1

Facultatea de Stiinta si Ingineria Mediului UBB Cluj-Napoca

Nivel masterat :

Evaluarea Riscului si Securitatea Mediului

Tehnologii avansate de reconstructie ecologica si bioremediere a terenurilor degradate

Note de curs

Lector dr.biolog Dana Malschi

2013

2

FIŞA DISCIPLINEI 1. Date despre program 1.1 InstituŃia de învăŃământ superior Universitatea Babeş-Bolyai Cluj-Napoca 1.2 Facultatea ŞtiinŃa şi ingineria mediului 1.3 Departamentul Analiza si ingineria mediului 1.4 Domeniul de studii Ingineria mediului 1.5 Ciclul de studii Masterat 1.6 Programul de studiu / Calificarea Masterat ERSM - Evaluarea riscului si securitatea mediului 2. Date despre disciplină 2.1 Denumirea disciplinei NMER 1402 Tehnologii avansate de reconstructie ecologica si

bioremediere a terenurilor degradate 2.2 Titularul activităŃilor de curs Şef de lucrări dr.biolog Malschi Dana, CS I / membru asociat ASAS 2.3 Titularul activităŃilor de seminar Şef de lucrări dr.biolog Malschi Dana, CS I / membru asociat ASAS 2.4 Anul de studiu 2 2.5 Semestrul 4 2.6. Tipul de evaluare Examen 2.7 Regimul disciplinei Obli

gatoriu

CompetenŃele specifice acumulate

Com

pete

nŃe

prof

esio

nale

Dobândirea competenŃelor importante pentru: • Elaborarea bio- şi eco-tehnologiilor;

• ReconstrucŃia ecologică prin bioremedierea şi recultivarea zonelor degradate, haldelor

de steril, a siturilor industriale şi urbane degradate.

• Bioremedierea zonelor şi ecosistemelor degradate prin depoluare biologică: biotransformări, biodegradări, bioacumulare, fitoextractie etc.

Com

pete

nŃe

tran

sver

sale

Dobândirea competenŃelor pentru: • Elaborarea bio-şi ecotehnologiilor integrate de protecŃie şi inginerie a

mediului,

• Managementul si controlul poluării industriale, agricole, silvice, urbane,

• Valorificarea şi utilizarea resurselor naturale de biodiversitate pentru dezvoltarea durabilă a mediului.

Obiectivele disciplinei (reieşind din grila competenŃelor acumulate)

Tematica 8.1 Curs „Tehnologii avansate de reconstructie ecologica si bioremediere a terenurilor degradate” (Teme) CAP. I. NoŃiuni de bază privind reconstrucŃia ecologică şi bioremedierea ecosistemelor naturale şi antropizate, a zonelor degradate.

1. ImportanŃa biotehnologiilor aplicate la mediu în relaŃie cu dezvoltarea durabilă în diferite sisteme biotehnice şi ecologice.

2. Complexitatea tehnologiei de reconstructie ecologica a siturilor degradate. Rolul plantelor şi

7.1 Obiectivul general al disciplinei

• Acumularea cunoştinŃelor avansate privind tehnologiile de bioremediere a calităŃii mediului şi de reconstrucŃie ecologică utilizând factori biotici şi resurse de biodiversitate. Aceste cunoştinŃe sunt utile specialiştilor pentru înŃelegerea importanŃei elaborării strategiilor managementului integrat de mediu, incluzând şi biotehnologiile de depoluare, în contextul asigurării dezvoltării durabile a vieŃii.

7.2 Obiectivele specifice

• Insuşirea cunoştinŃelor teoretice şi practice privind bioremedierea mediului, reconstrucŃia biodiversităŃii sau refacerea echilibrului biocenotic în zone afectate de factori distructivi, în ecosisteme naturale şi antropizate;

• Dobândirea competenŃelor necesare pentru analiza şi evaluarea principalelor cazuri de dezechilibru şi disfuncŃionalităŃi naturale şi antropice şi pentru elaborarea biotehnologiilor adecvate de bioremediere, restaurare, reconstrucŃie ecologică.

3

microorganismelor edafice în reconstrucŃia ecologică. 3. Problematica tehnologiilor de bioremediere. Biodegradarea poluanŃilor sub acŃiunea

microorganismelor. Bioremedierea prin depoluarea şi biodegradarea substanŃelor organice 4. Indicatori biologici de poluare. Bioindicatori în mediul acvatic. Bioindicatori in mediul terestru.

Metode biologice pentru determinarea toxicitatii solurilor şi de evaluare a tehnologiilor de bioremediere. Solul ca substrat pentru microorganisme. Solul ca substrat pentru creşterea plantelor.

CAP.II. ReconstrucŃia ecologică şi recultivarea zonelor degradate. 5. Tehnologii de reconstructie ecologica a siturilor degradate sau poluate industrial, a haldelor de

steril, iazurilor de decantare, realizarea solurilor tehnogene. 6. Recultivarea depozitelor de deşeuri urbane industriale.

CAP III. Tehnologii de bioremediere pentru depoluarea biotopurilor, biocenozelor şi ecosistemelor degradate 7. Bioremedierea ecosistemelor acvatice . Bioremedierea apelor subterane contaminate şi a apelor uzate cu

ajutorul microorganismelor (bacterii, cianobacterii, fungi) şi plantelor superioare.

8. Bioremedierea şi restaurarea ecosistemelor terestre naturale şi antropizate. Biotehnologii de remediere în pajişti,culturi agricole, plantaŃii, păduri.

9. Bioremedierea solurilor contaminate. Biodegradarea compusilor organici sintetici. 10. Bioremedierea solurilor contaminate cu hidrocarburi. Principiile proceselor de bioremediere a

solurilor contaminate cu hidrocarburi. Factori care afectează biodegradarea in sol. 11. Bioremedierea solurilor contaminate cu metale grele.

Metode de bioreremediere a solurilor şi substratelor contaminate cu metale grele. Bioremedierea cu ajutorul comunităŃilor microbiene. Bioremedierea solurilor contaminate cu metale grele, in-situ.

12. Bioremedierea solurilor contaminate cu dioxid de sulf. 13. ImportanŃa biotehnologiilor aplicate la mediu în relaŃie cu dezvoltarea durabilă în diferite sisteme

biotehnice şi ecologice. 14. Colocviu-prezentarea/analiza proiectului.

8.2 Seminar / laborator (Teme / indici după lista bibliografică) CAP. I. NoŃiuni de bază privind reconstrucŃia ecologică şi bioremedierea ecosistemelor naturale şi antropizate, a zonelor degradate.

1. ImportanŃa biotehnologiilor aplicate la mediu . Rolul biotehnologiilor în limitarea poluării – metode biologice nepoluante în protecŃia mediului şi în combaterea dăunătorilor plantelor . Rolul ecotehnologiei agroforestiere in protecŃia mediului, bioremedierea terenurilor agricole deteriorate, agricultura ecologică, în condiŃiile încălzirii şi aridizării climatice.

2. Rolul plantelor şi microorganismelor edafice în reconstrucŃia ecologică. Plante ierboase utilizate în recultivarea terenurilor degradate. AsociaŃii de arbori şi arbuşti utilizati in recultivarea terenurilor degradate. Speciile amelioratoare de sol (fixatoare de azot).

3. Bioremedierea cu ajutorul comunităŃilor microbiene. Tehnologii de aplicare a bioremedierii in situ şi ex situ. Analize microbiologice: grupe ecofiziologice de bacterii din sol.

4. Bioindicatori de poluare. Colectarea, transportul, depozitarea şi prepararea probelor. Prelucrarea datelor şi interpretarea statistică. Efectele poluanŃilor asupra florei solului–Metodă pentru măsurarea creşterii rădăcinilor: IDT ISO 11269-1:1993. Determinarea efectului substanŃelor adăugate: ISO 11269. Calitatea solului – Determinarea efectelor poluanŃilor asupra florei.

CAP.II. ReconstrucŃia ecologică şi recultivarea zonelor degradate. 5. Tehnologii avansate de reconstructie ecologica .Plante utilizate in recultivarea terenurilor degradate.

Impădurirea haldelor. Lucrări de ameliorare a condiŃiilor pentru instalarea şi dezvoltarea vegetaŃiei forestiere.

CAP III. Tehnologii de bioremediere pentru depoluarea biotopurilor, biocenozelor şi ecosistemelor degradate 6. Biotehnologii de remediere a apelor poluate. 7. Indepărtarea metalelor grele din ape poluate şi din levigate ale solurilor contaminate cu ajutorul

cianobacteriilor. 8. Epurarea biologică a apelor poluate prin zone umede construite (asociate de plante acvatice, fungi

şi microorganisme) pentru tratarea apelor uzate sau a eluatelor din soluri contaminate cu metale grele..

9. Biotehnologii de remediere în pajişti,Culturi agricole, plantaŃii, păduri. Indicatorilori bacteriologici şi enzimologici de calitate a solului expus tehnologiilor de bioremediere

10. Studiul şi analiza microbiotei depoluante. Metode biologice de bioremediere şi depoluare a solurilor.

4

Metode biologice de imobilizare şi de extracŃie a poluanŃilor. Rolul microflorei în detoxificarea solului.

11. Metode de tratare a solurilor contaminate cu hidrocarburi. Biodegradarea hidrocarburilor poluante sub actiunea microorganismelor. CondiŃiile de aplicare a bioremedierii hidrocarburilor in situ şi ex situ. Atenuarea naturală monitorizată. Fitoremedierea. Tratarea cu ajutorul terenului agricol. Compostarea.

12. Rolul microorganismelor în fixarea sau mobilizarea metalelor în sol. Utilizarea plantelor şi microorganismelor la extractia biologica a metalelor grele din soluri contaminate. FitoextracŃia. Fitostabilizarea.

13. Organisme heterotrofe implicate în oxidarea sulfului din sol.

14. ImportanŃa biotehnologiilor aplicate la mediu Colocviu-prezentarea/analiza proiectului.

Studii de caz (tematica pentru proiect) 1. Bioremediere şi reconstrucŃie ecologică pe halda de deseuri urbane Şomîrd-Mediaş,

jud.Sibiu. 2. Metode de fitoremediere a apelor poluate industrial - Batalul Şomîrd-Mediaş,

jud.Sibiu 3. Studiul tehnologiilor de reconstrucŃie ecologică şi bioremediere a iazurilor de

decantare la exploataŃia minieră Rodna, jud. BistriŃa –Năsăud“ 4. Impactul ambiental si reconstructia ecologică a haldelor de steril in zona miniera

Baia-Borsa, jud. Maramureş. 5. ReconstrucŃia ecologica in zona poluata istoric a exploataŃiei miniere Bloaja BăiuŃ,

Maramureş. 6. FitoextracŃia de metale grele din apele acide din zona Certej/Muntii

Metaliferi/Deva, jud.Hunedoara.. 7. Reabilitare ecologică a poluarii istorice în arealul metalurgic Zlatna - fosta uzina de

prelucrare a cuprului AMPELUM SA)/( OS Abrud) 8. Tehnologii de reconstrucŃie ecologică în perimetrul exploataŃiei miniere Roşia

Montană. 9. Studiul tehnologiilor de bioremediere a haldelor de steril din zona minieră auríferă

Baia-Mare. 10. Evaluarea riscului ambiental şi reconstrucŃia ecologică în perimetrul exploataŃiei

miniere de sulf Călimani, jud. Suceava. 11. Managementul ecologic al exploataŃiei miniere Fundu-Moldovei, Jud.Suceava. 12. Bioremedierea terenurilor si apelor poluate din perimetrul platformei de deşeuri a

Combinatului chimic Târnăveni 13. Tehnologii de decontaminare biologică a solului poluat cu petrol. 14. Metode de bioremediere, de depoluare si reconstructie ecologica in perimetrul

exploataŃiei petroliere Suplacul de Barcău. 15. Bioremediere şi reconstrucŃie ecologică pe zona poluata industrial a pârâului Cugir,

jud.Alba. 16. Evaluarea riscului si tehnologiile de depoluare a apelor uzate la StaŃia de epurare

BistriŃa. 17. Evaluarea impactului de mediu a tehnologiilor de reîmpădurire in zonele de risc

produse dupa defrişări in zona Luduş-Târnăveni. 18. Investigatii asupra agroecosistemului cu perdele forestiere Cean-BolduŃ din Câmpia

Transilvaniei sub aspectul impactului de mediu, evaluarii riscului si securitatii productiei agricole.

19. Combaterea integrată a dăunătorilor din pepinierele şi zone silvice, din culturi, pajişti, plantaŃii etc. parte a managementuui de mediu.

5

20. Utilizarea unor biotehnologii in combaterea integrata a dăunătorilor plantelor de cultură.

21. Utilizarea feromonilor in managementul integrat al lepidopterelor la cultura porumbului.

22. Depoluarea biologică prin fitoextracŃia poluantilor (metale grele, coloranti, ftalati etc.).

23. Utilizarea unor plante acvatice (Lemna minor) pentru bioremedierea apelor poluate 24. Fitoremedierea (cu Lolium perenne L.) a solurilor poluate

Proiectul va cuprinde un referat stiintific de aprox. 10 pagini, cu documentatie mentionata in text si in Bibliografie, predat in format ppt pentru prezentare si listat/indosariat.

• BIBLIOGRAFIE 1. CRISTEA, V., SIMONE DENAEYER, 2004. DE LA BIODIVERSITATE LA OGM-URI?

COLECTIA UNIVERSITAS SERIA BIOLOGIE, ED. EIKON, CLUJ-NAPOCA. 2. DENUł I. (eds.), 2000. Reabilitarea ecologică şi managementul siturilor degradate de industria

minieră. Ed. Univ.de Nord, Baia-Mare 3. ELENA GAVRILESCU, 2006. Evaluarea ecosistemelor acvatice. Ed. SITECH, Craiova. 4. Ghidra V. 2004. ECOTOXICOLOGIA SI MONITORIZAREA PRINCIPALILOR POLUANTI. ED.

STUDIA.CLUJ-NAPOCA 5. KISS ŞT. ŞTEFANIC GH., DANIELA PAŞCA, DRAGAN-BULARDA M., EVA

ZBOROVSCHI, CRIŞAN R., 1991. ENZIMOLOGIA MEDIULUI ÎNCONJURĂTOR. ENZIMELE ŞI FERTILITATEA SOLULUI. VOL. I. ED. CERES, BUCUREŞTI

6. KISS ŞTEFAN, DRAGAN-BULARDA MIHAIL, DANIELA PAŞCA, 1993. ENZIMOLOGIA MEDIULUI ÎNCONJURĂTOR. ENZIMOLOGIA SOLURILOR TEHNOGENE. VOL. II. ED. CERES, BUCUREŞTI

7. OROS V. 2002. REABILITARE ECOLOGICA A SITURILOR DEGRADATE INDUSTRIAL. ED.UNIV.TRANSILVANIA, BRASOV

8. MALSCHI DANA, 2009. INTEGRATED PEST MANAGEMENT IN RELATION TO ENVIRONMENTAL SUSTAINABILITY. PART I. ECOLOGICAL MANAGEMENT OF WHEAT PESTS.COURSE NOTES AND PRACTICAL APPLICATIONS. MANUAL ONLINE. FACULTY OF ENVIRONMENTAL SCIENCES, BABEŞ-BOLYAI UNIVERSITY, CLUJ-NAPOCA. BIOFLUX PUBLISHING HOUSE, CLUJ-NAPOCA, P. 200. ISBN 978-606-92028-3-8. HTTP://WWW.EDITURA.BIOFLUX.COM.RO/CARTI-2009/

9. MALSCHI DANA, 2009. BIOTEHNOLOGII SI DEPOLUAREA SISTEMELOR ECOLOGICE. (TEHNOLOGII DE DEPOLUARE BIOLOGICA,TEHNOLOGII DE BIOREMEDIERE. RECONSTRUCTIA ECOLOGICA). NOTE DE CURS SI APLICATII PRACTICE. MANUAL IN FORMAT ELECTRONIC FACULTATEA DE STIINTA MEDIULUI, UNIVERSITATEA BABES-BOLYAI CLUJ-NAPOCA. EDITURA BIOFLUX, CLUJ-NAPOCA. P. 200. 978-606-92028-5-2. HTTP://WWW.EDITURA.BIOFLUX.COM.RO/CARTI-2009/ .

10. Malschi Dana, 2011, Caiet de practică pentru laboratorul didactic de biotehnologii, format electronic, http://enviro.ubbcluj.ro/cercetare/laboratoare/Laborator de biotehnologii.php/. Evaluare Tip activitate 10.1 Criterii de evaluare 10.2 metode de evaluare 10.3 Pondere

din nota finală 10.4 Curs Colocviu /prezentare proiect Colocviu 50 % 10.5 Seminar/laborator PrezenŃă, răspunsuri,

proiect. Notare pe parcurs şi proiect.

50 %

6

Tehnologii avansate de reconstructie ecologica si bioremediere a terenurilor degradate

Cuprins: 1. Bioresursele naturale implicate in bioremediere 2. Tehnologiile de bioremediere 3. Bioremedierea prin extractia biologica a metalelor grele

Biodegradarea poluantilor din soluri sub actiunea microorganismelor Bioremedierea cu ajutorul comunităŃilor microbiene. Biomonitoringul poluarii solului cu metale grele

Indepartarea metalelor grele din ape poluate şi levigate ale solurilor contaminate cu ajutorul cianobacteriilor Bioremedierea prin zone de inundare artificiale sau zone umede construite pentru tratarea apelor uzate sau a eluatelor din soluri contaminate cu metale grele.

4. Reconstructia ecologica

Bioresursele naturale implicate in bioremediere Motivatia cunoasterii tehnologiilor de bioremediere si reconstructie ecologica si a

aplicarii lor in depoluarea mediului consta in • realizarea obiectivelor privind remedierea solurilor si apelor contaminate prin

activitati antropice, mai ales industriale; • realizarea obiectivului general de utilizare si dezvoltare durabila a resurselor

naturale, a patrimoniului reprezentat de calitatea solului, in evolutia conditiilor globale de mediu.

Eficienta activitatii de depoluare biologica, reusita tehnologiilor de bioremediere, rezulta din

• conservarea biodiversitatii microbiotei si fitocenozelor; • din reconstructia ecologica a zonelor degradate/poluate antropic, • din bioremedierea solului privit ca sistem biotehnogen ecologic integrat.

Importanta microbiotei solului. 1. In sol, microorganismele stabilesc echilibrul între substanŃele organice şi

anorganice, între materia vie şi cea nevie. Formarea CO2 sub acŃiunea de biodegradare-mineralizare a microorganismelor

constituie etapele de bază ale ciclului biogeochimic al carbonului. Ciclul carbonului se desfăşoară simultan şi în combinaŃie cu ciclul oxigenului şi al

hidrogenului: prin fotosinteza plantelor verzi din CO2 şi H2O se formează compuşi organici conŃinând H şi se eliberează O2; în cursul descompunerii totale a substanŃelor organice, C şi H se eliberează prin participarea O sub forma de CO2 , respectiv H2O. Ciclurile celorlalte elemente (N, P, S, etc) de asemenea sunt legate de ciclul carbonului.

În totalitatea lor speciile microbiene sunt omnivore capabile de degradarea tuturor substanŃelor organice de origine biologică.

Unii compuşi organici sintetici, xenobiotici (compuşi inexistenŃi în natură, creaŃi de om) nu sunt însă biodegradabili: o serie de pesticide, detergenŃi, medicamente, unele mase plastice, care constituie pericolul cel mai mare pentru poluarea mediului înconjurător

7

2. Microorganismele din sol au un rol primordial în fertilitatea solului, transformând substanŃele organice în substanŃe anorganice. Microorganismele joacă un anumit rol şi în descompunerea rocilor, în formarea sulfaŃilor şi nitraŃilor, unele fixează azotul atmosferic, iar altele produc bioxid de carbon, atât de necesar în producŃia primară a plantelor superioare (Drăgan-Bularda,M., Kiss, S., 1986).

Activitatea specifică a microorganismelor. Microorganimele sunt răspândite în natură pretutindeni, ele având o plasticitate şi adaptabilitate mai mare decât orice alt organism viu. Activitatea microorganismelor se concretizează în degradarea substratului, prin

activitatea lor vitală, inducand o serie de transformări biochimice ale mediului lor de viaŃă. Termenul de degradare a substratului este utilizat avand in vedere ca microorganismele folosesc substanŃele complexe din substrat pe care le transformă în substanŃe mai simple. Toată activitatea microorganismelor are la bază transformări (reacŃii) biochimice, în condiŃii de mediu favorabile (temperatură, pH, prezenŃa sau absenŃa de oxigen şi substrat), determinate de catalizatori, reprezentaŃi de enzimele secretate de microorganisme. Toate reacŃiile de transformare a substratelor prin intermediul microorganismelor sunt reacŃii enzimatice care au loc în interiorul celulei lor sau în mediu sub acŃiunea enzimelor secretate pe substrat.

Pentru activitatea umană este importantă atât această activitate naturală a microorganismelor, cum este cazul

• descompunerii materiilor organice din sol, • putrezirea produselor naturale, etc., cât şi • activitatea lor în cadrul unor zone poluate, degradate antropic, amenajări

artificiale, incinte industriale. În natură, microorganismele trăiesc în biocenoze complexe împreună cu alte

microorganisme şi cu alte tipuri de vieŃuitoare, in interrelaŃii complexe a căror cunoaştere este importantă pentru a controla si utiliza aceste procese în practica (Dragan-Bularda si Samuel, 2006). Activitatea enzimatică a solului. Activitatea enzimatică a solului

• Reprezinta un parametru de calitate al solului, • Este rezultatul activităŃii

o enzimelor acumulate şi a o enzimelor din microorganismele proliferante.

