros V., Ilie P. (1995), Arsenium solubilization from an auriferrous pyrite concentrate by Thiobacillus

ferrooxidans bacteria. Tests on factors influencing the process. Revue Roumaine de Biologie, serie vegetale

(revista a Academiei Romane). TOME 40, nr. 1, p. 45 – 52

Oros V., Ilie P., Kovacs Zs. (1993), Continuous pilot experiments for bacterial leaching of refractory arsenious

gold-bearing pyrite concentrate Suior (Romania), In: Biohydrometallurgical Technologies vol. I Bioleaching Processes, The Xth International Sympsium on Biohydrometallurgy, Jackson Hole, Wyoming, 22 - 25 Aug,

1993. Editors: A. E. Torma, J. E. Wey, V. I. Lakshmannan.TMS Pensylvania

Oros V., Matei G. C., Chis I. (2011), The effect of heavy metals on the germination and growth of Spanish

trefoil (Medicago sativa) and ray-grass (Lolium perenne) plants. Buletin Stiintific al Universităţii de Nord

din Baia Mare, Seria D: Exploatari Miniere, Prepararea Substantelor Minerale Utile, Metalurgie

Neferoasa, Geologie si Ingineria Mediului, Volumul XXV nr. 1, pag. 7-14

Oros V., Mois G., (2001). Managementul deșeurilor miniere în zona Baia Mare. În: Fundamentarea Sistemului

Decizional pentru Managementul Capitalului Natural şi Calitatea Mediului. Volume of The TEMPUS

Seminar EUROCEP, p.93-102. The North University of Baia Mare Publishing House

Oros V., Muresan G. (2011), The influence of cadmium on the development of wheat plants after germination.

Buletin Stiintific al Universităţii de Nord din Baia Mare, Seria D: Exploatari Miniere, Prepararea



144

Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa, Geologie si Ingineria Mediului, Volumul XXV nr. 1,

pag. 33-40

Oros V., Roman S., Coman M., Oros A. (2010), Lead Occurence in Children`s Biological Fluids from Baia

Mare Area, Romania. Prsented at NATO SPS Advanced Research Workshop (ARW): Environmental Heavy

Metal Pollution and Effects on Child Mental Development – Risk Assessment and Prevention Strategies,

Sofia – Bulgaria, 28 April – 01 May 2010. Published in: Environmental Heavy Metal Pollution and Effects

on Child Mental Development – Risk Assessment and Prevention Strategies, L. Simeonov, M.

Kotchubowski, B. Simeonova editors, Springer, 2010 Book Series: NATO Science for Peace and Security,

Series C – Environmental Security

Oros V., Roman S., Fülöp A. (2008), Air pollution in Baia Mare and Health Hazards. International Conference Environmental Pollution and its Impact on Public Health, Brasov 16-19 iulie 2008. Bulletin of Transilvania

University of Brasov, Vol. 15(50)-2008. Suplement Volume 2, p. 559-566

Oros V., Toma A. (2012a), Ecotoxicological effects of heavy metals on duckweed plants (Lemna minor). I.

Tests for growth rate reducing by the cadmium. Buletin Stiintific al Universităţii de Nord din Baia Mare,

Seria D: Exploatari Miniere, Prepararea Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa, Geologie si

Ingineria Mediului, Volumul XXVI nr. 1, 7-14

Oros V., Toma A. (2012b), Ecotoxicological effects of heavy metals on duckweed plants (lemna minor). II tests

for growth rate reducing by the zinc. Buletin Stiintific al Universităţii de Nord din Baia Mare, Seria D:

Exploatari Miniere, Prepararea Substantelor Minerale Utile, Metalurgie Neferoasa, Geologie si Ingineria

Mediului, Volumul XXVI nr. 1, 15-22

Oros V., Tudoran A. (2012), Ecotoxicological effects of heavy metals on duckweed plants (Lemna minor). III Tests for growth rate reducing by copper and iron. The Scientific Bulletin of The North University of Baia

Mare, Series D: Mining, Mineral Processing, Nonferrous Metallurgy, Geology and Environmental

Engineering, Volume XXVI, no. 2, 17-26

Pallavi, S., Rama, S.D., (2005), Lead toxicity in plants. Braz. J. Plant. Physiol. 17, 35–52

Papazoglu E. G., (2011), Responses of Cynara cardunculus L. to a single and combined cadmium and nickel

treatment conditions. Ecotoxicology and Environmental Safety 74, 195-202

Parys E., Romanowska E., Siedlecka M., Poskuta J. W. (1998), The effect of lead on photosynthesis and

respiration in detached leaves and in mesophyll protoplasts of Pysum sativum. Acta Physiol. Plant. 20, 313-

322

Patra M., Bohowmik N., Bandopadhayay B., Sharma A. (2004), Comparison of mercury, lead and arsenic with

respect to genotoxic effects on plant systems and the development of genetic tolerance. Environ. Exp. Bot.