Sursele enzimelor acumulate in sol sunt: • în primul rând, celulele de microorganisme. • şi din resturile organice (vegetale şi animale).

Enzimele se acumulează în sol ca: • enzime libere (exoenzime eliberate din celulele vii si endoenzime eliberate din celulele dezintegrate) şi ca • enzime legate de constituenŃii celulari, adică enzime prezente

o în celulele dezintegrate (în fragmentele celulare), o în celulele vii, dar neproliferante. o Enzimele microorganismelor proliferante sunt atat cele care se

eliberează din celulele vii aflate în curs de multiplicare, cât şi cele care se găsesc în interiorul celulelor în curs de multiplicare.

Enzimele libere sunt adsorbite de particulele organice şi minerale, din sol sau/şi complexate cu substanŃele humice. Cantitatca enzimelor libere este mult mai mică în soluŃia solului, decât în stare adsorbită sau/şi complexată.

8

Activitatea enzimatica din sol joacă un rol important în procesele de descompunere şi mineralizate (Kiss si col.1991).

Metoda principală prin care se studiază această problemă se bazează pe compararea transformarii substratului enzimatic în probele de sol conŃinând microorganisme proliferante cu cea din probele aceluiaşi sol, în care proliferarea microorganismelor a fost oprita.

Solul este un sistem enzimatic, în care enzimele acumulate si enzimele microorganismelor proliferante – au o semnificaŃie biologică deosebită, participând la

• ciclurile biologice ale elementelor şi • contribuind la fertilitatea solului, • la crearea condiŃiilor favorabile pentru nutriŃia plantelor superioare şi, implicit, • la perpetuarea vieŃii pe planeta noastră (dupa Kiss, Ştefanic, Paşca, Dragan-

Bularda, Zborovschi, Crişan, 1991). Activitatea de depoluarea prin biodegradare-mineralizare a substanŃelor organice in sol

2. ImportanŃa microorganismelor din sol pentru depoluarea biologică. Un alt parametru dinamic de calitate al solului este activitatea de depoluarea prin

biodegradare şi mineralizare a substanŃelor organice din sol. Aceasta include biodegradarea glucidelor (descompunerea celulolozei, glucozei,

substanŃelor pectice, amidonului, chitinei, ligninei etc.). biodegradarea hidrocarburilor alifatice (metan, etan, propan etc.) si aromatice (benzen, toluen etc.). descompunerea lipidelor. biodegradarea pesticidelor. descompunerea proteinelor din resturi vegetale, animale şi microorganisme si a compusilor organici cu azot(Drăgan-Bularda, Kiss, 1986). PopulaŃia microbiană a solului este alcătuită din reprezentanŃii tuturor grupelor de microorganisme: bacterii, actinomicete, fungi (micromicete, drojdii), alge microscopice şi protozoare. Acestor grupe de microorganisme li se alătură şi virusurile din sol.

Bacteriile constituie grupul cel mai important al microorganismelor din sol. Intensitatea proceselor, prin care microorganismele participă la ciclurile biologice ale

elementelor, este cea mai ridicată la bacterii; face excepŃie descompunerea chitinei (un polizaharid cu azot din compoziŃia unor fungi, respectiv din exoscheletul insectelor) în care acŃiunea actinomicetelor este mai intensă, precum şi descompunerea ligninei şi a celulozei în care predomină micromicetele.

După Vinogradski, bacteriile din sol sunt de două tipuri: autohtone şi zimogene. • Bacteriile autohtone sau indigene se caracterizează prin aceea că numărul lor

nu este supus unor fluctuaŃii mari şi ca ele utilizează ca hrană substanŃele organice proprii solului (substanŃele humice).

• Bacteriile zimogene produc fermentaŃii (fermentează celuloza, substanŃele pectice, amidonul etc.) şi numărul lor creşte după adăugarea substanŃelor organice la sol şi scade pe măsura epuizării acestor substanŃe. O delimitare perfectă între bacteriile autohtone şi cele zimogene nu este posibilă.

Bacteriile se dezvoltă nu în soluŃia de sol, ci pe suprafaŃa particulelor de sol, mai

ales pe acelea care au diametrul de minimum 100-200 µm (Drăgan-Bularda, Kiss, 1986). CLASIFICAREA BACTERIILOR DIN SOL

Deşi reprezentanŃii majorităŃii genurilor bacteriene sunt prezenŃi în sol, importanŃa deosebită pe care bacteriile din sol o au este legată numai de anumite bacterii. Acestea sunt prezente în sol în mod constant şi într-un număr mare şi contribuie la activitatea biologică a solului într-o măsură foarte accentuată.

9

1. BACTERII ALUNECĂTOARE. Se deplasează prin mişcări de alunecare pe substrat. Cuprind două ordine.

I. Ordinul Myxobacterales. Sunt bastonaşe incluse într-o masă de mucilagiu. Se subŃiază spre capete sau au diametrul uniform şi capetele rotunjite. In contact cu o suprafaŃă solidă sau la interfaŃa aer-apă, se deplasează prin alunecare. Nu au organite celulare de locomoŃie. Sunt Gram-negative. Formează corpi de fructificaŃie, alcătuiŃi din celule şi mucilagiu. In aceşti corpi, care frecvent sunt coloraŃi şi au dimensiuni macroscopice, celulele iniŃiale (vegetative) devin celule de repaos (rezistente la uscăciune) numite şi mixospori. La unele mixobacterii, mixosporii nu se pot distinge de celulele vegetative, iar la altele, celulele de repaos sunt bastonaşe mai scurte sau sferice şi se numesc microchisturi. Mixosporii pot fi incluşi în sporangii care au forme şi dimensiuni caracteristice. Sporangiile se pot ridica deasupra substratului, prin pedunculi simpli sau ramificaŃi.

Mixobacteriile sunt chimioorganoheterotrofe = heterotrofe (folosesc pentru nutriŃie substanŃe organice) şi aerobe (trăiesc în prezenŃa O2). Produc enzime cu acŃiune litică asupra multor macromolecule (proteine, acizi nucleici, polizaharide, inclusiv celuloza). Multe mixobacterii sunt capabile să lizeze alte bacterii sau chiar unele microorganisme eucariote (alge microscopice, fungi) . Amintim câteva genuri : Myxococcus, Archangium, Cystobacter, Melittangium, Stigmatella, Polyangium, Nannocystis, Chondromyces. II. Ordinul II. Cytophagales. Bacteriile din acest ordin sunt bastonaşe sau filamente. Nu formează corpi de fructificaŃie. Sunt Gram-negative.

NutriŃia lor este chimioorganoheterotrofă, dar poate fi şi chimiolitoautotrofă=autotrofe (fixează CO2 cu ajutorul energiei chimice)( de ex. Beggiatoa) sau mixotrofă.

Cităm 3 genuri importante: Cytophaga (nu formează microchisturi, descompune celuloza, chitina şi agarul), Sporocytophaga (produce microchisturi, descompune celuloza, Flexibacter (nu atacă celuloza, dar foloseşte alŃi compuşi organici în nutriŃie). 2. BASTONAŞE ŞI COCI GRAM-NEGATIVI AEROBI. Din această grupă prezentăm 3 familii importante pentru viaŃa solului.

1. Familia Pseudomonadaceae cuprinde bastonaşe drepte sau curbate, ciliate polar, chimioorganoheterotrofe. Sunt capabile să utilizeze unul până la foarte mulŃi compuşi organici. Cităm genul Pseudomonas cu speciile Pseudomonas fluorescens (poate ataca circa 200 de compuşi organici), Pseudomonas putida, Ps.stutzeri.

2. Familia Azotobacteriaceae. Celulele sunt ovoide şi mari (Azotobacter, Azomonas) sau bastonaşe scurte (Beijerinckia, Derxia), ciliate polar, peritrih sau aciliate. Azotobacter formează chisturi (rezistente la uscăciune). Sunt chimioorganoheterotrofe şi fixează N2 trăind libere în sol. Sunt capabile şi de sinteza polizaharidului levan care contribuie la agregarea particulelor de sol şi la formarea unei structuri favorabile a solului din punct de vedere agronomic.

3. Familia Rhizobiaceae cuprinde bacterii sub formă de bastonaşe ciliate polar, subpolar sau peritrih, chimioorganoheterotrofe. Speciile de Rhizobium formează, la plantele leguminoase, nodozităŃi radiculare în care fixează azotul molecular (fixare simbiotică). Specii reprezentative: Rhizobium leguminosarum (produce nodozităŃi la mazăre, bob, linte), Rhizobium trifolii (produce nodozităŃi la trifoi). Noul gen creat Bradyrhizobium cu specia Bradyrh. japonicum produce nodozităŃi la planta tehnică Glycine hispida (soia). 3. BACTERII GRAM-NEGATIVE, CHIMIOLITOTROFE. Cuprinde bacterii nitrificatoare şi bacterii sulfoficatoare. Bacteriile nitrificatoare sunt încadrate în 7 genuri, 4 genuri cuprind bacteriile din faza I-a a nitrificării (nitritbacteriile, care oxidează NH3 la nitriŃi: Nitrosomonas, Nitrosospira, Nitrosococcus, Nitrosolobus), iar 3 genuri cuprind bacteriile din faza a II-a a nitrificării (nitratbacteriile, care oxidează NO2

- la NO3-:Nitrobacter, Nitrospina, Nitrococcus).

Dintre bacteriile sulfuroase (sulfoxidante) amintim genurile Thiobacillus şi Sulfolobus.

10

4. BASTONAŞE ŞI COCI CARE FORMEAZĂ ENDOSPORI. Endosporii sunt termorezistenŃi, rezistând la temperatura de 100oC. Din această grupă face parte Familia Bacillaceae. Sunt bastonaşe (Bacillus, Clostridium, Desulfotomaculum) sau coci (Sporosarcina). Bastonaşele sunt ciliate peritrih (cu cili pe toată suprafaŃa celulei) sau aciliate. Majoritatea lor sunt Gram-pozitive (excepŃie Desulfotomaculum). Sunt fără excepŃie chimiorganoheterotrofe.

Speciile de Bacillus (de exemplu Bac. brevis, Bac. subtilis, Bac. polymyxa, Bac. macerans, Bac. megaterium, Bac.cereus, Bac. pasteurii, Bac. coagulans, Bac. circulans) sunt aerobe sau facultativ anaerobe şi active în descompunerea proteinelor şi glucidelor. Speciile de Clostridium (de exemplu Cl.pasteurianum, Cl. thermocellum,Cl. felsineum, Cl.sporogenes, Cl. putrefaciens, Cl.butyricum, Cl. aurantibutyricum, Cl. acetabutylicum) sunt anaerobe, descompun mai ales glucidele şi sunt capabile şi de fixarea liberă a N2. Sporosarcina ureae este ureolitică (descompune urea) şi este aerobă. Desulfotomaculum cuprinde bacterii anaerobe şi desulfoficatoare (din sulfaŃi produc hidrogen sulfurat). (Drăgan-Bularda, Kiss, 1986, Drăgan-Bularda, Samuels, 2005).

Biodiversitatea microbioteia solului. Solul este mediul cel mai propice dezvoltării microorganismelor, fiind rezervorul

natural al unui număr imens de microorganisme. Diversitatea microorganismelor din sol este foarte mare. În sol, microorganismele au condiŃii favorabile de dzvoltare şi înmulŃire, prelucrând materia organică nevie şi folosind diferite substanŃe anorganice. CondiŃiile din sol sunt variabile în funcŃie de tipul de sol, de anotimp şi de regiunea geografică. Solul constituie sursa de infecŃie pentru celelalte medii- apa şi aerul (Nicolescu, 2002).

Natura microorganismelor din sol. Microbiota solului variază cantitativ şi calitativ în funcŃie de tipul de sol, de pH, vegetaŃie, condiŃii climatice etc. Microbiota solului este alcătuită din microorganisme autohtone, permanent prezente şi alohtone, a căror prezenŃă depinde de aportul de substanŃe minerale şi organice din exterior şi care supravieŃuiesc până la descompunerea acestor substanŃe (Nicolescu, 2002). Microbiota autohtonă este specifică fiecărui tip de sol, fiind adaptată metabolizării anumite tipuri de substanŃe relativ stabile în tipul de sol respectiv. Este implicată în toate procesele microbiologice care au loc în sol. Microbiota alohtonă este introdusă de om prin fertilizări sau prin deversări de ape reziduale. Intervine în unele procese ale solului. Microorganismele din gunoiul de grajd participă la mineralizarea materiei organice. Substantele lor de catabolism sunt metabolizate ulterior de diferite grupe de microorganisme autohtone. Majoritatea constituie însă poluarea microbiologică a solului.

Tipuri de microorganisme din sol. Compozitia microbiotei este influenŃată de sezon şi de gradul de prelucrare al solului (Nicolescu, 2002).

BACTERIILE. Predominante sunt bacteriile sub formă de microcolonii adsorbite pe particolelede sol, în toate tipurile de sol neutre şi alcaline. Unele produc polimeri de natură mucilaginoasă, care determină agregarea particulelor de sol, astfel încât solul devine mai granulat, ceea ce-i creşte aerarea şi fertilitatea. Cele mai frecvente genuri sunt: Bacillus, Arthrobacter, Agrobacterium, Pseudomonas, Flavobacterium, Alcaligenes.

Activitatea bacteriilor în sol condiŃionează fertilitatea, proprietăŃile şi evoluŃia solului, intervenind în procese de amonificare, în descompunerea unor compuşi azotaŃi rezistenŃi (ex. chitina), în formarea substanŃelor humice şi în echilibrarea microbiotei acestui mediu prin secreŃie de antibiotice.

În sol se află grupări de bacterii specializate care se dezvoltă pe substraturi specifice: - bacterii celulozolitice–degradează celuloza din materia vegetală moartă rămasă în sol. - bacterii nitrificatoare-produc oxidarea NH3 rezultat din procesele de metabolism, cu formare de azotaŃi şi azotiŃi, forma prin care plantele iau azotul din sol.

11

- bacterii sulfuroase, feruginoase au rol în circuitul sulfului şi a fierului în natură. - bacterii de putrefacŃie- degradează azotul organic şi produc putrezirea cadavrelor. - Actinomicetele (bacteriile filamentoase) reprezintă cca. 30% din microbiota totală a solului. Împreună cu bacteriile, determină mineralizarea substanŃelor de natură organică şi iau parte la formarea humusului, care este rezervorul de substanŃe nutritive pentru plante. Închiderea la culoare a solului se datorează actinomicetelor. Acest tip de sol reŃine mai bine căldura şi are calităŃi agrotehnice superioare. Ele se întâlnesc in toate tipurile de sol fiind mai numeroase în solurile bogate în substanŃe organice. Se dezvoltă mai ales în soluri alcaline. Sunt principalii agenŃi de amonificare şi chitinoliză, jucând un rol important în formarea humusului. Unele specii, fiind producătoare de antibiotice, au şi rol în menŃinerea echilibrului în microbiota solului. Umiditatea excesivă şi aciditatea le limitează dezvoltarea. Cele mai frecvente genuri sunt: Actinomyces, Actinoplanes, Mycobacterium, Mycococus, Micromonospora, Nocardia, Streptomyces. - Bacteriile sporulate patogene se pot întâlni în sol: Bacillus anthracis (produce antraxul oilor), Clostridium tetani (produce tetanosul), Clostridium botulini, Clostridium hystoliticum, Clostridium sporogenes (bacterii toxicogene). Prin dejecŃii sau cadavre, ajung în sol,accidental, de la purtători: Salmonella, typhi, Shigella dysenteriae, Vibrio cholerae, Pseudomonas aeruginosa. Durata de rezistenŃă a acestor bacterii în sol variază în funcŃie de specie, de tipul de sol şi de condiŃiile climatice. În general, bacteriile patogene nu găsesc în sol condiŃii favorabile de multiplicare, datorită temperaturii scăzute în raport cu optimul lor termic (37oC) şi mediul nutritiv necorespunzător, cât şi datorită concurenŃei altor bacterii, a actinomicetelor şi a prădătorismului protozoarelor. - Cianobacteriile: alcătuiesc cel mai numeros grup de microorganisme fotositetizante din păturile superficiale ale solului. Dominante sunt genurile Nostoc şi Oscillatoria. Ele sunt deosebit de importante întrucât sunt singurele organisme vii capabile să utilizeze în sinteza de substanŃe organice atât carbonul din CO2 cât şi azotul molecular. Specii fixatoare de azot molecular sunt: Anabaena, Calothrix, Chroococcus, Nostoc, Plectonema, Schizotrix.

VIRUSURILE sunt prezente mai ales sub formă de bacteriofagi şi actinofagi, care trăiesc în echilibru dinamic cu speciile de bacterii şi actinomicete pe care le parazitează, având o acŃiune litică slabă asupra acestora. Virusurile patogene nu pot fi vehiculate prin sol.

LEVURILE şi microfungii (mucegaiurile) sunt bine reprezentate în straturile superficiale ale solului care sunt mai bine aerate, umede şi bogate în substanŃe organice. Cele mai frecvente genuri sunt: Candida, Cryptococcus, Debaryomyces, Hansenulla, Lipomyces, Pichia. MUCEGAIURILE: predomină în solurile acide (soluri de pădure, podzoluri) unde realizează o biomasă de 500-1000 Kg/ha. Principalele genuri sunt: Mucor, Rhizopus, Aspergillus, Penicillium, care formează 50% din biomasa fungică însoŃite de Fusarium, Alternaria, Trichoderma, Trichotecium, Cladosporium.

ALGELE AUTOTROFE, întâlnite în straturile superficiale din sol, sintetizează materie organică. PROTOZOARELE reprezentate mai ales de flagelate şi rizopode sunt condiŃionate în activitatea lor de umiditatea solului şi de prezenŃa substanŃelor organice. Ele intervin în limitarea înmulŃirii microorganismelor pe care le folosesc ca hrană (Nicolescu, 2002). Numărul şi densitatea microorganismelor din sol În sol micoorganismele se află în concentraŃii de 9 x 107-3 x 1011 celule/g sol uscat. Numărul lor este dependent de tipul de sol (ex. în solurile argiloase se întâlnesc cca. 108

celule/gram, o microbiotă mai sărăcăcioasă în solurile acide, alcaline şi nisipoase). Aceste microorganisme formează o biomasă totală de cca. 0,5 – 6 t/ha.

12

Din totalul acestor micoorganisme cca. 30% sunt reprezentate de bacteriile Gram negative. Bacteriile se găsesc într-un număr ce oscilează între 3,6 x 107 – 1011 celule/g sol, ele totalizând o biomasă de până la 0,7 t/ha. Dominante sunt bacteriile filamentoase. Levurile ajung la 103 celule/g sol, dezvoltându-se pe resturi vegetale. Ciupercile formează o biomasă de 1 – 1,5 t/ha. Numărul imens se datoreşte faptului că în sol există întotdeauna o cantitate suficientă de substanŃă organică şi minerală, o umiditate satisfăcătoare, suficient oxigen şi un pH corespunzător.

Numărul cel mai mare de micoorganisme se găsesc în straturile superioare ale solului. Cu excepŃia straturilor superficiale, micoorganismele din sol sunt protejate de acŃiunea nocivă a razelor ultraviolete. DistribuŃia microorganismelor în sol

Bacteriile din sol se află sub formă de asociaŃii de 5-25 de celule, agregate de particulele de sol. Răspândirea în sol, este dependentă gradul de acces la oxigen. Astfel, la suprafaŃa solului se află mai multe bacterii aerobe, apoi unele bacterii facultativ anaerobe, iar în profunzime bacterii anaerobe. Levurile şi microfungii, fiind microorganisme aerobe, se întâlnesc numai la în straturile superficiale ale solului.

DistribuŃia pe verticală a microbiotei în sol este inegală. Cea mai bogată este zona până la 30 cm adâncime. ConcentraŃia de celule diferă în funcŃie de factorii nutritivi pe care îi conŃine solul. O concentraŃie mai mare se găseşte în zona rizosferei (zona de dezvoltare a rădăcinilor plantelor). DistribuŃia pe orizontală a microbiotei autohtone este dependentă de tipul de sol care determină selecŃia diferitelor tipuri fiziologice de adaptate metabolizării unor anumite tipuri de substanŃe prezente în compoziŃia solului (Nicolescu, 2002).. Factorii care condiŃionează distribuŃia microorganismelor în sol Tipul de microorganisme din sol, ca şi numărul lor variaază în funcŃie de structura fizico-chimică a solului, dar mai ales în funcŃie de substanŃele organice şi anorganice din sol, de pH-ul solului şi de cantitatea de oxigen. Tipul de sol este astfel principalul factor de selecŃie al acestora. Umiditatea permite dezvoltarea microorganismelor la suprafaŃa solului, iar în solurile mai aride microorganismele sunt mai abundente în straturile profunde. Se observă o variaŃie sezonieră a microorganismelor din sol determinată de umiditate, de concentraŃia de substanŃe organice şi de temperatură. Densitatea maximă este întâlnită primăvara, iar cea minimă iarna. Un maxim secundar se întâlneşte toamna. Uscăciunea din timpul verii diminuează numărul de microorganisme din sol dar contribuie favorabil la transformarea substanŃelor organice care vor fi metabolizate cu mai mare uşurinŃă toamna. Datorită varietăŃii lor mari, microorganismele din sol se dezvoltă în condiŃiile unei concurenŃe puternice pentru rezerva de hrană disponibilă. Fiecare specie trebuie să suporte produşii de dezasimilaŃie ai altor specii, care pot fi toxici pentru ele. Datorită interrelaŃiilor foarte complexe între speciile de microorganisme din sol, există un autocontrol al numărului şi diversităŃii. Lucrările agrotehnice şi administrarea de îngrăşăminte organice modelează şi ele microbiota solului. Aratul îmbunătăŃeşte aeraŃia solului favorizând dezvoltarea microorganismelor aerobe şi permiŃând înaintarea lor spre straturile mai profunde. De asemenea, repartizează mai uniform resturile organice. Îngrăşămintele organice introduc în un substrat nutritiv suplimentar, favorizând explozia numerică a microorganismelor organotrofe care, prin procesul de mineralizare, duc la fertilizarea solului. Aceste îngrăşăminte introduc şi un inocul suplimentar de microorganisme alohtone care participă temporar la mineralizarea substanŃelor organice. Ex. 25% din masa gunoiului de grajd este reprezentată de microorganisme.

13

In concluzie, microorganismele din sol au o importanta deosebita reflectata in:

- Procesul de mineralizare. Plantele, prin procesele de exosmoză, elimină aminoacizi şi zaharuri, care favorizează dezvoltarea microorganismelor pentru care constituie sursă de hrană. Când plantele mor, rădăcinile lor sunt descompuse de către microorganisme, iar elementele de bază: carbonul, azotul, fosforul, sulful sunt redate în circuit servind ca nutrienŃi plantelor. - Formarea humusului. Legat de acest proces de descompunere are loc şi formarea substanŃelor humice din sol, care funcŃionează şi ca rezervor pentru viitoarea activitate microorganismelor dar şi ca material de structurare a particolelor de sol. Deci nutriŃia minerală a plantelor şi fertilitatea solului sunt strâns legate de activitatea microorganismelor. Microbiota solului determină, prin activitatea ei vitală, dinamica biochimică a solului. - ImportanŃa igienico-sanitară. Microorganismele patogene şi cele potenŃial patogene de origine intestinală, având o viabilitate scăzută în sol, pot prezenta un pericol numai în cazul vehiculăriilor rapide în ape sau direct în alimente (Nicolescu, 2002).. MONITORIZAREA POLUARII SOLULUI

Solurile şi sedimentele sunt componente solide ale ecosistemelor acvatice sau terestre, care pot servi drept surse şi receptori pentru nutrienŃi şi chimicale toxice. Utilizarea solului pentru activităŃi industriale, agricole şi urbane implică întotdeauna o modificare drastică a compoziŃiei lui şi eventual, pot creea probleme foarte mari pentru utilizări viitoare.

Monitorizarea solului implică selectarea locului şi urmăreşte o serie de obiective printre care: evaluarea şi documentarea evoluŃiei sau tendinŃei de poluare pentru a permite corectarea problemelor înainte de pierderea ireversibilă a calităŃii solului (Dalea si Manea, 2002).

In Europa, programele de monitorizare a solului sunt foarte obişnuite, direcŃionate pentru inspectarea caracteristicilor şi fertilităŃii solului. Numai in puŃine Ńări există in mod organizat reŃele de monitorizare a calităŃii solului. Deşi, in multe cazuri, programele de monitorizare sunt planificate să fie realizate pe o bază continuă, cu frecvenŃa de 5 sau 10 ani, fondurile sunt deseori insuficiente pentru atingerea acestui scop.

In general, strategiile de monitorizare pentru prelevare s-au bazat pe un sistem "grătar" pe plan naŃional şi/sau câteva tipuri de stratificare bazate pe utilizarea terenului şi a tipului de sol, sau a combinaŃiei dintre cele două. Totuşi, strategiile şi sistemele de manipulare a probelor diferă in reŃele, astfel împiedicându-se posibilitatea comparării rezultatelor (Dujvenbooden, 1998, Dalea si Manea, 2002).

Impactul mediului asupra ecosistemelor terestre include schimbări ale proprietătilor

fizice şi chimice ale acestora. Vulnerabilitatea solurilor faŃă de poluanŃi depinde de caracteristicile solului, de

situaŃia hidrogeologică, de utilizarea terenului, tipul poluanŃilor şi încărcarea cu poluanŃi.

Cei mai importanŃi parametri ai solului care determină mobilitatea poluanŃilor şi, în consecintă vulnerabilitatea solului sunt:

• pH-ul, • potenŃialul redox, • capacitatea de a schimba cationi şi • conŃinutul de humus din sol (Dalea si Manea, 2002).

ProprietăŃile cheie ale solului pot servi ca indicatori ai calităŃii solului. Pentru a avea utilizare practică, indicatorii de sol trebuie:

14

• să fie sensibili la management şi • capabili să răspundă la schimbări într-un timp relativ scurt; să fie accesibili, • astfel încât metodologiile de măsurare sau datele trebuie să fie uşor

disponibile; dacă nu sunt direct măsurabili, trebuie să existe posibilitatea de a-i defini utilizând funcŃii pedo-transfer sau modele.

CARACTERISTICILE SOLULUI

Solurile prezintă interes ca mediu pentru transportul fluidelor deoarece ele sunt poroase şi permeabile.

Porozitatea se referă la spaŃiile porilor care constituie goluri între granulele solului. Permeabilitatea solului este determinată de: factori şi parametri care sunt asociaŃi

cu proprietăŃile fizice şi chimice ale solului; factori şi parametri care sunt asociaŃi cu permeantul; factori şi parametri asociaŃi cu interacŃiunile fizico-chimice care au loc în timpul permeaŃiei permeantului.

Permeabilitatea solului dă informaŃii necesare determinării şi evaluării transportului contaminantului prin sol. Permeabilitatea solului la mişcarea unui anumit fluid depinde de asemenea de fracŃiunea spaŃiului porilor umplut de acel fluid. Dacă spaŃiul porilor este saturat, permeabilitatea mediului este la maxim. Dacă fluidul umple numai o porŃiune din spaŃiul porilor, de exemplu numai cea din straturile superioare ale solului, permeabilitatea solului scade şi devine importantă umiditatea.

Umiditatea este caracteristica unor anumite fluide de a adera la granulele solului şi influenŃează semnificativ mobilitatea şi retenŃia fluidului în mediu. Lângă suprafaŃă, spaŃiile porilor celor mai multor soluri sunt umplute atât cu apă cât şi cu aer. Aceasta este zona nesaturată a solului. Datorită faptului că apa tinde să umezească cele mai multe soluri, totuşi, o cantitate de apă este reŃinută. Cantitatea de apă care rămâne, în mod tipic, măsurată pe baza volumului de apă per volumul total de sol, este denumită capacitatea de câmp a solului. Deseori, sub această zonă există acviferul, în care spaŃiile porilor sunt saturate, sau umplute cu apă. COMPONENTELE SOLULUI

În general, solurile se caracterizeaza prin patru componente: • substanŃa anorganică, • substanta organică, • apa solului, • atmosfera solului.

Substanta anorganică din sol Solide ionice - ionii metalelor: Li, Na, Mg, Al, K, Ca, Ti, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Rb,

Sr, Zr, Ag, Cd, Cs, Ba, Hg, Pb. Elemente în urme - este unul dintre cele mai importante aspecte ale variabilităŃii

compoziŃiei părŃii minerale a solului. Cele mai importante elemente în urme sunt: B, Ti, V, Cr, Co, Ni, Cu, Zn, As, Se, Mo, Cd, Pb, care se găsesc în partea minerală primară şi secundară a solului.

SilicaŃi primari - apar în soluri prin degradarea fizică a materialului de rocă parentală. Degradarea chimică a silicaŃilor primari contribuie la fertilitatea nativă şi conŃinutul de electrolit din sol.

Minerale argiloase - sunt aluminosilicaŃii care predomină în fracŃiunile argiloase la intermedierea fazelor avansate de degradare.

15

Oxizi şi hidroxizi - din cauza abundenŃei lor mari în litosferă şi a solubilităŃilor mici la valori ale pH-ului solului cuprinse in domeniu de pH normal, aluminiul, fierul şi manganul formează cele mai importante minerale oxidice, oxihidroxidice şi hidroxidice în soluri.

CarbonaŃi şi sulfaŃi - Dintre aceste minerale gipsul şi calcitul se pot dizolva şi reprecipita într-un profil de sol străbătut de apa de ploaie şi apa de irigaŃii şi se poate găsi ca un inveliş pe mineralele solului, incluzând calcitul. SulfaŃii şi carbonaŃii de sodiu se formează la partea superioară a profilului solului, uscându-se prin evaporare.

SubstanŃa organică din sol

Biomoleculele - solurile sunt medii biologice în care există o varietate de microorganisme. Zece grame de sol fertil poate conŃine o populaŃie, numai de bacterii, egală cu populaŃia de fiinŃe umane a globului. Un kilogram de sol poate contine 500 bilioane bacterii, 10 bilioane actinomicetes şi aproape un bilion de fungi. La această biomasă microbiană poate fi adăugată contribuŃia rădăcinilor plantelor. Microorganismele solului joacă un rol esenŃial în cataliza reacŃiilor de oxido-reducere. Exudatele eliberate de microorganisme şi rădăcinile plantelor sănătoase prezintă importanŃă pentru aciditatea solului şi contribuie la ciclul elementelor în urme în sol.

SubstanŃele organice : Acizii organici alifatici comuni sunt: acidul formic, acidul acetic, acidul oxalic, acidul

tartric, acidul citric. Aminoacizii din soluri, ca: glicina, alanina, acidul aspartic, acidul glutamic pot

reacŃiona formând peptide, care la rândul lor, se pot transforma în proteine (polimeri). O altă clasă importantă de biopolimeri în soluri este clasa carbohidratilor. Fenolii, cu

derivaŃii lor din soluri prin polimerizare formează lignina care, împreună cu celuloza, este un precursor important al substanŃelor humice din sol.

Humusul - totalitatea substanŃelor organice din sol, exceptând materialele identificabile ca biomasă parŃial modificată sau nemodificată (părŃi din plante şi microorganisme), este numită humus.

Humusul joacă un rol semnificativ în formarea agregatelor, în controlul acidităŃii solului, în ciclurile elementelor nutritive şi în detoxifierea compuşilor periculoşi.

Procesele biochimice de formare a humusului sunt: • descompunerea componenŃilor biomasei, incluzând lignină, in compuşi organici

simpli; • metabolismul microbian al compuşilor simpli; • ciclul C, H, N şi O între substanŃa organică din sol şi biomasa microbiană; • polimerizarea mediată microbian a compuşilor organici din ciclu.

Materialul organic conŃine două părŃi: 1. precipitatul (acidul humic) care se formează după ce solul este amestecat cu NaOH

(500 mol / m3), adus la pH = 1 cu HCl concentrat, şi 2. materialul organic solubil (acidul fulvic). SubstanŃa organică joacă un rol important în tamponarea atât a protonilor cât şi a

cationilor metalici din soluŃia solului. Fenomenul de tamponare se realizează prin schimb cationic. Capacitatea de schimb cationic a humusului din sol este numărul maxim de moli de protoni disociabili din unitatea de masă a humusului în condiŃiile date de temperatură, presiune, compoziŃia soluŃiei de sol şi a concentraŃiei humusului.

Apa solului. Apa solului este considerată apa care este cedată dintr-o probă

de sol prin menŃinerea acesteia la temperatura de 105°C cel putin 24 ore. Apa care este legată în structura mineralelor din sol (apa de cristalizare) nu este cedată în aceste condiŃii şi nu este

16

considerată apa solului. De asemenea, se face distincŃie între apa solului şi apa de adâncime, a doua fiind apa care se găseşte sub masa de sol. Apa solului este găsită în principal ca şi fază condensată în sol, deşi conŃinutul de vapori de apă în sol poate fi de 30 ml/l într-un sol umed. Apa solului este un depozit pentru gazele şi solidele dizolvate şi din acest motiv se consideră soluŃia solului. Solidele dizolvate care disociază în ioni (electroliŃi) în soluŃia solului sunt cei mai importanti pentru chimia solului. Elementele chimice ai căror ioni se află în soluŃiile necontaminate ale solului sub 1 mmol/m3 sunt denumite microelemente şi toate celelalte sunt macroelemente.

Atmosfera solului. Aerul care există în sol este în continuă schimbare cu atmosfera de deasupra lui. CompoziŃia aerul solului este de acelaşi tip cu cea a aerului atmosferic (78% N2, 21% O2, 1% Ar, 0,03% CO2), dar, din cauza activităŃii biologice din sol, cuplată cu viteza mică de schimb, compoziŃia procentuală a aerului solului poate diferi considerabil de cea a aerului atmosferic. De exemplu, faŃă de aerul atmosferic, conŃinutul de oxigen din aerul solului este mai mic pe când cel al dioxidului de carbon este mai mare. In condiŃii anaerobe (conŃinut mic de oxigen), activitatea microorganismelor poate produce cantităŃi importante de NO, N2O, NH3, CH4 şi H2S. Dizolvarea gazelor din aerul solului în soluŃia de sol este un proces important contribuind la ciclul elementelor chimice în mediul solului. DEGRADAREA SOLULUI Problemele legate de degradarea solului au prioritate ridicată; recent admisă de AgenŃia Europeană de Mediu (EEA, 1998).

Caracteristicile fizice ale solului pot fi afectate de diferite practici de management al solului: irigaŃii, canalizări, asanări, conducând la degradare.

Solul se degradează prin eroziune, deşertificare (aparitia deşertului) şi salinizare. Eroziunea. Când se îndepărtează biomasa multor plante eroziunea solului se

accentuează. Ca o consecinŃă a eroziunii crescute a solului, nu există destulă substanŃă organică care să pătrundă in sol pentru a menŃine o producŃie susŃinută a plantelor şi vegetaŃia începe să se degradeze.

Expresia "deşertificare" nu a fost folosită în mod critic şi cu definiŃie. Dezbaterea făcută pentru determinarea cauzelor deşertificării, şi anume efectele creşterii demografice sau a schimbărilor meteorologice este veche. Nu există înregistrări de date pe durată suficientă pentru a face distincŃie între fluctuaŃiile temporare, schimbări climatice sau nu şi modificări de lungă durată ale climei. Distrugerea vegetaŃiei, poate afecta condiŃiile climatice. Pe scară globală, ca rezultat al efectului de seră, a început încălzirea climei

Salinizarea este o cauză majoră a distrugerii fertilităŃii solului şi se reflectă într-o deteriorare accentuată a stocurilor de nutrienŃi. Salinizarea solului are mari repercursiuni economice şi sociale şi are un impact sever asupra nivelului de trai al populaŃiilor din zonele aride; cauzele salinizării sunt atât naturale cât şi antropogene.

PrecondiŃiile cele mai importante pentru apariŃia solurilor salinizate sunt în mineralizarea apei subterane, aproape de suprafaŃă. Prin evaporarea umidităŃii capilare a straturilor superioare ale solului, acesta devine succesiv mai salinizat. Un factor antropogen care contribuie la salinizare îl reprezintă practicile de irigaŃii diferite. Salinizarea antropogenă a solurilor distrugând fertilitatea lor este deseori rezultatul utilizării sărace a resurselor de pământ şi apă. COMPACTAREA SOLULUI

Compactarea (tasarea) solului este un proces care are consecinŃe pentru utilizarea lui. Porii solului sunt comprimaŃi prin traficul stradal, prin mişcarea utilajelor grele pe solul

17

cultivat. Prin compactarea solului, furnizarea oxigenului şi a apei este diminuată şi sunt favorizate reacŃiile de reducere ale: NO3

-, SO42-, CO2, H

+, Mn(IV), Mn(III), Fe(III). În mod normal, manganul există în sol sub forma MnO2. În condiŃii reducătoare se transformă în Mn2+, proces descris de ecuaŃia:

MnO2 + 4 H+ + e- ↔ Mn2+ + 2 H2O. Manganul este unul din elementele esenŃiale vieŃii, dar în concentraŃii mari manganul este toxic.

Compuşii Fe3+ se pot transforma în Fe2+ la valori obişnuite de pH, conform reacŃiei redată de ecuaŃia: Fe(OH)3 + 3 H+ + e- → Fe2+ + 3 H2O. Când cantitatea de fier disponibilă creşte considerabil, în condiŃii anaerobe, se poate manifesta toxicitatea fierului, fenomen care este întâlnit frecvent în orezării. Procesele de reducere demonstrează că fertilitatea solului scade în condiŃii anaerobe. ACIDIFIEREA SOLULUI

Acidifierea naturală a solului poate avea loc în timpul creşterii vegetaŃiei când plantele şi copacii, în procesul metabolic, formează compuşi cu caracter acid pentru a compensa consumul de nutrienŃi. În timpul descompunerii, ionii de hidrogen sunt folosiŃi şi valorile pH-ului încep să crească din nou.

Acidifierea artificială a solului poate avea loc ca o consecinŃă a practicilor forestiere şi de agricultură modernă, bazate pe retragerea recoltei şi replantarea imediată. În asemenea situaŃii, nu există timp suficient pentru refacerea solului, în termenii neutralizării pH-ului şi se produce o acidifiere graduală a solului.

In fiecare an, solurile primesc cantităŃi mari de deşeuri. Multe emisii de SOx şi NOx, ajung în sol ca acid sulfuric, respectiv, acid azotic. Creşterea graduală de azot, sub formă de acid azotic, ca depunere umedă poate avea efecte de fertilizare, stimulând creşterea vegetaŃei şi a copacilor. Totuşi, o supraîncărcare cu azot poate duce la saturarea cu azot a solului, când azotiŃii pot începe să percoleze în apele de adâncime şi de suprafaŃă.

Un alt efect al depunerii acide şi ulterior încărcării crescute de nutrienŃi, a materialelor organice şi elementelor în urme este eutrofizarea accelerată a cursurilor de apă, a lacurilor etc.

Acidifierea solurilor conduce la schimbări în proprietăŃile chimice ale acestuia. O caracteristică tipică este pierderea nutrienŃilor cationici, ca potasiu, calciu şi magneziu, când poate fi observată o scădere semnificativă a pH-ului solului.

În timpul acidifierii, există de asemenea un risc crescut pentru mobilizarea humusului şi a metalelor grele.

La valori scăzute ale pH-ului, viteza de eliberare a cadmiului şi a manganului creşte considerabil, determinând migrarea lor în apa de adâncime, prezenŃa lor constituind un potenŃial pericol pentru acvifer, în special pentru furnizarea de apă potabilă.

CantităŃile mari de aluminiu toxic nu sunt eliberate in mod egal în toate solurile în procesul de acidifiere, deoarece nu toate solurile conŃin aceeaşi cantitate de minerale cu conŃinut de aluminiu. Cănd solurile sunt foarte acide, aluminiul este în concentraŃii foarte mari datorită echilibrului de adsorbŃie dintre speciile Al3+ şi suprafeŃele rădăcinilor încărcate negativ (Stumm, 1985).

Valorile pH-ului au şi alte consecinŃe pentru sol. Valori mici ale pH-ului inhibă dezvoltarea microorganismelor, fungii fiind printre organismele păgubite ale solului; ele sunt asociate cu rădăcinile plantelor şi le susŃin pe acestea în procesul de captare de minerale. Distrugerea microorganismelor scade capacitatea solului de a respira. METALE GRELE IN SOL

O posibilă poluare a solului cu metale grele poate fi determinată de infiltraŃiile apelor provenite din furtuni puternic contaminate. InvestigaŃii făcute timp de câteva decade, pentru un sistem de infiltraŃii de suprafaŃă pe un studiu de câmp care a receptat apă de ploaie de pe

18

străzi cu trafic mare a arătat o creştere semnificativă a concentraŃiilor Cu, Zn, Cd şi Pb în straturile solului (Mikkelsen şi colab., 1997, Dalea si Manea, 2002).

ConŃinutul excesiv de elemente toxice în mediu este asociat cu etiologia unui număr mare de boli. Decontaminarea solurilor de poluanŃi priveşte principalele Ńări industrializate.

Metalele grele şi compuşii lor reprezintă problema principală pentru caracterizarea poluării solului din punct de vedere al mediului înconjurător.

Primul mod de abordare pentru evaluarea poluării este • determinarea concentraŃiei totale de metale; • evaluarea biodisponibilităŃii lor este necesară pentru a avea cunoştinŃe corecte

în ceea ce priveşte evaluarea riscului (Gagliano-Candela, 2000; Guardia, 1998; Dalea si Manea, 2002).

Parametrii solului care influenŃează mobilitatea metalelor grele sunt. • potenŃialul redox, pH-ul, capacitatea de schimb cationic.

Aceşti parametri determină solubilitatea şi capacitatea de adsorbŃie a solurilor. Solul este caracterizat prin

• concentraŃia în metale grele (care depinde de tipul solului şi de compaziŃia lui) şi prin

• contaminarea solului cu aceste metale, furnizate de activitatea umană. Plumbul prezintă o tendinŃă pronunŃată pentru acumulare în sol din cauza mobilităŃii

minime chiar la valori scăzute ale pH-ului. • In solul cu conŃinut de fosfat, plumbul formează depuneri greu

solubile de fosfaŃi de plumb (Pb3(PO4)2, Pb4O(PO4)2, Pb5(PO4)3OH). • În solurile cu conŃinut de carbonat se formează carbonatul de

plumb (PbCO3). În condiŃii de reducere se formează sulfura de plumb (PbS). • Nivele ridicate ale poluării cu plumb se semnalează în vecinătatea

zonelor industriale şi a incineratoarelor de deşeuri, de unde se elimină pulberi în suspensie. Deoarece plantele sunt mai rezistente la plumb decât oamenii, trebuie să se evite contaminarea alimentelor din zonele prea puternic poluate cu plumb.