52, 199-223 Peralta-Videa J. R., Dela Rosa G., Gonzales J. H., Gardea-Toresday H. (2004), Effects of the growth stage on

the heavy metal tolerance of alfalfa plants, Advances in Environmental Research, 8, 679-685

Philip R. B. (2001), Ecosystems and Human Healts. Toxicology and Environmental Hazards. 2nd edition. C.R.C.

Press, New York

Podar D. (2007), Influența zincului și a pH-ului solului asupra absorbției cadmiului de către plantele de salată

(Lactuca sativa). Raport de cercetare, Grant TD46, Universitatea Babeș Bolyai Cluj Napoca

Polkin S. I., Adamov E. V., Panin V. V., (1982), Bacterial Leaching Technology of Nonferrous and Precious

Metals. Nedra, Moscow

Pop V., Oros V., Pop V. (2002), Ecological management in the Nagybanya industrial area. GEP Magazine no. 1,

pp. 38–41, 2002, Hungary, http://www.fi.edu/learn/brain/metals.html#top

Prasad M. N. V. (1995), Cadmium toxicity and tolerance in vascular plants. Environmental and Experimental Botany, Vol. 35, 4, 525-545

Radic S., Stipanicev D., Cvijetko P., Marijanovic Rajcic M., Sirac S., Pavalek-Kozlina B., Pavlika M. (2011),

Duckweed Lemna minor as a tool for testing toxicity and genotoxicity of surface waters. Ecotoxicology and

Environmental Safety, 74, 182-187

Ramade F. (1992), Précise d’Ecotoxicologie. Maisson, Paris, 1992

Razinger J., Dermastia M., Drinovec L., Drobne D., Zrimec A., Koce J. D. (2007), Antioxidative responses of

duckweed (Lemna minor L.) to short-term copper exposure. Environ. Sci. Pollut. Res. 14 (3), 194–201

Reeves R., Baker A. J. M.. (2000), Metal-accumulating plants. In: Phytoremediation of Toxic Metals. Using

Plans to Clean up the Environment. Eds. Raskin L., Ensley B. D.. John Wiley & Sons, New York, p. 193-

220

Ribet, I. (1994), The Acide Drainage, an Environmental Issue Conected at the Mining Industry (in French).

Minerais et metaux non ferreux, February, p. 61-64 Richards I. G., Palmer J. P., Barrett P. A. (1993), The Reclamation of Former Coal Mines and Stalworks.

Elsevier, Amsterdam



145

Rodea-Palomarea I., Gonzalez-Garcıa C., Leganes F., Fernandez-Pinas F., (2009), Effect of pH, EDTA, and

Anions on Heavy Metal Toxicity Toward a Bioluminescent Cyanobacterial Bioreporter, Arch. Environ.

Contam. Toxicol. 57, 477–487

Rodgher S., Espindola E. L. G., (2010), Suitability of Daphnia similis as an alternative organism in

ecotoxicological tests: implications for metal toxicity. Ecotoxicology, DOI 10.1007/s10646-010-0484-1.

Published online: 20 March 2010

Romanian mesurements, 2010. http://www.slideshare.nrt/smihaialex/romanian-mesurements

Saygideger S. (2000), Sorption of cadmium and their effects on growth, protein contents, and photosyntetic

pigment composition of Veronica anagallis-aquatica L. and Ranunculus aquatilis L. Bull. Environ. Contam.

Toxicol. 65, 459–464 Saygideger S., Dogan M., (2004), Lead and cadmium accumulation and toxicity in the presence of EDTA in

Lemna minor L. and Ceratophyllum demersum L. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 73, 182–189

Schat H., Llugany M., Vooijs R., Hartley-Whitaker J., Bleeker P. H. (2002), The role of phytochelatins in

constitutive and adaptive heavy metal tolerances in hyperaccumulator and non-hyperaccumulator

metallophytes. J. Exp. Bot. 53, (379) 2381-2392

Schüutzendübel A., Schwanz P., Teichmann T., Gross K., Langenfeld-Heyser R., Godbold D. L., Polle A.