ConcentraŃiile cadmiului depind de originea geologică a materialului din sol, de textura acestuia, de intensitatea proceselor de degradare, de substanŃa organică şi de alŃi factori.

Acumularea cadmiului în sol se datorează parŃial activităŃilor industriale şi poate fi explicată prin compoziŃia şi originea geologică a materialului rocilor.

Cadmiul intră în sol în cantităŃi mai mici decât plumbul şi poate ajunge în sol prin aer. El poate proveni din gazele de incinerare şi din fertilizatori pe bază de fosfat.

• În soluri acide cu pH < 6, Cd este foarte mobil şi nu se acumulează. • Compuşii Cd cu acizii humici sunt puŃin stabili. • În mediu reducător şi în prezenŃa ionului sulfat se formează CdS.

Cuprul este mai mobil decât Cd şi solubilitatea lui creşte la pH < 5. Deşi Cu se numără printre elementele în urme necesare vieŃii, în cazul

• Plantelor, la cantităŃi de 20 mg/kg material uscat se produc efecte toxice. • Ionii de cupru sunt toxici pentru microorganisme în concentraŃii de aproximativ 0,1

mg/l. Zincul este unul dintre metalele cele mai mobile din sol. Solubilitatea zincului în sol creşte în special la pH < 6. La pH mai mare şi în prezenŃa

fosfaŃilor, zincul alocat plantelor poate fi redus semnificativ. Procesul dependent de pH al adsorbŃiei pe argilă şi pe diferiŃi oxizi constituie cel mai semnificativ proces regulator pentru disponibilitatea Zn in soluri. În ceea ce priveşte riscul asupra mediului şi asupra lanŃului trofic cauzat de zinc rămâne o întrebare deschisă deoarece deficienŃa zincului în

19

dietă poate fi o problemă. Mai mult, se pare că zincul joacă un rol important în controlul fixării cadmiului în solurile contaminate cu Cd, când raportul Zn : Cd este mai mare de 100.

În procesul de monitorizare a calităŃii solului, determinarea calitativă şi cantitativă a poluanŃilor se realizează prin tehnici instrumentale, printre care: - spectrometria de masă; - spectrometria de absorbŃie atomică; - voltametria de redizolvare (stipping) (Guardia, 1998, Dalea si Manea, 2002).

S-a dedus că reŃelele neurale pot fi considerate ca instrument pentru prezicerea analizei spaŃiale a proceselor care controlează transferul metalelor cu sistemul sol-plantă. Calculul neural poate suporta procese de luare de decizii la diferite nivele, pentru îmbunătătirea managementului recoltei bazat pe date de monitorizare şi evaluarea riscului de transfer a metalelor din sol la plante (Dalea si Manea, 2002). 1. BIOREMEDIEREA – DEFINIłIE

Bioremedierea este înŃeleasă, după definiŃia generală, ca fiind utilizarea organismelor vii (microorganisme, plante etc.) pentru a ameliora şi restaura starea ecologică a unui substrat poluat sau degradat (zonă, teren, acvifer etc.) la parametrii de calitate mai buni, favorabili vieŃii, nedăunători, nepoluanŃi sau pentru a reveni, a-l readuce la starea de mai înainte.

Bioremedierea este o tehnologie modernă de tratare a poluanŃilor care utilizează factori biologici (microorganisme) pentru transformarea anumitor substanŃe chimice în forme finale mai puŃin nocive/periculoase, în mod ideal, la CO2 şi H2O, care sunt netoxice şi sunt eliberate în mediu fără a modifica substanŃial echilibrul ecosistemelor. Bioremedierea se bazează pe capacitatea unor compuşi chimici de a fi biodegradaŃi. Conceptul de biodegradare este acceptat ca o însumare a proceselor de descompunere a unor constituenŃi naturali sau sintetici, prin activarea unor tulpi de microorganisme specializate având drept rezultat produşi finali utili sau acceptabili din punct de vedere al impactului asupra mediului (Pamfil, 2011). Exemplu de bioremediere: tratarea biologică a apelor reziduale, a apelor de canalizare prin utilizarea organismelor vii pentru a le readuce la situaŃia originală.

În ultimele decenii, termenul bioremediere este utilizat într-un mod mai specific, ce se reflectă prin cele două definiŃii specifice:

•••• Utilizarea de organisme vii pentru a degrada poluanŃii mediului, pentru a preveni poluarea sau în procesul de tratare a deşeurilor (Atlas,1995);

•••• Aplicarea tratamentelor biologice pentru curăŃirea, decontaminarea şi degradarea substanŃelor periculoase (Cookson, 1995, citat de Ball, 2002).

2. AVANTAJELE BIOREMEDIERII SoluŃionarea pe cale biotehnologică a problemelor de poluare, prin metodele de bioremediere, are avantajul că:

Procedeele biotehnologice de tratare a efluenŃilor toxici intră în competiŃie cu metodele existente sub aspectul eficacitaŃii şi eficienei economice. Metodele biotehnologice de tratare a deşeurilor toxice au rolul de a înlocui metodelor actuale de

• necesită un nivel moderat de capital de investiŃie, • prezintă siguranŃă pentru mediu, • nu genereaza deşeuri şi • sunt autosustenabile.

20

depozitare şi detoxificare a noilor compuşi xenobiotici (realizaŃi de om). Este important însă să se limiteze generarea de deşeuri periculoase şi nepericuloase, precum şi să se utilizeze metodele de reciclare.

Alte avantaje ale bioremedierii faŃă de alte tehnologii (Cookson 1995, citat de Ball, 2002) • Poate fi realizată pe sit („on site") • Eliminare permanentă a deşeurilor (limitarea problemelor de conformare) • Pozitivă din punct de vedere al acceptării publice • Perturbare minimă a sitului • Elimină costurile de transport şi pentru conformare • Poate fi combinată cu alte tehnologii de tratare

Bioremedierea oferă, în multe cazuri, o soluŃionare permanentă a problemei, şi este eficientă din punct de vedere al costurilor.

ComparaŃie intre costurile de bioremediere şi costurile metodelor

tradiŃionale utilizate in mod obişnuit pentru îndepărtarea poluanŃilor (costurile sunt in USD/yard cubic) (Cookson, 1995, citat de Ball, 2002)

Metoda Anul I Anul II Anul III Incinerare 530 Nu Nu Solidificare 115 Nu Nu Ingropare 670 Nu Nu DesorbŃie

termică 200 Nu Nu

Bioremediere 175 27 20 1 yd³ = 0.76455m³

Bioremedierea ajută la reducerea costurilor pentru tratare prin:

1. Tratarea contaminării pe loc. 2. Profitarea de procese naturale. 3. Reducerea perturbării mediului.

1. Tratarea contaminării pe loc. Cea mai mare parte a costului este asociată cu tehnologiile traditionale de curăŃire legate de îndepărtarea fizică şi depozitarea solurilor contaminate. Întrucât bioremedierea poate fi realizată pe loc („in situ") prin adăugarea de nutrienŃi la solurile contaminate, aceasta nu determină costuri de îndepărtare - depozitare. 2. Profitarea de procese naturale. La unele situri, procesele microbiene naturale pot îndepărta contaminantii prezenŃi, chiar fară intervenŃia omului. În astfel de cazuri unde bioremedierea (atenuarea naturală a poluării) este adecvată, se pot realiza reduceri substantiale ale costurilor. 3.Reducerea perturbării mediului. Bioremedierea reduce la minimum perturbarea sitului comparativ cu tehnologiile conventionale, costurile pentru post-tratare putând fi substanŃial diminuate.

• Bioremedierea este in general mai eficientă din punct de vedere al costurilor decât cele două metode care sunt larg utilizate, respectiv îngroparea sau incinerarea (Ball, 2002).

21

3. TEHNOLOGII IMPLICATE IN BIOREMEDIERE. BIODEGRADAREA. BIOSTIMULAREA. BIOAMPLIFICARE. BIORESTAURARE

O serie de termeni specifici sunt utilizaŃi pentru a descrie activitatea microorganismelor şi căile prin care ele sunt utilizate în bioremediere:

Biodegradarea este ruperea sau fragmentarea unui compus sau a unei substanŃe realizată de către organisme vii, bacterii sau fungi, care pot fi indigene în zona respectivă sau pot fi introduse.

Biostimularea este metoda prin care populaŃiile de microorganisme, naturale sau introduse, sunt îmbunătăŃite prin adaosuri de nutrienŃi, inginerie sau alte lucrări de pregătire a unei zone. Aceasta măreşte viteza proceselor naturale de remediere.

Bioamplificare (bioaugmentation) este metoda prin care sunt adăugate organisme vii specifice pe un sit sau pe un material pentru a realiza un anumit efect de bioremediere dorit.

Biorestaurare este restaurarea stării originale sau a unei stări apropiate de cea originală prin utilizarea de microorganisme vii.

Tehnologiile de bioremediere se pot aplica pe loc („in situ") sau „ex situ„ (prin transportarea substratului poluat la instalaŃii speciale de tratare).

Tehnologia utilizată pentru tratarea unui sit poluat este dependentă de sit şi de poluant. Fiecare tratament de bioremediere este specific în functie de sit. Diferitele tratamente de bioremediere „in situ"se leagă de un număr de tehnologii:

Bioremedierea in situ (ISB) Bioremedierea in situ accelerată Atenuarea naturală monitorizată

BIOREMEDIEREA IN SITU (ISB) este utilizarea de microorganisme pentru a degrada contaminanŃii pe loc („in situ") în scopul producerii unor compuşi finali nepericuloşi.

• Bioremedierea „in situ" este aplicată pentru degradarea contaminanŃilor în soluri, în zonele nesaturate şi saturate, în apele subterane.

• Tehnologia a fost dezvoltată ca find mai puŃin costisitoare, mai eficientă faŃă de metodele standard de pompare şi tratare utilizate pentru depoluarea acviferelor şi a solurilor contaminate cu solvenŃi cloruralŃi, hidrocarburi petroliere, explozibili, nitraŃi şi metale toxice.

• Bioremedierea in situ are avantaje cum ar fi : • distrugerea completă a contaminanŃilor, • riscuri mai mici pentru muncitorii de pe sit • costuri mai scăzute pentru instalaŃii şi operare.

Bioremedierea in situ poate fi clasificată în functie de metabolism sau în funcŃie de gradul de intervenŃie umană. Cele două tipuri de metabolism sunt metabolismul aerob şi metabolismul anaerob. Tipul de metabolism pentru un anumit sistem ISB va fi stabilit ca Ńintă în funcŃie de tipul de contaminanŃi care trebuiesc distruşi.

• Unii contaminanŃi sunt degradaŃi pe cale aerobă, (de exemplu hidrocarburile petroliere) • alŃii pe cale anaerobă (de exemplu, tetraclorura de carbon), • în timp ce alŃi contaminanŃi pot fi biodegradaŃi atât pe cale aerobă, cât şi pe

cale anaerobă (de exemplu, tricloretena). Bioremedierea in situ accelerată

• se face prin adăugarea de substrat sau nutrienŃi la un acvifer pentru a stimula creşterea unui consorŃiu de bacterii. Bacteriile Ńintă sunt indigene, însă se pot

22

introduce în acvifer şi culturi îmbogăŃite de bacterii (din alte situri) care sunt deosebit de eficiente în degradarea unui anumit contaminant (bioamplificare).

• Bioremedierea „in situ" accelerată este utilizată acolo unde se doreşte o creştere a vitezei de biotransformare a contaminantului, viteza putând fi limitată de lipsa nutrienŃilor necesari, de lipsa donorilor sau acceptorilor de electroni.

• Tipul de amendament necesar depinde de metabolismul Ńintă şi de contaminantul urmărit. Bioremedierea „in situ" aerobă poate să necesite doar un adaos de oxigen (acceptor de electroni), pe când cea anaerobă poate să necesite atât adaosul de donori de electroni (ex. lactat, benzoat), cât şi de acceptori de electroni (ex. nitrat, sulfat). In special solventii cloruraŃi necesită adesea adaos de substrat de carbon pentru a stimula declorurarea reducătoare.

• Scopul urmărit in tehnologia de bioremediere „in situ" accelerată este de a creşte cantitatea de biomasă in interiorul acviferului contaminat şi, prin aceasta, obŃinerea unei biodegradări eficiente a contaminantului dizolvat si absorbit.

ATENUAREA NATURALĂ MONITORIZATĂ • Atenuarea naturală monitorizată (bioremedierea intrinsecă) este o altă metodă

de aplicare a bioremedierii “in situ”. O componentă a atenuării naturale este utilizarea microorganismelor indigene pentru a degrada contaminanŃii implicatŃi, fară intervenŃia omului (fară adaosuri de nutrienŃi).

• Implementarea atenuării naturale presupune o bună cunoaştere a sitului si o monitorizare pe termen lung.

• Cunoaşterea sitului implică o caracterizare privind extinderea poluării şi caracteristicile acviferului. Aceste informaŃii pot fi apoi utilizate pentru a elabora un model predictiv de transport pentru prevedea pericolul poluării şi când contaminanŃii vor afecta receptorii vizaŃi.

• Monitorizarea pe termen lung este utilizată pentru a evalua pericolul şi transportul contaminanŃilor in comparatie cu cele previzionate. Modelul de transport poate fi apoi redefinit pentru a obtine predictii mai bune.

Procesele de atenuare naturala a poluarii se desfăşoară în mod normal pe toate siturile însă gradul de eficientă al acestora este diferit si depinde de tipurile şi concentratiile de contaminanŃi prezenti şi de caracteristicile fizice, chimice si biologice ale solului şi ale apei subterane. Procesele de atenuare naturală pot reduce riscul potenŃial pe care-l reprezintă contaminanŃii sitului, această diminuare a riscului realizându-se prin următoarele trei căi:

1 . C o n ta mi n a n t ul p o a te f i c o n ve r t i t i n tr -o fo r ma l i ps i t ă de to x ic i ta t e pr i n pro c e se d i s tr uc t i ve : b i o deg r a dar e a s a u t r a n s for mă r i a b i o t i c e .

2 . N i ve le l e de e x p u n er e p o te nt i a l ă p o t f i re d use p r i n s că der e a co nce n tr a Ń i i l or ( ca ur ma re a pr oc e se l or d i s tr uc t i ve s a u p r i n d i l uŃ ie ş i d i s pe rs i e ) .

3 . M o bi l i t a te a ş i b i o di s po n i b i l i ta te a c o n ta mi n a n tu lu i p o t f i re d use pr i n s or bŃ i e pe p ar t i c u le l e de so l sa u de r oc ă .

Utilizarea pentru un anumit sit a bioremedierii ”in situ” accelerate sau a

atenuării naturale va depinde de însuşirile acviferului, de concentraŃiile contaminantilor chimici, de scopul proiectului de remediere şi de aspectele economice ale fiecărei opŃiuni.

23

Viteza de degradare a contaminantului este, mai mică în cazul atenuării naturale decât la bioremedierea activă din cauza concentratiei de bacterii care este mult mai mare în bioremedierea accelerată, iar viteza de biodegradare este proportională cu cantitatea de biomasă. Astfel, atenuarea naturală necesită, de regulă, o perioadă lungă de timp pentru a deveni completă. Bioremedierea “in situ” accelerată este, de regulă, o solutie mai rapidă dar necesită investiŃii mai mari in materiale, echipamente şi manoperă (Ball, 2002). Avantajele bioremedierii in situ • Contaminantii pot fi complet transformati in substante total inofensive (ex. apă, dioxid de carbon, etan). • Bioremedierea „in situ" accelerată poate realiza o tratare volumetrică, prin care se tratează atât partea dizolvată cât şi cea sorbită a contaminantului. • Durata necesară pentru tratarea prin bioremediere „in situ" a poluării situată sub suprafata solului poate să fie adesea, mai rapidă decât dacă se utilizează tehnologiile de pompare-tratare. • Bioremedierea „in situ" costă adesea mai puŃin decât alte optiuni de remediere.

• Aria zonei de tratare la utilizarea bioremedierii poate fi mai mare decât in cazul utilizării altor tehnologii de remediere, întrucât tratarea urmează mişcarea acviferului şi poate atinge zone care, altfel, ar rămâne inaccesibile.

Limitări ale bioremedierii „in situ" • In funcŃie de particularitatea sitului, unii contaminanti ar putea să nu fie complet transformaŃi in compuşi inofensivi. • Dacă in procesul de biotransformare se formează produşi intermediari, aceştia ar putea fi uneori mai toxici sau mai mobili decât compusul parental. • Unii contaminanti nu pot fi biodegradati (prezintă recalcitranŃă la biodegradare).

• Dacă este aplicată în mod inadecvat, sondele de injectie se pot colmata ca urmare a creşterii microbiene intense datorită adaosurilor de nutrienti, donori sau/şi acceptori de electroni. • Bioremedierea „in situ" accelerată este dificil de aplicat în acviferele cu permeabilitate scăzută întrucât transportul nutrientilor este limitat. • Metalele grele şi concentratiile toxice de compuşi organici pot inhiba activitatea microorganismelor indigene.

Bioremedierea „in situ" necesită, in mod normal, o populaŃie de microorganisme aclimatizate, care nu pot fi dezvoltate pentru deşeurile recente sau pentru compuşii recalcitranŃi.

Avantaje ale atenuării naturale monitorizate: • generarea unui volum mai mic de deşeuri, diminuarea potentialului de transfer prin mediu a contaminantilor asociati, in mod normal, de tratamentele „ex situ" şi un risc diminuat

pentru expunerea fiintelor umane la mediul contaminat. • Perturbare mai mica întrucât necesită putine instalatii de suprafată. • Posibilitate de aplicare pe întregul sit sau numai pe o parte a acestuia, in funcŃie de condiŃiile sitului şi de obiectivele de decontaminare. • Poate fi utilizată in combinatie cu alte măsuri de remediere (activă), sau în completarea acestora. • Costuri de remediere mai scăzute decât cele legate de remedierea activă.

Dezavantaje ale atenuării naturale monitorizate • Poate necesita o perioadă mai lungă de timp pentru realizarea obiectivelor de remediere, in comparatie cu remedierea activă. • Studierea şi caracterizarea sitului poate fi mai complexă şi mai costisitoare.

24

• Toxicitatea produşilor de transformare poate fi mai mare decât a compusului parental. • In general, va fi necesară o perioadă lungă de monitorizare. • Poate fi necesară asigurarea unui control institutionalizat pentru protectia pe termen lung. • Există posibilitatea unei migrari continue a contaminantului şi a transferului său prin mediu. • Conditiile hidrologice şi geochimice care fac posibilă atenuarea naturală, se pot modifica in timp, ceea ce ar putea produce o remobilizare a contaminantilor stabilizati anterior, cu impact negativ asupra eficacităŃii remedierii. • Sunt necesare eforturi mai mari in educatia şi pregătirea publicului pentru a câştiga acceptarea acestuia pentru atenuarea naturală monitorizată (Ball, 2002).

4. APLICAREA BIOREMEDIERII

Expansiunea rapidă şi complexitatea crescândă a industriei chimice din secolul trecut şi, în special în ultimii treizeci de ani, a avut ca rezultat o cantitate crescândă şi o complexitate tot mai mare a deşeurilor toxice efluente. În acelaşi timp, din fericire, autorităŃile în reglementare au acordat o atentie mai mare problemelor de poluare a mediului.

Companiile industriale au devenit mai atente la presiunea reglementărilor politice, sociale şi de mediu pentru a preveni deversarea efluenŃilor în mediul înconjurător. ImplicaŃiile incidentelor majore de poluare (ca de exemplu pata de petrol Exxon Valdez, dezastrul de la Union-Carbide (Dow) Rhopal, poluarea pe scară largă a fluviului Rin, deteriorarea progresivă a habitatelor acvatice şi a pădurilor de conifere din nord-estul SUA, Canada şi o parte din Europa sau scăpările de materiale radioactive în accidentul de la Cernobîl etc.) şi publicitatea masivă pe tema problemelor de mediu care au urmat acestora au scos puternic în lumină şi au adus în conştiinta publică potentialele rezultate pe termen lung ale dezastrelor.

Chiar admitând că politicile de mediu vor face eforturi continue în directia aplicării presiunilor asupra industriei pentru a reduce producŃia de deşeuri toxice, bioremedierea prezintă oportunităŃi pentru detoxificarea unui domeniu întreg de efluenŃi industriali

Bacteriile pot fi adaptate sau modificate pentru a produce anumite enzime care metabolizează componentele deşeurilor industriale care sunt toxice pentru alte vietuitoare şi de asemenea, se pot elabora noi căi de biodegradare a diferitelor deşeuri.

Dacă managementul deşeurilor însuşi este o industrie de sine stătătoare bine definită, genetica şi enzimologia pot foarte bine să o desăvârşească prin experienŃa de inginerie existentă în aceste domenii (Ball, 2002).

• Astfel se poate concluziona că bioremedierea se poate aplica la un domeniu larg de deşeuri chimice.

5. BIOREMEDIEREA HIDROCARBURILOR CLORURATE Hidrocarburile clorurate reprezintă unul din grupele cele mai comune de compuşi

care necesită tehnologii de bioremediere. Hidrocarburile clorurate pot fi supuse biotransformării prin trei mecanisme:

1.utilizarea compusului clorurat in calitate de acceptor de electron, 2.utilizarea compusului clorurat in calitate de donor de electron, sau 3.prin cometabolism (reacŃii care nu produc beneficiu microorganismelor). Pe un sit dat se pot realiza unul sau mai multe dintre aceste mecanisme.

1. ReacŃii ca acceptor de electron Utilizarea compuşilor clorurati ca acceptori de electroni a fost demonstrată

25

• în condiŃii nitrat - şi fier- reducătoare sau • în condiŃii sulfat - reducătoare şi metanogene (cu cele mai mari viteze de

biodegradare care afectează domeniul hidrocarburilor alifatice clorurate. Această modalitate de biotransformare

• realizează dehalogenearea reductivă şi • necesită o sursă adecvată de carbon (donor de electron) pentru creşterea

microbiană. Carbonul donor de electron poate proveni o din materia organică naturală, o din surse antropogene (de ex. contaminarea însoŃitoare cu hidrocarburi

petroliere), sau o din introducerea intenŃionată de carbon organic in interiorul

acviferului (de ex. la bioremedierea “in situ" accelerată) (Ball, 2002).

2. ReacŃii ca donor de electron În această situaŃie sursa, hidrocarbura clorurată este utilizată în calitate de substrat primar (donor de electron) şi microorganismul obŃine energia şi carbonul organic din această hidrocarbură clorurată.

• Aceasta se poate realiza in condiŃii aerobe şi în anumite condiŃii anaerobe. • Compuşii cloruraŃi mai puŃin oxidaŃi (ex. clorura de vinil-PVC, DCE, sau 1,2-

dicloretan) sunt mai favorabili pentru a se supune acestui mod de biotransformare. • Este de notat că hidrocarburile petroliere sunt biodegradate pe această cale

deoarece ele pot fi utilizate in calitate de sursă organică de carbon (Ball, 2002).

Notă: Terminologia donor/acceptor de electron dă o descriere mai explicită, decăt termenii „dehalogenare reducătoare", „declorurare directă" şi „substrat primar". În general, declorurarea reducătoare este procesul prin care un atom de clor este îndepărtat din compusul clorurat şi este înlocuit cu un atom de hidrogen. Declorurarea directă este de obicei asociată cu hidrocarbura clorurată, care actionează ca donor de electron. Substratul primar, de asemenea, se referă de obicei la donorul de electron.

3. Cometabolismul

Atunci când o hidrocarbură alifatică hiperclorurată este biodegradată prin cometabolism, degradarea este catalizată de o enzimă sau cofactor, produsă de către organisme pentru alte scopuri. Prin cometabolism:

• Microorganismele nu obtin nici un beneficiu cunoscut din degradarea compusului clorurat.

• Biotransformarea compusului clorurat poate să fie în acelaşi timp inhibitoare/vătămătoare pentru microorganisme.

Cometabolismul este cel mai bine cunoscut pentru mediile aerobe, însă el se poate realiza şi în condiŃii anaerobe (Ball, 2002).

6. BIOREMEDIEREA CA AFACERE

În ultimii ani, mai multe companii s-au hotărât să dezvolte şi să comercializeze tehnologiile de biodegradare. Existenta unor astfel de companii a devenit acum justificată din punct de vedere economic

• datorită creşterii explozive a costurilor tehnologiilor traditionale de

26

tratare, • datorită rezistentei crescânde a publicului faŃă de unele tehnologii

traditionale (începând de la cea de la Love Canal până la planurile incineratoarelor ENSCO din ultimii ani), şi

• datorită cerinŃelor tot mai exigente ale reglementărilor. Interesul mediului de afaceri comerciale în utilizarea microorganismelor

pentru detoxificarea efluentilor, solurilor, etc. este reflectat în „bioremediere" care a devenit un cuvânt comun în managementul deşeurilor.

Companiile care se specializează în bioremediere (=tehnologiile de biodegradare) trebuie să dezvolte o integrare viabilă a microbiologiei cu sistemele de inginerie. Un exemplu de companie de bioremediere este Envirogen (NJ) care a dezvoltat

• microorganisme ce degradează PCBs (policlorobifenili) şi care au o stabilitate şi o supravieŃuire bună în populaŃiile de organisme din sol; • a dezvoltat bacterii care există în mod natural şi care degradează tricloretilena (TCE) în prezenŃa toluenului, un solvent organic toxic care omoară multe alte microorganisme.

Un mare număr de astfel de companii poate fi găsit utilizând căutare WEB şi un cuvânt cheie (cum ar fi „bioremediation").

Microorganismele au fost aplicate cu succes şi pentru îndepărtarea scurgerilor de petrol de la Exxon Waldez. Unele specii de microorganisme pot utiliza petrolul ca sursă de hrană şi multe dintre acestea produc compuşi tensioactivi de suprafată, care pot emulsiona petrolul în apă şi pot facilita astfel îndepărtarea petrolului. Spre deosebire de surfactantii chimici, emulsificatorul microbian este netoxic şi biodegradabil.

S-au utilizat ,,fertilizatori" pentru a mări viteza de creştere a populaŃiei de bacterii indigene care pot degrada petrolul.

Utilizarea de microorganisme pentru bioremediere nu este limitată la detoxificarea compuşilor organici.

În multe cazuri pot fi utilizate microorganisme selectate pentru a diminua toxicitatea cationilor metalelor grele (cum ar fi seleniul) prin convertirea lor în forme mai puŃin toxice si mai putin solubile. Astfel bioremedierea apei de suprafaŃă cu o contaminare semnificativă de metale grele poate fi realizată (Ball, 2002). 7. EXEMPLE DE APLICARE REUŞITA A BIOREMEDIERII

In Hanahan, o suburbie liniştită a oraşului Charleston din Carolina de Sud, în 1975

o scurgere masivă dintr-un depozit militar a deversat aproximativ 5920 m3 de kerosen. Masurile imediate de recuperare şi izolare a scurgerii nu au putut să împiedice anumite patrunderi in solul nisipos permeabil care a atins nivelul apei freatice. Foarte curând apa din sol a leşiat unele substante toxice precum benzenul din solul saturat cu combustibil şi le-a transportat inspre zona rezidentiala. Prin 1985 contaminarea atinsese zona rezidentială care a fost pusă in faŃa unor probleme serioase de mediu. Indepărtarea solului contaminat era neaplicabilă din punct de vedere tehnic, iar indepartarea apei subterane contaminate nu rezolva sursa de contaminare.

Cum ar fi putut fi oprită apa subterană contaminată din scurgerea către zona rezidenŃială? O solutie posibilă era tehnologia de bioremediere. Studiile efectuate de U.S. Geological Survey (USGS) au arătat că microorganismele care sunt prezente în mod natural în sol au consumat in mod activ compuşii toxici derivati din combustibil transformându-i in dioxid de carbon lipsit de periculozitate. Mai mult,

27

aceste studii au aratat ca viteza biotransformărilor a putut fi mult mărită prin adaos de nutrienti. Prin “stimularea” comunitatii microbiene naturale ca urmare a adaosului de nutrienŃi, era teoretic posibil sa crească viteza de biodegradare şi prin urmare protejarea zonei rezidenŃiale de viitoarea contaminare. În 1992 această teorie a fost pusă in practică de către oamenii de ştiinŃă. Au fost introduşi nutrienti in solurile contaminate prin galerii de infiltrare, apa subterană contaminată a fost scoasă printr-o serie de puŃuri de extracŃie şi a inceput o activitate riguroasă de monitorizare a nivelelor de contaminare. Pe la sfârşitul anului 1993 contaminarea in zona rezidenŃială a fost redusă cu 75%. În imediata apropiere a galeriilor de infiltraŃie (sursele de nutrienŃi), rezultatele au fost chiar mai bune. Apa subterană care înainte continea mai mult de 5000 ppb toluen acum avea un nivel nedetectabil. Bioremedierea a functionat! Succesul proiectului de bioremediere de la Hanahan a fost rezultatul multor ani de eforturi intense ale unui mare număr de oameni de ştiintă.

La începutul anilor 1980 se cunoşteau puŃine despre CUM INTERACłIONEAZĂ DEŞEURILE TOXICECU HIDROSFERA.Această lipsă de cunoştinŃe a presupus eforturi deosebite pentru remedierea mediului contaminat in cadrul noii legislaŃii ,,Superfund" (Comprehensive Environmental Response, Compensation, and Liability Act). In faŃa acestei probleme Congresul a mandatat pe U.S. Geological Survey (USGS) să conducă un program pentru a rezolva această lipsă de cunoştinte. Prin acest program, cunoscut sub denumirea „The Toxic Substances Hydrology Program" au fost investigate sistematic cele mai importante CATEGORII DE DEŞEURI PE SITURI DIN STATELE UNITE.

Una dintre principalele revelaŃii ale acestui program a fost aceea că microorganismele din acviferele de mică adâncime diminuează periculozitatea şi transportul pentru aproape toate tipurile de substante toxice. Alte exemple de aplicare reuşita a bioremedierii:

• Scurgerea de Ńitei de la Bemidji, Minnesota În 1979 o conductă de transport ŃiŃei s-a spart şi a poluat acviferul de

dedesubt. USGS studiind situl au constatat că substanŃele toxice leşiate din ŃiŃeiul crud au fost degradate rapid de către populatiile microbiene naturale. In mod semnificativ s-a arătat că pata de contaminarea apei subterane şi-a oprit extinderea după numai câtiva ani întrucât viteza de degradare microbiană a egalat (a contrabalansat) viteza de leşiere a contaminantului. Aceasta a fost primul şi cel mai bine documentat exemplu de bioremediere intrinsecă în care procesele microbiene care se desfaşoară în mod natural remediază apa subterană contaminată fără interventia omului.

• Efluentul de canalizare de la Cape Cod, Massachusetts Depozitarea reziduurilor de canalizare în fose septice este o practică uzuală în

Statele Unite. Studiile sistematice pe o pată de efluent de canalizare la Rezervatia Militară din Massachusetts (Otis Air Force Base) au condus la obtinerea pentru prima oară a unor date ale măsurătorilor de laborator şi de teren cu privire la rapiditatea cu care populaŃiile microbiene naturale degradează poluarea cu nitrati (denitrificare) într-un acvifer de mică adâncime.

• Solventi clorurati, New Jersey Solventii clorurati sunt contaminanti foarte comuni în zona de nord-est puternic

industrializată. Datorită faptului că procesele lor metabolice sunt foarte adaptabile, microorganismele pot utiliza compuşii clorurati ca oxidanŃi atunci când nu au la dispoziŃie alti oxidanti. Astfel de transformări, care pot duce la remedierea naturală a contaminării cu solventi a apei subterane, au fost pe larg documentate de către USGS la Pacatinny Arsenal, New Jersey.

28

• Pesticide, Estuarul Golfului San Francisco Contaminarea cu pesticide a râurilor şi a fluviilor este un lucru întâlnit peste tot în Statele Unite. Studiile de laborator şi de teren în Sacramento River şi în San Francisco Bay au arătat efectele proceselor biologice şi nebiologice în degradarea pesticidelor utilizate în mod obişnuit cum ar fi molinat, thiobencarb, carbofuran şi metilparation.

• Chimicale agricole în zona centrală. Chimicalele agricole afectează din punct de vedere chimic calitatea apei subterane în multe state din vestul mijlociu. Studiile din această zonă au evidentiat traseul fertilizatorilor cu azot şi a pesticidelor în apele subterane şi de suprafată. Aceste studii au arătat că multi contaminanŃi obişnuiti cum ar fi erbicidul atrazina sunt degradaŃi prin procese biologice (degradare microbiană) şi nebiologice (degradare fotolitică).

• Contaminare cu gazolină, Galloway New Jersey Gazolina este probabil poluantul cel mai obişnuit al apei subterane în Statele Unite. Studiile efectuate pe acest sit au demonstrat degradarea microbiană rapidă a contaminantilor din gazolină şi au arătat importanta acestor procese în zona nesaturată (zona de deasupra pânzei de apă) în degradarea contaminantilor.

• Contaminare cu creosot, Pensacola, Florida Creosotul şi fenolii clorurati au fost larg utilizaŃi pentru tratarea lemnului în Statele

Unite. Contaminantii spălaŃi şi vehiculati în acvifer prin câteva iazuri au fost transportati în directia Golfului Pensacola. Studiile pe acest sit au demonstrat că microorganismele se pot adapta la conditii de substante chimice extrem de nocive şi că degradarea microbiană a restrâns migraŃia petei de contaminare. Aceste studii au contribuit la fundamentarea tehnică care a facut posibilă aplicarea bioremedierii la Hanahan.

TEHNOLOGII DE TRATARE A SOLULUI PRIN BIOREMEDIERE -TRATAMENTE BIOLOGICE IN SITU: BIOVENTILAREA, BIOAUGMENTAREA, FITOREMEDIEREA ÎN SOL BIOVENTILAREA

Se introduce oxigen în solurile contaminate nesaturate printr-o circulaŃie forŃată a aerului (extracŃie sau injecŃie cu aer) pentru a spori concentraŃia de oxigen şi pentru a stimula biodegradarea.

29

Bioventilarea

• este o tehnologie care stimulează biodegradarea naturală in situ a oricărui compus degradabil aerob prin furnizarea de oxigen microorganismelor existente în sol.

• FaŃă de extragerea vaporilor cu aspiraŃie, bioventilarea foloseşte fluxuri slabe de aer pentru a furniza oxigen suficient doar pentru susŃinerea activităŃii microbiene. Oxigenul este cel mai adesea aplicat prin injectare directă în poluanŃii reziduali din sol.

• Pe lângă degradarea reziduurilor de carburanŃi adsorbiŃi, • componenŃii volatili sunt biodegradaŃi pe măsură ce vaporii circulă încet

prin solul activ biologic. Aplicabilitate Bioventilarea este o tehnologie pe termen mediu şi lung. CurăŃarea poate dura de la câteva luni la câŃiva ani. Tehnicile de bioremediere prin bioventilare au fost folosite cu succes pentru

remedierea solurilor contaminate cu • hidrocarburi petroliere, • solvenŃi necloruraŃi, • anumite pesticide, • conservanŃi ai lemnului şi • alŃi compuşi chimici organici.

Bioremedierea poate fi folosită pentru a schimba starea de valenŃă a substanŃelor anorganice şi pentru a cauza

• adsorbŃia, asimilarea, acumularea şi concentrarea substanŃelor anorganice în micro sau macro-organisme. Aceste tehnici de bioremediere sunt promiŃătoare din perspectiva • stabilizării sau îndepărtării substanŃelor anorganice din sol, pe cand

biodegradarea nu poate degrada poluanŃii anorganici. Limitări. Printre factorii care pot limita câmpul de aplicare şi eficienŃa procedeului de

bioventilare se numără:

Rulotă de analize

Suflantă Controlul emisiilor

ReŃea de ventilare laterală

ReŃea de ventilare verticală

30

• Masa de apă la câŃiva decimetri de suprafaŃă, lentilele de sol saturat sau solurile cu permeabilitate scăzută reduc eficienŃa bioventilării.

• Vaporii se pot aduna în bazine aflate în raza de influenŃă a sondelor de injecŃie cu aer. Această problemă poate fi eliminată prin aspirarea aerului de lângă structura.

• Un grad scăzut de umiditate în sol poate limite biodegradarea şi eficienŃa bioventilării. • Este necesară monitorizarea gazelor reziduale la suprafaŃa solului. • Biodegradarea aerobă a anumitor compuşi cloruraŃi nu poate fi eficientă decât dacă

există un co-metabolit sau un ciclu aerob. • Temperaturile scăzute pot încetini remedierea, deşi s-au realizat remedieri de succes şi

în medii extrem de reci.

CondiŃionări. O bioventilare de succes se bazează pe îndeplinirea a 2 criterii de bază. • În primul rând, aerul trebuie să pătrundă în sol în cantitate suficientă pentru a menŃine

condiŃiile aerobe; iar • în al doilea rând, microorganismele care degradează natural hidrocarburile trebuie să

fie prezente în concentraŃii suficient de mari pentru a atinge procentele de biodegradare adecvate.

• Testele iniŃiale au drept scop atât determinarea permeabilităŃii solului, cât şi procentele de respiraŃie in situ.

• GranulaŃia solului şi umiditatea acestuia au o influenŃă importantă asupra permeabilităŃii gazelor din sol. Cea mai mare restricŃie în ceea ce priveşte permeabilitatea aerului este reprezentată de o umiditate excesivă a solului. CombinaŃia de pânze acvatice ridicate, umiditate înaltă şi soluri cu granulaŃie mică au împiedicat realizarea cu succes a bioventilării în anumite locaŃii.

• Printre proprietăŃile solului care au impact asupra activităŃii microbiene sunt pH-ul, umiditatea şi nutrienŃii de bază (azot şi fosfor) şi temperatura.

• S-a calculat că pH-ul optim din sol pentru activitatea microbiană se încadrează între 6 şi 8. • Umiditatea optimă se stabileşte pentru fiecare sol în parte. • Prea multă umiditate poate reduce permeabilitatea aerului şi descreşte capacitatea de transferare a

oxigenului. • O umiditate prea scăzută va împiedica activitatea microbiană. • Mai multe teste de bioventilare au indicat rate de biodegradare cu niveluri ale umidităŃii între 2% şi 5%

în funcŃie de greutate. Şi totuşi, în climate extrem de aride, este posibilă creşterea ratei de biodegradare prin irigaŃii sau umezirea prin aer injectat.

• PoluanŃii se degradează mai repede prin bioventilare în timpul verii, dar remedierea se poate produce şi la temperaturi de 0° C.

• Ratele de biodegradare ale hidrocarburilor se estimează întotdeauna pe baza procentelor de utilizare a oxigenului, presupunând că pierderea de oxigen se datorează mineralizării hidrocarburilor cu ajutorul microbilor.

• Oxigenul, ca acceptor final de electroni, foloseşte nu numai • la degradarea materiilor organice, dar şi la oxidarea compuşilor anorganici reduşi de

microorganisme care produc energie prin oxidarea chimică. • Se pot face şi teste de respiraŃie in situ. • Măsurarea utilizării oxigenului într-o zonă martor învecinată necontaminată foloseşte la stabilirea

reacŃiilor anorganice de oxidare. Atunci când se foloseşte împreună cu alŃi indicatori de creştere a activităŃii microbiene sau biodegradare, testele de respiraŃie pot furniza cel puŃin una din direcŃiile convergente în dovezile separate legate de biodegradarea documentată calitativ. Date de performanŃă. Bioventilarea a devenit o tehnologie comună, majoritatea

componentelor tehnice fiind deja disponibile. Bioventilarea primeşte multă atenŃie legată de remediere din partea comunităŃii de consultanŃi, mai ales în ceea ce priveşte folosirea acestei tehnologii împreună cu aspiraŃia vaporilor din sol (SVE). Ca şi în cazul tuturor tehnologiilor biologice, timpul necesar remedierii unui sit prin bioventilare depinde în mare măsură de caracteristicile solului şi proprietăŃile chimice ale mediului contaminat.

Costuri. Principalele elemente de cost sunt următoarele:

31

• Aria de suprafaŃă; contează numărul de puŃuri de injecŃie/extracŃie instalate. Numărul de puŃuri (şi costurile aferente) cresc proporŃional cu suprafaŃa.

• Tipul de sol; tipurile de sol cu conŃinut de nisip şi pietriş reduc costurile datorită numărului mai mic de puŃuri de injecŃie / extracŃie care trebuie instalate. PreŃuri indicative pentru bioventilare se încadrează între 25 - 200 Euro pe metru cub

de sol. Costurile pot fi influenŃate de tipul de sol şi de proprietăŃile chimice ale acestuia, tipul şi cantitatea de amendamente folosite, tipul şi dimensiunea contaminării.

BIOAUGMENTAREA

Bioaugmentarea este un proces în care microorganismele locale sau inoculate (cum ar fi ciupercile, bacteriile şi alŃi microbi) degradează (metabolizează) poluanŃii organici din sol şi /sau apele subterane şi neutralizează efectul lor nociv.

Activitatea microbilor care apar pe cale naturală este stimulată de soluŃiile apoase care circulă prin solurile contaminate şi care sporesc gradul de degradare biologică in situ a poluanŃilor organici sau imobilizarea celor anorganici. NutrienŃii, oxigenul şi alte amendamente pot fi folosite pentru creşterea bioremedierii şi desorbŃiei poluanŃilor din materiile subterane.

Bioaugmentarea in proces aerob În prezenŃa unei cantităŃi suficiente de oxigen (condiŃii aerobe) şi a altor elemente nutritive,

microorganismele vor transforma mulŃi poluanŃi organici în bioxid de carbon, apă şi mase de celule microbiene. Bioaugmentarea unui sol implică în mod normal percolarea sau injectarea apelor subterane sau apelor necontaminate amestecate cu nutrienŃi şi saturate cu oxigen dizolvat. Uneori se pot adăuga microorganisme aclimatizate (bio-augmentare) şi/sau alte surse de oxigen cum ar fi apa oxigenată. Irigarea prin infiltraŃii cu pulverizare se foloseşte regulat la solurile contaminate de mică adâncime, iar sondele de injecŃie pentru solurile contaminate adânci. Deşi bioremedierea in situ s-a dovedit de succes şi în climat rece, temperaturile scăzute încetinesc procesul de remediere. Se pot folosi la solurile contaminate cu temperatură scăzută straturi calde care acoperă suprafaŃa solului pentru a creşte temperatura acestuia şi viteza de degradare.

Bioaugmentarea in proces anaerob În absenŃa oxigenului (condiŃii anaerobe), poluanŃii organici se vor transforma în metan, mici cantităŃi

de bioxid de carbon şi cantităŃi infime de hidrogen. În condiŃii de reducere cu sulfaŃi, sulfatul se transformă în sulfură sau sulf elementar, iar în condiŃii de reducere cu nitraŃi se produce în final în hidrogen sulfurat.