(2001), Cadmium-induced changes in antioxidative systems, hydrogen peroxide content and differentiation

in Scots pine roots. Plant. Physiol. 127, 887-898

Sehlin H. M., Lindstrom E. B. (1992), Oxidation and reduction of arsenic by Sufolobus acidocaldarius strain

BC, FEMS Microbiol. Lett. 93, 887–892

Sfaxi-Boushib A., Chaoui A., El Ferjani E. (2010), Cadium impairs mineral and carohydrate mobilization during the germination of bean seeds. Ecotoxicology and Environmental Safety 73, 1123-1129

Shimbo S., Zhang S. W., Watanabe T., Higashigawa K. H., Ikeda M. (2001), Cadmium and lead contents in rice

and other cereal products in Japan in 1998 - 2000. Sci. Total Environ. 281, 165-175

Siesko M. M., Fleming W. J., Grossfel R. M. (1997), Stress protein synthesis and peroxidase activity in

submerse aquatic macrophyte exposed to cadmium. Environ. Toxicol. Chem. 16, 1755-1760

SIS, (1995), Swedish Institute of Standards, Water quality - determination of growth inhibition (7-d Lemna

minor), duckweed SS 02 82 13

Smical A. I., Hotea V., Oros V., Juhasz J., Pop E. (2008), Studies on transfer and bioaccumulation of heavy

metals from soil into lettuce. Environmental Engineering and Management Journal, sept/oct. 2008, vol. 7,

no. 5, 609-615

Smiri M. Chaoui A., El Ferjani E. (2009), Respiratory metabolism in the embryonic axis of germinating pea

seed exposed to cadium. J. Plant Physiol. 166, 259-269 Smiri M., Chaoui A., Rouhier N., Gelhaye E., Jaquot J. P., El Ferjani E. (2010), Effect of cadmium on

resumption of respiration in cotyledons of germinating pea seeds. Ecotoxicology and Environmental Safety

73, 1246-1254

Song B., Lei M., Chen T., Zheng Y., Xie Y., Li X., Gao D. (2009), Assessing the healt risk of heavy metals in

vegetables to the general population in Beijing, China. Journal of Environmental Sciences, 21, 1072-1079

Sipter, E., Rozsa, E., Gruiz, K., Tatrai, E., Morvai, V. (2008), Site-specific risk assessment in contaminated

vegetable gardens. Chemosphere 71, 1301–1307

Şuţeanu E., Danielescu N., Popescu O., Trif A. (1995), Toxicologie şi toxicoze. Editura Didactică şi Pedagogică

Bucureşti 1995

Taylor G. J., Baird D. J., Soares A. M. V. M., (1998), Surface binding of contaminants by algae: consequences

for lethal and sublethal toxicity to Daphnia magna (Straus). Environmental Toxicology and Chemistry 17, 412–419

Tuttle J. H., Dugan P. R. (1976), Inhibition of growth, iron, and sulfur oxidation in Thiobacillus ferrooxidans by

simple organic compounds, Can. J. Microbiol. 22, 719

Van Assche F., Clijsters H. (1990), Effects of metals on enzyme activity in plants, Plant, Cell & Environment

13, 195-206

Van Gestel C. A. M., Van Breemen E. M. D., Baerselman R., (1993), Accumulation and elimination of

cadmium chromium and zinc and effects on growth and reproduction in Eisenia andrei Oligochaeta

Annelida. Sci. Total Environ. 1(Suppl. Part 1) 585-597)

Verma, S., Dubey, R.S. (2003), Lead toxicity induces lipid peroxidation and alters the activities of antioxidant

enzymes in growing rice plants. Plant Sci. 164, 645–655

Vig K., Megharaj M., Sethunathan N., Naidu R. (2003), Bioavailability and toxicity of cadmium to

microorganisms and their activities in soil: a review. Advances in Environmental Research, 8 121-135 Volesky B. (1990), Remove and recovery of heavy metal. In: Biosorption of Heavy Metals, B. Volesky ed. CRC

Press, Boca Raton, FL, p. 8-43

http://www.slideshare.nrt/smihaialex/romanian-mesurements



146

Xu D., Zhou P., Zhan J., Gao Y., Dou C., Sun Q. (2013), Assessment of trace metal bioavailability in garden

soils and health risk via consumption of vegetables in the vicinity of Tongling mining area, China.