PoluanŃii se pot degrada uneori în produse intermediare sau finale mai mult sau mai puŃin periculoase decât poluantul iniŃial. De exemplu, TCE (Tricloretilen) se poate biodegrada anaerob în clorura de vinil care este mai persistentă şi mai toxică. Pentru a evita astfel de probleme, majoritatea proiectelor de bioremediere se

Acvifer regional

Strat cu permeabilitate redusă

Sondă de monitorizare

Sondă de pompare a apelor subterane

Irigare prin pulverizare

Sonde de re-injectare a apelor subterane

Acvifer local

SuprafaŃa pânzei freatice

Roca de bază

Sol de umplutură

32

fac in situ. Clorura de vinil se poate degrada mai departe în condiŃii aerobe. Bioaugmentarea este o tehnologie pe termen lung care poate dura ani de zile pentru curăŃarea unei pene poluante.

Aplicabilitate. Tehnicile de bioremediere au fost folosite cu succes la • remedierea solurilor, a nămolurilor ; • remedierea apelor subterane poluate cu hidrocarburi petroliere, solvenŃi,

conservanŃi ai lemnului şi alŃi produşi chimici organici. • Bioremedierea este eficientă mai ales în remedierea contaminării reziduale

de nivel scăzut legate de îndepărtarea sursei de poluare. • Grupurile de poluanŃi care au fost tratate cel mai des sunt

• PAH, SVOC nehalogenaŃi (fără PAH), şi BTEX (Benzen, Toluen, Etilbenzen, Xilen -volatile organic compounds).

Tipurile de sit contaminat tratate cel mai des au fost poluate prin procese sau prin deşeuri rezultate din conservarea lemnului, rafinarea ŃiŃeiului şi refolosire.

• Conservarea lemnului implică folosirea creozotului care conŃine o concentraŃie mare de PAH şi alte SVOC nehalogenaŃi.

• În mod similar, rafinarea ŃiŃeiului şi procesele de refolosire se bazează în mod frecvent pe BTEX.

Dat fiind că grupurile de poluanŃi cel mai des trataŃi prin bioremediere sunt SVOC (PAH şi alte SVOC nehalogenaŃi), tratarea acestora cu tehnologii bazate pe volatilitate de genul SVE (aspiraŃia vaporilor din sol) s-ar putea dovedi dificilă.

Tratarea prin bioremediere • nu necesită în mod frecvent tratament termic, • implică puŃine elemente rentabile ca şi cost, cum ar fi nutrienŃii, şi • nu generează în mod normal reziduuri care cer alte tratamente sau eliminări. De

asemenea, atunci când se face in situ, • nu necesită excavarea mediului contaminat. • FaŃă de alte tehnologii, bioremedierea este avantajoasă ca preŃ în tratarea SVOC

nehalogenaŃi. Deşi bioremedierea nu poate degrada poluanŃii anorganici, poate în schimb fi folosită pentru a

schimba valenŃa substanŃelor anorganice şi cauza adsorbŃia, imobilizarea în particule de sol, precipitarea, asimilarea, acumularea şi concentrarea de substanŃe anorganice în micro- şi macroorganisme. Aceste tehnici se dovedesc promiŃătoare pentru stabilizarea sau îndepărtarea substanŃelor anorganice din sol.

Limitări. Printre factorii care împiedică aplicabilitatea şi eficienŃa procesului se numără: • Obiectivele legate de curăŃare nu pot fi atinse dacă masa de bază a solului împiedică

contactul poluant – microorganism. • CirculaŃia soluŃiilor apoase prin sol poate creşte mobilitatea poluanŃilor şi poate

necesita tratarea pânzei freatice din subteran. • Colonizarea preferenŃială cu microbi poate cauza înfundarea nutrienŃilor şi a sondelor de

injectare a apei. • Căile preferenŃiale de circulare pot reduce mult contactul dintre fluidele injectate şi

poluanŃi în toată zona contaminată. • Sistemul nu trebuie folosit pentru argila stratificată puternic sau pentru mediile

subterane eterogene din cauza limitelor de transfer ale oxigenului (sau a altui acceptor de electroni).

• ConcentraŃiile mari de metale grele, de substanŃe organice clorurate puternic, de catene lungi de hidrocarburi sau săruri anorganice pot fi toxice pentru microorganisme.

• Bioremedierea încetineşte la temperaturi scăzute. • ConcentraŃiile de apă oxigenată mai mari de 100-200 ppm în apele subterane

împiedică activitatea microorganismelor. • Un sistem de tratare a suprafeŃei cum ar fi striparea cu aer sau adsorbŃia de carbon poate

necesita tratarea apei subterane aspirate înainte de re-injectare sau îndepărtare.

33

MulŃi din factorii de mai sus pot fi controlaŃi acordându-se atenŃie deosebită bunelor practici tehnice. Durata tratamentului poate fi de 6 luni până la 5 ani şi depinde de factori specifici sitului respectiv. CondiŃionări. Trăsăturile principale ale poluanŃilor care trebuie identificate în studiile

de fezabilitate pentru bioaugmentare sunt • potenŃialul de infiltrare (de exemplu solubilitatea apei şi coeficientul de sorbŃia

al solului); • reactivitatea chimică a acestora (de exemplu tendinŃa către reacŃii nebiologice

cum ar fi hidroliza, oxidarea şi polimerizarea); şi, cel mai important, • gradul acestora de biodegradare.

Caracteristicile solului de stabilit includ • adâncimea şi zona de întindere a poluării, concentraŃia poluanŃilor, • tipul de sol şi proprietăŃile acestuia (de exemplu conŃinutul de substanŃe organice, textura, pH-ul,

permeabilitatea, capacitatea de reŃinere a apei, conŃinutul de umiditate, nivelul de nutrienŃi); • competiŃia pentru oxigen (de exemplu potenŃialul redox); • prezenŃa sau absenŃa substanŃelor toxice pentru microorganisme; • concentraŃia de alŃi acceptori de electroni, nutrienŃi; şi • capacitatea microorganismelor din sol de a degrada poluanŃii.

Testele de fezabilitate se fac pentru a stabili dacă bioaugmentarea este realizabilă în anumite condiŃii date şi pentru a stabili cadrul temporal al remedierii şi parametrii acesteia.

Testarea terenului se poate face pentru a se stabili raza de influenŃă şi spaŃierea sondelor precum şi pentru obŃinerea costurilor preliminare anticipate.

Date de performanŃă. Principalul avantaj al unui proces in situ este faptul că permite

tratarea solului fără excavarea şi transportarea acestuia, ceea ce nu deranjează activităŃile desfăşurate pe situl respectiv. Dacă bioaugmentarea poate atinge scopul de curăŃare într-un interval de timp compatibil, poate reduce semnificativ costurile fără excavare şi transportare. De asemenea, atât apele subterane contaminate cât şi solul pot fi tratate simultan, ceea ce reprezintă un alt avantaj din punct de vedere al costurilor. Procedeele in situ necesită în general perioade mai mari de timp, neexistând o certitudine cu privire la uniformizarea tratamentelor din cauza variabilităŃii inerente din sol, caracteristicile acviferului şi dificultăŃile legate de procesul de monitorizare. Procedeele de remediere pot dura uneori ani întregi în funcŃie mai ales de ratele de degradare ale poluanŃilor specifici, de caracteristicile sitului şi de climat. Ar putea fi nevoie de mai puŃin de un an pentru curăŃarea anumitor poluanŃi, în timp ce compuşii cu greutate moleculară mai mare au nevoie de mai mult timp pentru a se degrada.

Există riscul sporirii mobilităŃii poluanŃilor şi infiltrarea acestora în pânza freatică. Bioaugmentarea a fost selectată pentru acŃiuni corective şi de urgenŃă pe un număr mare de situri contaminate. În general, hidrocarburile petroliere pot fi bioremediate imediat la un cost relativ mic prin stimularea microorganismelor locale cu nutrienŃi.

Costuri. PreŃuri indicative pentru bioaugmentare se încadrează între 25 - 220 Euro pe

metru cub de sol. Costurile pot fi influenŃate de tipul de sol şi de proprietăŃile chimice ale acestuia, tipul şi cantitatea de amendamente folosite, tipul şi dimensiunea contaminării.

FITOREMEDIEREA ÎN SOL

Introducere. Fitoremedierea este un procedeu de folosire a plantelor pentru îndepărtarea, transferarea, stabilizarea şi distrugerea poluanŃilor din sol şi sedimente. PoluanŃii pot fi organici sau anorganici.

34

Descriere. Fitoremedierea este un procedeu de folosire a plantelor pentru îndepărtarea, transferarea, stabilizarea şi distrugerea poluanŃilor din sol şi sedimente. Mecanismele fitoremedierii includ biodegradarea avansată a rizosferei, fitoacumularea, fitodegradarea şi fitostabilizarea. Biodegradarea avansată a rizosferei

Biodegradarea avansată a rizosferei are loc în solul care înconjoară rădăcinile plantelor. SubstanŃele naturale eliberate de rădăcini furnizează microorganismelor nutrienŃi, ceea ce măreşte activitatea biologică a acestora. Rădăcinile plantelor afânează pământul şi apoi mor lăsând căi de circulare a apei şi de aerisire. Acest proces tinde să împingă apa către zona de suprafaŃă şi să usuce zonele saturate mai joase. Cea mai des folosită floră în proiectele de fitoremediere sunt plopii, deoarece aceşti arbori cresc repede şi pot supravieŃui în multe tipuri de climat. În plus, plopii pot trage cantităŃi mari de apă (faŃă de alte specii de plante) la trecerea acesteia prin sol sau direct din acvifer. Acest lucru înseamnă absorbirea unei cantităŃi mari de poluanŃi dizolvaŃi din mediile contaminate şi reducerea cantităŃii de poluanŃi împrăştiaŃi prin sau în afara solului sau acviferului.

Fitoacumulare Fitoacumularea reprezintă asimilarea poluanŃilor de către rădăcinile plantelor şi

mutarea / acumularea (fitoextracŃia) acestora în trunchi şi frunze. Fitodegradarea Fitodegradarea este metabolismul poluanŃilor în Ńesuturile plantelor. Plantele produc

enzime precum dehalogenaza şi oxigenaza care ajută la catalizarea degradării. InvestigaŃiile vor determina dacă compuşii aromatici şi cei cloruraŃi răspund la fitodegradare.

Fitostabilizarea Fitostabilizarea este un fenomen de producere de către plantă a compuşilor chimici

care servesc imobilizării poluanŃilor la contactul rădăcinilor cu solul. Aplicabilitate. Fitoremedierea se poate aplica pentru remedierea metalelor,

pesticidelor, solvenŃilor, ŃiŃeiului brut, PAH şi apelor de infiltraŃie din gropile de gunoi.

35

Unele specii de plante au capacitatea de a stoca metale în rădăcinile lor. Aceste plante pot fi transplantate pe siturile contaminate pentru a filtra metalele din apele reziduale. În momentul în care rădăcinile se încarcă cu poluanŃi de metal, aceste plante pot fi scoase. Plantele care acumulează cantităŃi mari pot îndepărta sau stoca cantităŃi semnificative de poluanŃi metalici.

În prezent, arborii sunt testaŃi pentru a se determina capacitatea acestora de îndepărtare a poluanŃilor organici din apa subterană, de translocare şi transpiraŃie şi posibila metabolizare a acestora in CO2 sau Ńesuturi vegetale.

Limitări. Fitoremedierea solului poate fi limitată de:

• Adâncimea zonei de tratare este determinată de plantele folosite în fitoremediere. În majoritatea cazurilor, acest procedeu poate fi folosit pe solurile de mică adâncime.

• ConcentraŃiile mari de substanŃe periculoase pot fi toxice pentru plante. • Comportă aceleaşi limite de transfer în masă ca alte biotratamente. • Uneori se poate face doar în anumite sezoane, în funcŃie de locaŃii. • Poate transfera poluanŃii între medii, cum ar fi de exemplu din sol în aer. • Nu este eficient pentru poluanŃii puternic absorbiŃi (cum ar fi PCB bifenili policlorurati)

şi cei absorbiŃi slab. • Toxicitatea şi biodisponibilitatea produşilor de degradare nu sunt întotdeauna

cunoscute. • Produşii pot fi mobilizaŃi în apele subterane sau bioacumulaŃi în animale.

CondiŃionări. Este nevoie de informaŃii detaliate pentru a determina tipurile de sol

folosit în proiectele de fitoremediere. Debitul, concentraŃiile care reduc oxigenul, creşterea rădăcinilor şi structura acestora afectează creşterea plantelor şi trebuie luate în considerare la implementarea fitoremedierii.

Date de performanŃă. Se fac în prezent mai multe demonstraŃii cu fitoremedierea (de

exemplu s-au plantat specii de stejar în mijlocul unei pene poluante cu TCE pentru a se evalua transpiraŃia TCE şi ratele de transformare ale TCE). Ratele de evaporare-transpiraŃie au fost măsurate în egală măsură. Acesta este un test pe termen lung cu privire la capacitatea arborilor de controlare a circulaŃiei apelor subterane.

Costuri. Elemente importante ale costurilor • Gradul de efort; zona contaminată influenŃează cel mai mult costurile. • Densitatea eşantionării; element de cost esenŃial pentru stabilirea costurilor legate de

mostre; poate fi direcŃionată prin cerinŃe reglementare. Analiză indicativă a costurilor. Fitoremedierea este un proces de remediere pe termen

lung. Costurile sunt cauzate în principal de procurarea plantelor, investiŃii legate de arbori cu costuri de testare şi eşantionare ulterioare. Costurile pot varia de la 10 Euro pentru un sit uşor contaminat până la 150 Euro pentru un sit dificil, pe metrul cub tratat.

2. BIOTEHNOLOGII DE TRATARE A SOLULUI PRIN BIOREMEDIERE: TRATAMENTE BIOLOGICE EX SITU:

BIOPILE, COMPOSTING, CULTIVAREA PĂMÂNTULUI (inclusiv excavare) BIOPILE

36

Solurile excavate sunt amestecate cu amendamente şi plasate în incinte la suprafaŃă. Este un proces de composting cu movile statice aerisite în care compostul este ridicat în grămezi şi aerisit cu suflante sau pompe de vid.

Descriere. Tratamentul biopile este o tehnologie la scară largă prin care solurile excavate sunt amestecate cu amendamente şi plasate în zone de tratare care includ sisteme de colectare a apelor de infiltraŃie şi unele forme de aerisire. Este folosită pentru reducerea concentraŃiilor de componenŃi petrolieri din solurile excavate cu ajutorul biodegradării. Umiditatea, căldura, nutrienŃii, oxigenul şi pH-ul pot fi controlate pentru stimularea biodegradării.

Zona de tratament va fi în general acoperită sau păstrată cu un liner impermeabil pentru a reduce la minim riscurile de scurgere a poluanŃilor pe solul necontaminat. Sistemul de în sine poate fi tratat într-un bioreactor înainte de reciclare. Furnizorii au dezvoltat nutrienŃi brevetaŃi şi formule aditive, precum şi metode de încorporare a formulelor în sol pentru a stimula biodegradarea. Formulele sunt de obicei modificate de la sol la sol.

Movilele şi grămezile de sol au prevăzut de obicei un sistem de distribuire a aerului îngropat în subteran pentru a permite trecerea aerului prin sol ori prin vid, ori prin presiune pozitivă. Movilele de sol pot avea în acest caz o înălŃime maximă de 2-3 metri. Aceste movile pot fi acoperite cu plastic pentru a controla împrăştierea, evaporarea şi volatilizarea şi pentru a stimula încălzirea solară. În cazul în care în sol există VOC care se va evapora în aer, aerul care este emanat de sol poate fi tratat pentru a îndepărta sau distruge VOC înainte de intrarea în atmosferă.

Biopile este o tehnologie pe termen scurt care poate dura de la câteva săptămâni la

câteva luni. OpŃiunile de tratare includ procese statice cum ar fi prepararea straturilor de tratare, a celulelor de biotratament, a movilelor de pământ şi composting-ul.

Aplicabilitate. Tratarea de tip biopile a fost aplicată pentru • VOC nehalogenaŃi, • hidrocarburilor din carburanŃi. • VOC halogenaŃi, • SVOC,

Pompă pneumatică de transferare a nămolului / sedimentelor

Nămol / sedimente

Nămol / sedimente poluate

Utilaje excavare / amestec

Echipament de transport / screening

Parte frontală Etape de pregătire

NutrienŃi

Apă de reciclare

Haldă de sol contaminat

Bazin de reŃinere

Drenare

Aspersor

Sol contaminat

Sol tratat

Strat impermeabil

37

• pesticidele pot fi de asemenea tratate, dar eficienŃa procesului va varia şi poate fi aplicabil doar la câŃiva compuşi din cadrul acestor grupuri de poluanŃi.

Limitări. Printre factorii care pot limita aplicabilitatea şi eficienŃa procesului se numără: • Este necesară excavarea solurilor contaminate. • Testarea gradului de tratare trebuie efectuată în vederea determinării biodegrabilităŃii

poluanŃilor, oxigenarea adecvată şi ratele de încărcare a nutrienŃilor. • Procesele în fază solidă au o eficienŃă probabilă asupra componenŃilor halogenaŃi şi s-ar

putea dovedi ineficiente în degradarea produşilor din transformarea explozivilor. • Grămezile de dimensiuni similare necesită mai mult timp pentru a fi curăŃate decât

procesele în faza de nămol. • Procedeele de tratare statică pot rezulta într-un tratament mai puŃin uniform decât

procesele care implică amestecare periodică. CondiŃionări. Primii paşi în pregătirea unui proiect bine argumentat pentru biotratarea

solurilor contaminate includ: • Caracteristicile sitului. • Mostre de sol şi caracteristici. • Caracteristicile poluanŃilor. • Studii de laborator şi/sau de tratare pe teren. • Teste pilot şi/sau demonstraŃii pe teren.

Caracteristicile sitului, solului şi poluanŃilor servesc la: • Identificarea şi cuantificarea poluanŃilor. • Determinarea necesarului de amendamente organice şi anorganice. • Identificarea posibilelor probleme legate de securitate. • Determinarea necesităŃilor privind excavarea, eşafodarea şi mutarea solului contaminat. • Determinarea disponibilităŃii şi locaŃiei utilităŃilor (electricitate şi apă).

Studiile de laborator sau studiile de fezabilitate pe teren sunt necesare pentru identificarea: • Amestecurilor de amendament care promovează cel mai bine activitatea microbiană. • Posibilii produşi toxici derivaŃi din degradare. • Reducerea procentuală şi limita scăzută a concentraŃiei de poluanŃi care poate fi

realizată. • Rata posibilă de degradare.

Date de performanŃă Tratarea de tip biopile a fost demonstrată pe mai multe situri poluate cu carburanŃi. Costuri. Costurile depind de poluanŃi, de procedura care se va aplica, nevoie de

tratament suplimentar sau post-tratament şi necesitatea echipamentului de controlare a aerului. Biopilele sunt destul de simple şi necesită puŃin personal pentru întreŃinere şi manevrare. Costurile indicative tipice cu un strat şi un liner pregătit se încadrează între 35 Euro şi 100 Euro pe metru cub.

COMPOSTING Solul contaminat este excavat şi amestecat cu materiale de umplutură şi amendamente

organice cum ar fi resturile de lemn, fân, îngrăşăminte naturale şi deşeuri de plante (de exemplu cartofi). Selectarea amendamentelor potrivite asigură porozitatea suficientă şi oferă un echilibru între carbon şi azot pentru a promova activitatea microbiană termofilă.

38

Descriere Composting-ul este un proces biologic controlat prin care poluanŃii organici (de

exemplu PAH) sunt transformaŃi de microorganisme (în condiŃii aerobe şi anaerobe) în produşi derivaŃi inofensivi, stabilizaŃi. În mod normal, condiŃiile termoelectrice (54 la 65 °C) trebuie menŃinute pentru a îngrăşa corespunzător solul contaminat cu poluanŃi organici periculoşi. Temperaturile ridicate rezultă din căldura produsă de microorganisme în timpul degradării materiilor organice din deşeuri. În majoritatea cazurilor, acest lucru se realizează pin folosirea microorganismelor locale. Solurile sunt excavate şi amestecate cu materiale de umplutură şi amendamente organice cum ar fi talaşul, deşeuri animale şi vegetale, în vederea creşterii porozităŃii amestecului care va fi descompus. EficienŃa maximă la degradare se realizează prin menŃinerea oxigenării (cum ar fi întoarcerea zilnică a brazdelor), a irigaŃiilor dacă este cazul, şi monitorizarea atentă a umidităŃii din sol şi a temperaturii.

Există 3 tipuri de procese folosite în composting: îngrăşarea movilelor statice aerisite (compostul se ridică în grămezi şi de aeriseşte cu suflante sau pompe de aspiraŃie), prin composting în vase agitate mecanic (compostul este plasat în vasul reactorului unde este amestecat şi aerisit), şi composting-ul pe brazde (compostul este plasat în movile lungi cunoscute sub numele de brazde şi care sunt amestecate periodic cu echipamente mobile). Îngrăşarea pe brazde este considerată de obicei drept cea mai rentabilă opŃiune de composting din punctul de vedere al costului. În acelaşi timp, poate prezenta şi cele mia mari erupŃii trecătoare. Dacă în sol sunt prezenŃi VOC sau SVOC, ar putea fi necesară controlarea gazelor reziduale.

Aplicabilitate. Procesul de composting se poate aplica la solurile poluate cu compuşi organici biodegradabili. Composting-ul aerob, termofil se poate folosi la solurile contaminate cu PAH. Orice material sau echipament folosit în composting este disponibil pe piaŃă.

Limitări. Printre factorii care pot limita aplicabilitatea şi eficienŃa procesului se numără: • Este necesar un spaŃiu mare. • Este necesară excavarea solurilor contaminate care poate cauza emisii necontrolate de

VOC. • Composting-ul duce la o creştere în volum a materialului din cauza adăugării de

amendamente. • Deşi nivelurile de metal pot fi reduse prin diluare, metalele grele nu pot fi tratate prin

această metodă. ConcentraŃiile mari de metale grele pot fi toxice pentru microorganisme.

Excavare şi ecranare soluri

Alcătuire de brazde / amendamente sol

Răsturnarea periodică a brazdelor

Monitorizare brazde

Analizare compost Desfacerea brazdelor şi dispunere

39

CondiŃionări. Printre datele specifice necesare pentru evaluarea procesului de

composting se numără concentraŃia poluanŃilor, necesităŃile de excavare, disponibilitatea şi costul amendamentelor necesare pentru amestecul de compost, spaŃiul necesar pentru tratament, tipul de sol şi reacŃia poluanŃilor la composting.

Date de performanŃă. Composting-ul pe brazde a fost demonstrat ca o tehnologie

eficientă pentru tratarea solurilor contaminate cu substanŃe explozive. Necesarul de echipamente simple combinat cu aceste rezultate de performanŃă fac din această tehnologie o poŃiune atractivă din punct de vedere economic şi tehnic.

Costuri. Costurile pot varia în funcŃie de cantitatea de sol care trebuie tratată, partea de

sol din compost, disponibilitatea amendamentelor, tipul de poluant şi tipul de proiect de proces folosit. Această evaluare vizează costurile de îngrăşare a solurilor contaminate cu ajutorul brazdelor. Costul furnizării unei baze de tratare cu colectarea apelor de infiltraŃie poluate sunt incluse.

Elementele principale de cost sunt: • Tipul poluantului este elementul cheie în determinarea costurilor de composting. • Tipul de sol / conŃinutul organic total (TOC); solurile cu densitate mai mare (în general,

nisipurile de granulaŃie mică şi pietrişul) costă mai puŃin la composting, în timp ce solurile cu TOC mai ridicat ar necesita mai multe cheltuieli. Densitatea influenŃează masa solului de tratat, iar procentajul de TOC indică nivelul de contaminare. Costurile depind de poluanŃi, de procedura care se va aplica, nevoie de tratament

suplimentar sau post-tratament şi necesitatea echipamentului de controlare a aerului. Biopilele sunt destul de simple şi necesită puŃin personal pentru întreŃinere şi manevrare. Costurile indicative tipice cu un strat şi un liner pregătit se încadrează între 35 Euro şi 100 Euro pe metru cub.

CULTIVAREA PĂMÂNTULUI Solul contaminat, sedimentele sau mâlul se excavează, se aplică în straturi aliniate care

se întorc periodic sau sunt arate pentru aerisirea solului.

Lizimetru cu cupă poroasă

Arare pentru aerisire

Sol contaminat

Bermă

Colectare şi tratare ape de infiltraŃie (opŃional)

PuŃuri control pânză freatică

40

Descriere. Cultivarea terenului este o tehnologie de bioremediere folosită la scară largă care implică de obicei instalarea de conducte şi alte metode pentru controlarea scurgerii poluanŃilor, ceea ce necesită excavarea solurilor contaminate. Mediile poluate se aşează în straturi aliniate care se întorc periodic sau care se ară pentru aerisirea solului.

CondiŃiile solului sunt deseori controlate pentru a se optimiza rata de degradare a poluanŃilor. CondiŃiile controlate în mod normal includ: • ConŃinutul de umiditate (de obicei prin irigaŃie sau pulverizare). • Aerisire (prin arături la intervale determinate, solul fiind amestecat şi aerisit). • pH (limitat în jurul pH-ul neutru prin adăugarea de piatră de var spartă sau agrocalcar). • Alte amendamente (cum ar fi materiale de umplutură pentru sol, nutrienŃi, etc).

Mediile poluate se tratează de obicei în ridicături de până la 0,50m grosime. La atingerea nivelului dorit de tratare, ridicătura este îndepărtată şi se construieşte o alta. Este recomandată îndepărtarea doar a vârfului ridicăturii remediate şi adăugarea noii ridicături prin adăugarea de mai mult material contaminat la materialul rămas şi amestecarea acestora. Acest fapt duce la imunizarea noului material adăugat cu o cultură microbiană care degradează activ şi poate reduce timpii de tratare.

Tratarea terenurilor este o tehnologie de bioremediere folosită la scară largă prin care solurile contaminate sunt întoarse (prin arare de exemplu) şi lăsate să interacŃioneze cu solul şi climatul de la situl respectiv. Solul, climatul şi activitatea biologică interacŃionează dinamic ca un sistem unitar, degradând, transformând şi imobilizând constituenŃii de poluare.

Un sit de tratare a terenului trebuie administrat competent pentru a preveni problemele atât pe sit cât şi în afara acestuia legate de apele subterane, apele de suprafaŃă sau poluarea aerului. Se cer măsuri suplimentare de precauŃie legate de monitorizare şi mediu.

Cultivarea pământului este o tehnologie pe termen mediu şi lung. Aplicabilitate. Cultivarea ex situ a pământului a fost testată cu succes în tratarea

hidrocarburilor petroliere. Dat fiind că hidrocarburile mai uşoare şi mai volatile cum ar fi benzina sunt tratate cu succes prin procese care se bazează pe volatilizare (cum ar fi aspiraŃia vaporilor din sol), folosirea tehnologiei de remediere în discuŃie se limitează de obicei la hidrocarburi mai grele. Ca o formulă aproximativă, cu cât greutatea moleculară este mai mare (PAH), cu atât este mai mică rata de degradare, iar cu cât un compus este mai clorurat şi mai nitrat, cu atât mai dificil este de degradat. PoluanŃii trataŃi cu succes prin cultivarea pământului sunt motorina, combustibili lichizi grei, mâl uleios, deşeuri rezultate din conservarea lemnului (PCP şi creozot), resturi de cocs şi unele pesticide.

Limitări. Printre factorii care pot limita aplicabilitatea şi eficienŃa procesului se numără: • Este nevoie de un spaŃiu larg. • CondiŃiile care influenŃează biodegradarea poluanŃilor (temperatura, căderea ploilor) nu

pot fi controlate, ceea ce prelungeşte durata de finalizare a remedierii. • PoluanŃii anorganici nu vor fi degradaŃi. • PoluanŃii volatili, de exemplu solvenŃii, trebuie trataŃi în prealabil deoarece s-ar putea

evapora în atmosferă şi produce poluare. • Controlarea prafului trebuie luată în considerare, mai ales în timpul arăturilor şi a altor

operaŃiuni de manevrare a materialelor. • InstalaŃiile de monitorizare a scurgerilor trebuie ridicate şi controlate. • Topografia, eroziunea, climatul, stratigrafia solului şi permeabilitatea acestuia pe sit

trebuie evaluate pentru a se stabili proiectarea optimă a instalaŃiei.

41

CondiŃionări. Trebuie analizate în prealabil următoarele aspecte legate de poluanŃi: tipurile şi concentraŃiile acestora, profilul de adâncime şi repartizare, prezenŃa poluanŃilor toxici, prezenŃa VOC şi cea a poluanŃilor anorganici cum ar fi metalele. Trebuie analizare înainte de implementare următoarele caracteristici ale sitului şi solului: trăsături geologice de suprafaŃă (topografia şi stratul vegetal), caracteristicile geologice şi hidrogeologice din subteran, temperatura, precipitaŃiile, viteza şi direcŃia vânturilor, disponibilitatea apei, tipul şi textura solului, umiditatea acestuia, conŃinutul de materii organice din sol, capacitatea de schimbare de cationi, capacitatea de reŃinere a apei, conŃinutul de nutrienŃi, pH-ul, temperatura atmosferică, permeabilitatea şi microorganismele (populaŃiile de degradare prezente pe sit).

Date de performanŃă. Au fost folosite numeroase operaŃiuni la scară largă, mai ales pentru nămoluri produse de industria petrolieră. Ca şi în cazul altor tratamente biologice, cultivarea pământului în condiŃii adecvate poate transforma poluanŃii în substanŃe inofensive. EficienŃa îndepărtării acestora depinde în orice caz de tipul de poluant şi de concentraŃiile acestora, de tipul solului, temperatură, umiditate, ratele de încărcare cu reziduuri, frecvenŃa de aplicare, aerisire, volatilizare şi alŃi factori.

Costuri. Pot fi întâlnite diverse tipuri de costuri: Costul indicativ pentru pregătirea stratului de bază (tratarea şi plasarea ex situ a solului pe un liner pregătit): 30 Euro 30 pe metru cub pentru un sit de dimensiuni mari li 65 Euro pentru unul de dimensiuni mici.

9. BIOTEHNOLOGII DE TRATARE A APELOR SUBTERANE IN-SITU.

TRATAMENTE BIOLOGICE IN SITU: BIOAUGMENTARE, ATENUAREA NATURALĂ CONTROLATĂ, FITOREMEDIEREA

BIOAUGMENTARE

Rata de bioremediere a poluanŃilor organici cu ajutorul microbilor este augmentată de

creşterea concentraŃiei de acceptori de electroni şi de nutrienŃii din pânza freatică. Oxigenul

este principalul acceptor de electroni pentru bioremedierea aerobă. NitraŃii servesc ca

acceptor de electroni opŃional în condiŃii anoxice.

42

Bioaugmentarea este un proces în care microorganismele locale sau inoculate (cum ar fi ciupercile, bacteriile şi alŃi microbi) degradează (metabolizează) poluanŃii organici din sol şi /sau apele subterane.

Bioremedierea este un proces prin care se încearcă accelerarea biodegradării naturale prin furnizarea de nutrienŃi, acceptori de electroni şi microorganismele capabile să degradeze care pot de asemenea să limiteze conversia rapidă a poluanŃilor organici în produse finale inofensive.

Sporirea oxigenului se poate realiza ori prin barbotarea de aer sub masa de apă sau circularea apei oxigenate (H2O2) prin toată pânza freatică din zona contaminată. În condiŃii anaerobe, nitraŃii circulă prin toată pânza freatică din zona contaminată pentru a stimula bioremedierea. În plus, produsele oxigenate în fază solidă (cum ar fi compuşii care eliberează oxigen) pot fi folosiŃi pentru augmentarea oxigenului şi sporirea ratei de biodegradare.

Sporirea oxigenului prin barbotarea cu aer

Barbotarea de aer sub masa de apă creşte concentraŃia de oxigen din pânza freatică şi măreşte rata de degradare biologică a poluanŃilor organici cu ajutorul microbilor care apar natural. (Striparea VOC augmentată cu barbotarea cu aer). Barbotarea de aer sporeşte de asemenea amestecarea în zona saturată, ceea ce duce la lărgirea contactului dintre pânza freatică şi sol. Lipsa de dificultate şi costurile reduse de instalare a unor puncte de injectare a aerului de diametre mici permite o flexibilitate considerabilă în proiectarea şi montarea unui sistem de remediere. Augmentarea oxigenului prin barbotarea cu aer se foloseşte în mod normal împreună cu SVE sau bioventilarea pentru a stimula îndepărtarea componenŃilor volatili vizaŃi. S-a dovedit că în condiŃii aerobe combustibilul se degradează rapid, dar succesul tehnologiei este adesea limitat de inabilitatea de a furniza suficient oxigen în zonele poluate ca rezultat al solubilităŃii scăzute a oxigenului în apă şi datorită faptului că oxigenul este consumat rapid de microbii aerobi. Un sistem care combină oxigenul / nitraŃii poate

Sondă de injecŃie Ape subterane contaminate

Pompă submersibilă

Zonă saturată

Zona vados

PuŃuri de extracŃie apa subterană

Suflantă cu aer

Tratare sau eliminare sau reîncărcare

Ajustare nutrienŃi Ajustare pH

43

suplimenta necesarul de oxigen decât să îl înlocuiască, permiŃând benzenului să se biodegradeze în condiŃii microaerofile.

Aceste tehnologii se pot clasifica în tehnologii pe termen lung care pot necesita câŃiva ani pentru curăŃarea unei pene poluante.

Aplicabilitate. PoluanŃii vizaŃi prin procesele de biodegradare augmentată sunt VOC şi SVOC nehalogenaŃi şi combustibilii. Asupra pesticidelor se va aplica cu limitare. Augmentarea nitraŃilor a fost folosită iniŃial pentru remedierea apelor subterane poluate cu BTEX.

Limitări. Printre factorii care pot limita aplicabilitatea şi eficienŃa procesului se numără: • Dacă subteranul este eterogen, este dificil să se furnizeze soluŃia de nitrat pe fiecare

porŃiune din zona contaminată. Zonele cu permeabilitate ridicată vor fi curăŃate mult mai rapid deoarece debitele apelor subterane sunt mai mari.

• Trebuie creat un sistem de circulare a apelor subterane astfel încât poluanŃii să nu scape din zonele de biodegradare activă.

• Dat fiind că barbotarea cu aer sporeşte presiunea în zonele nesaturate, vaporii se pot acumula în bazine care constituie în general zone de presiune scăzută.

• Multe state interzic injectarea de nitraŃi în pânza freatică deoarece nitraŃii sunt reglementaŃi prin normele privind apa potabilă.

• Ar putea fi necesar un sistem de tratare a suprafeŃei cum ar fi striparea cu aer sau adsorbŃia de carbon, în vederea tratării apelor subterane extrase înainte de re-injectare sau evacuare. CondiŃionări. Trebuie analizate înainte de proiectarea sistemului permeabilitatea

acviferului, hidrologia sitului, conŃinutul de oxigen dizolvat, pH-ul, şi adâncimea, tipul, concentraŃia, condiŃiile redox, temperatura, biodegrabilitatea poluanŃilor şi prezenŃa unei populaŃii de microorganisme capabile de biodegradare.

Date de performanŃă. Ca şi în cazul altor procese de biodegradare in situ, succesul acestei tehnologii depinde în mare măsură de proprietăŃile solului şi biodegrabilitatea poluanŃilor. Această tehnologie foloseşte aceleaşi concepte ca şi bioventilarea, cu excepŃia faptului că aerul este injectat sub masa apei subterane pentru a stimula remedierea pânzei freatice.

Costuri. Costurile vor fi influenŃate de natura şi adâncimea poluanŃilor, de folosirea bioaugmentării şi/sau de surplusul de nitraŃi şi de ratele de pompare ale apelor subterane. Pentru augmentarea oxigenului cu barbotarea de aer, costurile tipice indicative variază între 10 Euro şi 25 Euro pe m3 de sol contaminat tratat. ATENUAREA NATURALĂ CONTROLATĂ

Procesele naturale de la suprafaŃă—cum ar fi diluarea, volatilizarea, biodegradarea, adsorbŃia şi reacŃiile chimice cu materiile din subteran – pot facilita reducerea concentraŃiilor de poluanŃi la niveluri acceptabile.

44

Procesele naturale de la suprafaŃă—cum ar fi diluarea, volatilizarea, biodegradarea, adsorbŃia şi reacŃiile chimice cu materiile din subteran – pot facilita reducerea concentraŃiilor de poluanŃi la niveluri acceptabile. Atenuarea naturală nu este o "tehnologie" în sine şi există destule polemici între experŃii tehnici cu privire la folosirea ei pe siturile contaminate. Alegerea acestei opŃiuni implică de obicei modelarea şi evaluarea ratelor de degradare ale poluanŃilor şi căilor de poluare şi estimarea concentraŃiilor de poluanŃi la punctele de receptare din amonte, mai ales dacă o pană poluantă încă se extinde / migrează. Obiectivul primar al modelării sitului este demonstrarea faptului că procesele naturale de degradare a poluanŃilor vor reduce concentraŃiile de poluant sub standardele reglementare sau nivelurile bazate pe risc înainte de terminarea căilor de poluate potenŃiale. În plus, monitorizarea pe termen lung trebuie efectuată pe tot parcursul procesului pentru a confirma că degradarea are loc la ratele conforme obiectivelor de curăŃare vizate.

Atenuarea naturală nu este sinonimă cu "lipsă de acŃiune" deşi este percepută deseori în acest mod.

În comparaŃie cu alte tehnologii de remediere, atenuarea naturală prezintă următoarele avantaje: • Generarea sau transferul scăzut de poluanŃi pentru remediere; • Mai puŃin deranjantă dat fiind că necesită puŃine structuri la suprafaŃă; • Se poate aplica pe tot sau doar pe o parte din situl contaminat, în funcŃie de condiŃiile

sitului şi obiectivele de curăŃare; • Atenuarea naturală poate fi folosită împreună cu sau ca o urmare a altor metode active

de remediere; • Costul total va fi probabil mai mic decât remedierea activă.

Aplicabilitate. PoluanŃii vizaŃi prin atenuarea naturală sunt VOC şi SVOC şi hidrocarburile petroliere. Combustibilii şi VOC halogenaŃi sunt de obicei evaluaŃi pentru atenuarea naturală. Pesticidele pot fi în egală măsură atenuate natural, dar procesul se poate dovedi mai puŃin eficient şi poate fi aplicat doar unor compuşi din grup. În plus, atenuarea naturală poate fi potrivită pentru unele metale atunci când procesele de atenuare naturală

Senzor electronic pentru apă

PuŃ de monitorizare ermetic Senzor învelitoare / clopot

45

rezultă în schimbarea stării de valenŃă a metalului care rezultă în imobilizare (de exemplu cromul).

Limitări. Printre factorii care pot limita aplicabilitatea şi eficienŃa procesului se numără: • Datele folosite ca parametri informaŃionali pentru modelare trebuie adunate. • Produşii intermediari din degradare pot fi mai mobili şi mai toxici decât poluantul

iniŃial. • Atenuarea naturală nu este potrivită dacă există riscuri iminente în legătură cu situl

respectiv. • PoluanŃii pot migra înainte de a se degrada. • Pot fi instituite controale instituŃionale, iar situl nu poate fi refolosit până ce nivelurile

de poluanŃi nu sunt reduse. • Dacă există produşi liberi, vor trebuie îndepărtaŃi. • Unele materii anorganice pot fi imobilizate, cum ar fi mercurul, dar nu pot fi degradate. • Monitorizare pe termen lung şi costuri aferente. • Sunt necesare perioade mai mari de timp pentru realizarea remedierii, în comparaŃie cu

remedierea activă. • CondiŃiile geologice şi hidrochimice compatibile cu atenuarea naturală se pot schimba

în timp şi pot duce la o nouă mobilitate a poluanŃilor stabilizaŃi anterior, având un impact advers asupra eficienŃei remedierii;

• Mai multe raze de acŃiune pot fi necesare pentru a obŃine acceptul publicului în legătură cu atenuarea naturală. CondiŃionări. Mărimea degradării poluanŃilor depinde de o serie de parametri cum ar fi

tipurile şi concentraŃiile de poluanŃi, temperatura, umiditatea şi disponibilitatea nutrienŃilor / acceptorilor de electroni (oxigenul, nitraŃii). Deşi există mulŃi prestatori care efectuează modelarea, testarea şi analizarea mostrelor necesare atenuării naturale, evaluarea acesteia nu este întotdeauna corectă şi cere expertiză în mai multe sectoare tehnice printre care microbiologia / bioremedierea, hidrogeologia şi geochimia. Atunci când sunt disponibile, informaŃiile care trebuie obŃinute din revizuirea datelor se referă la: • Datele privind calitatea solului şi apelor subterane:

o Distribuirea pe 3 dimensiuni a poluanŃilor reziduali, liberi şi în faza dizolvată. Distribuirea poluanŃilor reziduali şi liberi se va face pentru stabilirea zonei de sursă a penei poluante în fază dizolvată.

o Date istorice de calitate a apei care indică variaŃii ale concentraŃilor de poluanŃi de-a lungul timpului.

o ProprietăŃile chimice şi fizice ale poluanŃilor. o Datele geochimice de evaluare a potenŃialului de biodegradare a poluanŃilor.

• Localizarea receptorilor potenŃiali: o PuŃurile de apă subterană o Puncte de descărcare a apei la suprafaŃă. Durata de exploatare şi întreŃinere este stabilită pe baza evaluării atenuării naturale şi

a cerinŃelor reglementare. Se estimează continuarea procesului timp de câŃiva ani pânî la atingerea nivelurilor dorite de degradare.

Date de performanŃă. Atenuarea naturală a fost aplicată la mai multe situri. Costuri. Există costurile legate de modelare şi monitorizare. Modelarea stabileşte dacă atenuarea naturală este o variantă de remediere potrivită. Cele mai mari costuri asociate atenuării naturale provin din necesităŃile de monitorizare care include două părŃi mari – caracterizarea sitului şi monitorizarea performanŃei. Caracterizarea sitului determină

46

dimensiunea poluării şi ratele de degradare a poluanŃilor. Monitorizarea performanŃei urmăreşte migrarea poluanŃilor, degradarea şi stadiul de curăŃare. FITOREMEDIEREA

Fitoremedierea este un set de procese care utilizează plantele pentru a îndepărta, transfera, stabiliza şi distruge poluanŃii organici /anorganici din pânza freatică, apele de suprafaŃă şi apele de infiltraŃie.