Ecotoxicology and Environmental Safety 90, 103-111

Zhao F. J., Lombi E., Breedon T., McGrath S. P. (2000), Zinc hyperaccumulation and cellular distribution in

Arabisopsis halleri. Plant Cell. Environ. 23, 507-514

Zhuang, P., McBride, M. B., Xia, H. P., Li, N. Y., Li, Z. A. (2009), Health risk from heavy metals via

consumption of foodcrops in the vicinity of Dabaoshan mine, south China. Sci. Total Environ. 407, 1551 –

1561 Wang, W. (1986), Toxicity test of aquatic pollutants by using common duckweed. Environ. Pollut. 11, 1-14

Wang W. (1990), Literature review on duckweed toxicity testing. Environ. Research, 52, p. 7-12

Wang C., Gu X., Wang X., Guo H., Geng J., Yu H., Sun J. (2011), Stress response and potential biomarkers in

spinach (Spinacia oleracea L.) seedlings exposed to soil lead. Ecotoxicology and Environmental Safety 74

41-47

Wang X., Li B., Ma Y., Hua L. (2010), Development of a biotic ligand model for acute zinc toxicity to barley

root elongation. Ecotoxicology and Environmental Safety 73 (2010) 1272-1278

Wang M. H., Wang G. Z., (2009), Biochemical Response of the Copepod Tigriopus japonicus Mori

Experimentally Exposed to Cadmium. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 57, 707–717 Wang, C. R., Wang, X. R., Tian, Y., Xue, Y. G., Xu, X. H., Sui, Y. X., Yu, H. X. (2008a), Oxidative stress and

potential biomarkers in tomato seedlings subjected to soil lead contamination. Ecotoxicology and

Environmental Safety 71, 685–691

Wang, C. R., Wang, X. R., Tian, Y., Yu, H. X., Gu, X. Y., Du, W. C., Zhou, H. (2008b), Oxidative stress,

defense response, and early biomarkers for lead contaminated soil in Vicia faba seedlings. Environ. Toxicol.

Chem. 27, 970–977

Watanabe T., Nakatsuka H., Ikeda M. (1989), Cadmium and lead contents in rice available in diferent areas of

Asia. Sci. Total Environ. 80, 175-184

Watanabe T., Shimbo S., Moon C. S., Zhang Z. W., Ikeda M. (1996), Cadmium contets in rice samples from

various areas in the world. Sci. Total Environ. 184, 191-196

Wei S., Zhou Q., Srivastava M., Xiao H., Yang C., Zhang Q. (2008), Kalimeris integrifolia Turcz. Ex DC: an accumulator of Cd. J. Hazard. Mater. 162, 1571-1573

Wilde K. L., Stauber J. L., Markich S. J., Franklin N. M., Brown P. L. (2006), The effect of pH on the uptake

and toxicity of copper and zinc in a tropical freshwater alga (Clorella sp.). Arch. Environ. Contam. Toxicol.

Aug., 51(2): 174-185

White P. D., Van Leuween P. (1998), The conceptual structure of the integrated exposure uptake biokinetic

model for lead in children. Environ. Health Perspect. 106 (Suppl. 3), 1513-1530

WHO, (1989), Lead - Environmental Aspects. Environmental Health Criteria 85. Geneva

WHO, (1993), Evaluation of Certain Food Additives and Contaminants. Forty-first Report of the Joint

FAO/WHO Expert Committee on Food Additives, Technical Report Series No. 837. Geneva

WHO, (1995), Inorganic Lead. Environmental Health Criteria 165. Geneva

Wilkins D. A.. (1991), The influence of sheating (ecto) mycorrhizas of trees on the uptake and toxicity of

metals. Agri. Ecosyst. Environ. 35, 245-260 Yacoub A., (2007), Study on Some Heavy Metals Accumulated in Some Organs of Three River Nile Fishes

from Cairo and Kalubia Governorates. African Journal of Biology Science, Vol. 3, 9-21

Young P.S., Pollard S., Crowcroft Ph. (1997), Contaminated Land and its Reclamation. Overview: Context,

Calculating Risk and Using Consultans. In: Contaminated Land and its Reclamation, ed. Hester R.E.,

Harrison R.M. Thames Telferd Publishing, London 1997, p. 1-24

Teza de abilitare - Universitatea Tehnica din Cluj-Napoca · evaluarea efectelor ecotoxicologice...

Documents

Transcript of Teza de abilitare - Universitatea Tehnica din Cluj-Napoca · evaluarea efectelor ecotoxicologice...