Fitoremedierea este un set de procese care folosesc plantele pentru curăŃarea poluanŃilor din apele subterane şi de suprafaŃă (vezi şi Fitoremedierea pentru sol). Plantele pot fi folosite în mai multe moduri pentru fitoremediere, printre care biodegradarea avansată a rizosferei, controlul hidraulic, fitodegradarea şi fitovolatilizarea.

Biodegradarea avansată la nivelul rizosferei Biodegradarea avansată a rizosferei are loc în solul care înconjoară rădăcinile

plantelor. SubstanŃele naturale eliberate de rădăcini furnizează microorganismelor nutrienŃi, ceea ce măreşte activitatea biologică a acestora. Rădăcinile plantelor afânează pământul şi apoi mor lăsând căi de circulare a apei şi de aerisire. Acest proces tinde să împingă apa către zona de suprafaŃă şi să usuce zonele saturate mai joase.

Controlul hidraulic În funcŃie de tipul de arbore, de climat şi sezon, arborii pot acŃiona ca nişte pompe

organice atunci când rădăcinile lor ajung la masa apei şi stabilesc o reŃea deasă de rădăcini care absorb o cantitate mare de apă.

Fitodegradarea Fitodegradarea este metabolismul poluanŃilor în Ńesuturile plantelor. Plantele produc

enzime precum dehalogenaza şi oxigenaza care ajută la catalizarea degradării. Se fac cercetări pentru a stabili dacă atât compuşii aromatici cât şi cei cloruraŃi alifatici răspund la fitodegradare.

Fitovolatilizarea Fitovolatilizarea se produce la plantele care absorb apă cu conŃinut de poluanŃi

organici şi eliberează poluanŃii în atmosferă prin intermediul frunzelor. Plantele pot de asemenea să rupă poluanŃii organici şi să elibereze produşii rezultaŃi în atmosferă.

Poluant

Fragmente

Noi fibre vegetale

Poluant

Enzime

47

Aplicabilitate. Fitoremedierea poate fi folosită pentru curăŃarea poluanŃilor organici din apele de suprafaŃă, pânza freatică, apele de infiltraŃie şi apele reziduale industriale şi urbane. Plantele mai produc şi enzime cum ar fi dehalogenaza şi oxigenaza care ajută la catalizarea degradării.

Limitări. Fitoremedierea solului poate fi limitată de: • Se limitează la solurile de mică adâncime, la cursuri de apă şi apele subterane. • ConcentraŃiile mari de substanŃe periculoase pot fi toxice pentru plante. • Comportă aceleaşi limite de transfer în masă ca alte biotratamente. • CondiŃiile climatice şi sezoniere pot afecta sau împiedica creşterea plantelor, pot încetini

activităŃile de remediere sau prelungi durata de timp necesară. • Poate transfera poluanŃii între medii, cum ar fi de exemplu din sol în aer. • Nu este eficientă pentru poluanŃii puternic absorbiŃi (cum ar fi PCB) şi cei absorbiŃi

slab. • Va necesita probabil o suprafaŃă largă de teren pentru remediere. Nu sunt întotdeauna cunoscute toxicitatea şi biodisponibilitatea de degradare a produşilor. Produşii pot fi mobilizaŃi în pânza freatică sau bioacumulaŃi în animale. Sunt necesare cercetări mai extinse pentru a determina soarta diverşilor componenŃi din ciclul metabolic al plantelor pentru a asigura că deşeurile din plante şi produsele fabricate din plante nu aduc un aport de produse chimice sau toxice în lanŃul alimentar sau nu cresc riscul de expunere al publicului larg.

CondiŃionări. Este nevoie de informaŃii detaliate pentru a determina tipurile de sol folosit în proiectele de fitoremediere. Debitul, concentraŃiile care reduc oxigenul, creşterea rădăcinilor şi structura acestora afectează creşterea plantelor şi trebuie luate în considerare la implementarea fitoremedierii.

Date de performanŃă. Se folosesc plopi pentru reŃinerea unei pene poluante cu TCE din apele subterane. S-a constatat că TCE se degradează în Ńesuturile plopilor. Aceşti arbori au pompat o cantitate suficientă de apă pentru a produce un con de depresiune care limitează extinderea penei de TCE.

Costuri. Elemente principale de cost • Scara activităŃilor; zona contaminată afectează costurile în primul rând • Mărimea arborilor (vârsta) contează la stabilirea costurilor.

Fitoremedierea este relativ simplă şi necesită mai multă muncă la început. Este o tehnologie de remediere pe termen lung care implică mai mult monitorizare după plantare. Costurile indicative tipice sunt de 5 - 18 Euro/m2 . 9. BIOTEHNOLOGII DE TRATARE A APELOR SUBTERANE EX-SITU. TRATAMENTE BIOLOGICE A APELOR EX SITU: BIOREACTORI, MLAŞTINI AMENAJATE BIOREACTORI

PoluanŃii din apa subterană extrasă sunt puşi în contact cu microorganisme în reactori biologici ataşaŃi sau suspendaŃi. La sistemele suspendate cum ar fi nămolul activat, apa subterană contaminată este circulată printr-un bazin de aerisire. La sistemele fixate cum ar fi contractorii biologici rotativi şi biofiltrele, microorganismele sunt stabilizate pe un suport inert.

48

Bioreactorii degradează poluanŃii din apă cu microorganisme prin sisteme biologice fixare sau

suspendate. În sistemele de creştere suspendate precum nămolul activat, straturile fluidizate sau reactorii secvenŃial cu sarcini discontinue, apa contaminată este circulată printr-un bazin de aerisire în care o populaŃie microbiană degradează aerob materiile organice şi produce CO2, H2O, şi celule noi. Celulele formează un mâl care se stabilizează într-un decantor şi se poate recicla către bazinul de aerisire sau evacua. În sistemele fixare de acumulare, cum ar fi bioreactorii cu peliculă fixaŃi în amonte, contractorii biologici rotativi sau filtrele percolatoare, microorganismele se stabilesc pe un suport inactiv pentru a degrada aerob poluanŃii din apă.

O metodă promiŃătoare include folosirea suporturilor active (carbon activ de exemplu care adsoarbe poluantul şi îl eliberează încet către microorganisme pentru degradare). PopulaŃia de microbi poate rezulta fie din sursa de contaminare sau din inocularea de organisme specifice unui poluant. Alte aplicaŃii includ ecosistemele de mlaştini şi reactorii cu coloană. NutrienŃii pot fi uneori adăugaŃi la bioreactori pentru a sprijini creşterea microorganismelor.

Biofiltrul este un alt tratament de aerisire a apelor reziduale poluate şi constă într-un strat de medii foarte permeabile, un distribuitor de apă şi un sistem de drenare subterană. Apele reziduale sunt distribuite deasupra stratului filtrant prin care trece apa reziduală. PoluanŃii organici din apă vor fi degradaŃi de microorganisme şi ataşate la filtru. Suportul filtrului poate fi din pietre, plastic sau lemn. Stratul filtrant este de obicei rotund, cu o grosime între 0,9 şi 0,5m şi o medie de 1,8m. La trecerea apei uzate prin suportul solid al filtrului, aceasta este aerisită, iar poluanŃii organici sunt degradaŃi de microorganismele ataşate la suprafaŃa suportului. Sistemul de drenare subterană este folosit pentru colectarea apei tratate şi a oricărei biomase detaşate din filtru. Este important şi ca suprafaŃă poroasă prin care poate circula aerul.

Durata exploatării şi întreŃinerii unei irigaŃii prin aspersiune depinde de timpul necesar capturării şi tratării apelor reziduale contaminate; monitorizarea apei tratate; monitorizarea potenŃialei acumulări de metale.

Procesul poate demara încet dacă organismele trebuie aclimatizate la reziduuri; existenŃa culturilor adaptate anterior la anumiŃi poluanŃi poate reduce timpul de pornire şi de detenŃie.

Aplicabilitate. Bioreactorii sunt folosiŃi în primul rând pentru tratarea SVOC, a hidrocarburilor din combustibili şi a oricărei materii organice biodegradabile. Procesul poate fi mai puŃin eficient pentru unele pesticide. S-aui realizat proiecte de succes pe compuşii halogenaŃi precum PCP şi izomerii de clorobenzen şi diclorobenzen. Bioreactorii cu cometaboliŃi se folosesc pentru tratarea PCB, VOC halogenaŃi şi SVOC din apele subterane extrase.

Limitări. Printre factorii care pot limita aplicarea şi eficienŃa procesului se numără: • Natura diluării apelor subterane poluate nu va suporta întotdeauna o densitate adecvată a

populaŃiei microbiene, mai ales la reactorii de creştere suspendaŃi. Se poate dovedi necesară adăugarea de nutrienŃi.

Pâlnie de nămol

Decantor

Alimentare ape reziduale

Nămol pentru îngroşare şi eliminare

Mecanism decantor

Deversor PuŃ de alimentare Apă tratată

49

• ConcentraŃiile foarte mari de poluanŃi pot fi toxice pentru microorganisme şi cer abordări speciale în cadrul proiectului.

• Ar putea fi nevoie de sisteme de controlare a poluării aerului dacă există volatilizare din procesele cu nămol activat.

• Temperaturile ambientale scăzute descresc semnificativ ratele de biodegradare şi rezultă în timpi mai mari de curăŃare sau în costuri ridicate de încălzire.

• Microorganismele periculoase pot coloniza bioreactorii şi reduce eficienŃa acestora. • Reziduurile din procesele pe bază de nămol necesită tratare sau evacuare. • Descărcarea lichidelor tratare poate fi încă în proces de reglementare.

Necesarul de date. Include poluanŃii şi concentraŃiile acestora, pH-ul, prezenŃa compuşilor toxici pentru microorganisme, biodegrabilitatea poluanŃilor, BOD5, COD, solide în suspensie, debit, temperatură şi concentraŃiile de nutrienŃi.

Date de performanŃă. Este o tehnologie bine dezvoltată folosită de zeci de ani în tratarea apelor uzate urbane şi industriale. Cu toate acestea, numai în ultimul deceniu s-au efectuat studii de evaluare a eficienŃei bioreactorilor în tratarea pânzei freatice şi apelor de infiltraŃie din siturile contaminate. Ca şi în cazul tehnologiilor de pompare şi tratare, timpul necesar pentru curăŃare depinde de condiŃiile din subteran şi de rata de desorbŃie a poluanŃilor din materiile subterane.

Elemente principale de cost • Consumul chimic de oxigen (COD) necesar este factorul principal de influenŃare a

costurilor. • Ajustarea pH-ului; al doilea element de cost este volumul de acid/bază necesar pentru

neutralizarea pH-ului din apa reziduală. Costurile indicative pentru folosirea unui bioreactor variază între 0,50 Euro pentru

tratamente uşoare şi 3,50 Euro pentru tratamentele dificile, pe m3 (1000 litri) de apă tratată. MLAŞTINI AMENAJATE

Tehnologia de tratare pe baza mlaştinilor amenajate foloseşte procese geochimice şi biologice inerente într-un ecosistem artificial de mlaştini pentru acumularea şi îndepărtarea metalelor, materiilor explozive şi a altor poluanŃi din apele de alimentare. Procesul poate folosi metode de filtrare sau degradare.

Mlaştini amenajate (sol organic, faună microbiană, alge, plante,

microorganisme)

Asimilare şi dispunere alge

Alimentare apă

Descărcare gaze

Oxidare / reducere cu microorganisme

Recuperare sedimente

Acumulare sedimente

Asimilare plante

Umplutură

Scurgere apă

50

Descriere. Deşi tehnologia încorporează componentele principale ale unui ecosistem de mlaştini, incluzând soluri organice, fauna microbiană, alge şi plante vasculare, cea mai importantă pentru remediere este activitatea microbiană.

Apele de alimentare cu concentraŃii mai de metale şi pH redus trec prin zone aerobe şi anaerobe din ecosistem. Metalele sunt îndepărtate pin schimbarea e ioni, adsorbŃie, absorbŃie şi precipitare cu oxidare şi reducere geochimică şi microbiană. Schimbul de ioni se produce atunci când metalele intră în contact cu substanŃe humice sau alte substanŃe din mlaştină. Mlaştinile amenajate în acest scop nu conŃin întotdeauna sau conŃin foarte puŃin sol, dar pot avea fân, îngrăşăminte naturale sau compost. ReacŃiile de oxidare şi reducere catalizate de bacterii care apar în zonele aerobe şi anaerobe joacă un rol important în precipitarea metalelor cum ar fi hidroxizii şi sulfurile. Metalele precipitate şi adsorbite se stabilizează în bălŃi inactive sau care sunt filtrate ca apă percolată prin medii sau plante.

Apele de alimentare poluate se scurg prin şi dedesubtul suprafeŃei cu pietriş a mlaştinii. Mlaştina, pe baza plantelor emergente, este un sistem cuplat anaerob – aerob. Celulele anaerobe folosesc plante şi microbi naturali pentru degradarea poluanŃilor. Celule aerobe, denumite şi celule percutante, îmbunătăŃesc calitatea apei prin expunerea continuă la plante şi deplasarea apei între compartimentele celulelor.

Tratarea prin mlaştini este o tehnologie pe termen lung prevăzută a fi exploatată ani de zile. Aplicabilitate. Mlaştinile amenajate au fost folosite cel mai des în tratarea apelor

reziduale în vederea controlării materiilor organice, nutrienŃilor cum ar fi nitrogenul şi fosforul, şi a sedimentelor în suspensie. Procesul este potrivit pentru controlarea metalelor trasoare şi a altor elemente toxice. În plus, tratamentul a fost folosit în tratarea drenajelor minelor acide datorate activităŃilor miniere de extragere a metalelor sau cărbunelui. Aceste deşeuri conŃin în mod normal concentraŃii mari de metale şi sunt acide. Procesul poate fi adaptat pentru tratarea iazurilor de steril neutre şi bazice.

Limitări. Tehnologia de remediere prin mlaştini trebuie adaptată diferenŃelor geologice, de teren, de compoziŃia a metalelor trasoare şi de climat.

Printre factorii care pot limita aplicarea şi eficienŃa procesului se numără: • Costul aferent construirii unei mlaştini artificiale diferă considerabil de la proiect la

proiect şi poate o reprezenta o soluŃia puŃin viabilă la multe situri. • Temperatura şi fluctuaŃiile de debit influenŃează funcŃionarea mlaştinii şi poate duce la

rate inconsistente de îndepărtare a poluanŃilor. • Temperatura scăzută încetineşte rata la care mlaştina este capabilă să străpungă

poluanŃii. • Un debit mare al apei de alimentare poate suprasolicita mecanismele de îndepărtare din

mlaştină, în timp ce lipsa apei poate usca plantele şi limita drastic funcŃionalitatea mlaştinii. Necesarul de date. Dat fiind că procesele de îndepărtare în mlaştină sunt în primul rând

microbiene, tehnologia poate fi dezvoltată cu metode tehnice tradiŃionale. Studiile de laborator pot indica dacă remedierea este posibilă, iar experimentele de laborator pot stabili proiectul potrivit.

Date de performanŃă. Studiile au demonstrat că eficienŃa în îndepărtarea metalelor grele poate egala eficienŃa de îndepărtare pe baza plantelor de tratare cu precipitare chimică. Iată câteva din rezultatele optime înregistrate de-a lungul anilor: • pH –ul a crescut de la 2.9 la 6.5. • ConcentraŃiile de aluminium, cadmiu, crom, cupru şi zinc dizolvate s-au redus cu 99%

sau mai mult. • Fierul a fost redus cu 99%. • Plumbul s-a redus cu 94% sau peste. • Nichelul s-a redus cu 84% sau peste. • Manganul a fost îndepărtat în mică măsură, între 9-44%. • Biotoxicitatea asupra crăieŃilor şi puricilor de apă s-a redus între 4-20%.

51

Costuri. Se estimează că amortizarea costurilor capitale de tratare prin mlaştini pe o perioadă de 10 ani duce la un cost indicativ de 0,40/euro pe m3; iar în 30 de ani la 0,15 Euro /m3. BIBLIOGRAFIE:

1. Rapoartele ştiinŃifice şi tehnice EPA (AgenŃia de ProtecŃie a Mediului): Centrul pentru InformaŃii din Cercetarea asupra Mediului (CERI): AgenŃia de ProtecŃie a Mediului SUA, Washington DC.

2. FRTR: Federal Remediation Technologies Roundtable (Masă rotundă pentru tehnologii corective

federale): Serviciul NaŃional de Informare Tehnică din SUA.

3. Handbook Bodem Sanerings Technieken Nederland (Tehnici corective privind solul din Olanda) ; Senternovem, Haga, Olanda

4. Manual de Tehnologii de Decontaminare a Solului, SDU Uitgevers, Haga, Olanda

5. Proiect de raport a Strategiei Nationale de Administrare a Siturilor Contaminate (Agentia de Protectia

Mediului).

Bioremedierea prin extractia biologica a metalelor grele cu ajutorul plantelor şi microorganismelor

Biodegradarea poluantilor din solurilor contaminate sub actiunea microorganismelor si

plantelor

Microorganismele au un rol important în bioremediere, cunoştinŃele legate de comunităŃile microbiene sunt in continuă dezvoltare în procesul de elaborare a tehnologiilor avansate de bioremediere.

Microorganismele joacă un rol central în circuitul elementelor chimice si a nutrientilor ca materiei si energiei, pe glob prin marea lor capacitate enzimatică asupra substratelor. Această capacitate enzimatică a fost recunoscută ca modalitate de biodegradare si indepartare a reziduurile antropogene poluante din mediu (Raport RESOLMET, 32161/2008), http://www.resolmet.utcluj.ro). Cercetările în acest domeniu abordează aprofundarea cunoştinŃelor asupra rolului şi ecologiei plantelor utile pentru depoluare.

Microorganismele şi-au dezvoltat o varietate de căi biochimice pentru a degrada sau

detoxifia solurile. Hidrolazele şi oxigenazele sunt clasele cele mai importante dintre enzime, care sunt răspunzătoare pentru catalizarea reacŃiilor de biotransformare.

Schimbările din comunităŃile microbiene pe parcursul bioremedierii se pot determina folosind metode de microbiologie moleculară şi genetică în cercetarea diverselor roluri pe care le au microorganismele.

Activitatea microorganismelor din sol este influenŃată de prezenŃa microhabitatelor, de tipul de sol, de structura şi textura acestuia, de asigurarea cu substanŃe organice şi nutrienŃi şi de factorii de mediu. 1. Bioremedierea cu ajutorul comunităŃilor microbiene.

Transformările metalelor efectuate sub acŃiunea microorganismelor constituie o verigă cheie a ciclurilor metalelor în biosferă. Transformările metalelor sunt dominate de

52

reacŃiile de oxidoreducere, complexarea compuşilor organici şi anorganici şi schimbarea între formele solubile şi insolubile în apă.

Atunci când un microorganism oxidează sau reduce un metal, acesta precipită sau devine solubil. De exemplu: Cr6+ este redus la Cr3+, care precipită sub formă de oxizi, sulfuri sau fosfaŃi de crom (Raport RESOLMET, 32161/2008).

Bacteriile care trăiesc în medii cu concentraŃii mari de metale dispun de mecanisme fiziologice specifice, care le permit să supravieŃuiască în aceste condiŃii improprii: precipitarea extracelulară, legarea ionilor metalici şi eliminarea lor la suprafaŃa celulei, sechestrarea intracelulară, sub formă de incluzii intracitoplasmatice.

Legarea cationilor la suprafaŃa celulei a devenit unul dintre cele mai atractive modele de biotransformare. Metalele care posedă o configuraŃie a electronilor ce conŃine 10-12 straturi de electroni sunt adesea toxice pentru organisme, la concentraŃii relativ scăzute. În acest grup intră Hg2+, Ag+, Pb2+, Cd2+, Zn2+.

InteracŃiunile metal-microorganism joacă un rol important în numeroase biotehnologii, ca bioremedierea, biomineralizarea, bioleşierea, coroziunea microbiană. Se urmăreşte folosirea tulpinilor bacteriene în culturi pure sau în consorŃii capabile să mobilizeze/imobilizeze ionii metalici. Remedierea metalelor implică adesea 5 abordări: izolarea, imobilizarea, mobilizarea, separarea fizică şi extracŃia (Raport RESOLMET/2008).

Imobilizarea şi mobilizarea implică procese de bioremediere efectuate de bacterii. Imobilizarea este o tehnică de reducere a mobilităŃii contaminantului prin alterarea proprietăŃilor lui fizico-chimice. Se folosesc microorganisme, iar procesul se poate desfăşura in situ sau ex situ (Raport RESOLMET, 32161/2008).

Microorganismele pot mobiliza metalele prin leşiere autotrofă sau heterotrofă, prin chelare de către metaboliŃi şi prin siderofori, prin metilare şi transformări redox.

Leşierea heterotrofă are loc atunci când microorganismul acidifică mediul prin eflux de protoni (forŃă proton motrice), având drept urmare eliberarea cationilor metalici. Leşierea autotrofă are loc atunci când bacteria acidofilă obŃine energia necesară fixării CO2 prin oxidarea compuşilor anorganici reduşi ai fierului (Fe2+) sau a compuşilor reduşi ai sulfului.

Sideroforii sunt liganzi specifici ai Fe3+, dar pot lega şi alte metale, ca Mn, Mg, Cr. Metilarea implică grupul metil care este transferat pe cale enzimatică pe un metal, formând un număr de diferiŃi metaloizi.

Transformările redox permit microorganismelor să mobilizeze metalele, metaloizii şi compuşii organometalici. Există numeroase tehnici de mobilizare a metalelor, tehnologia fiind aleasă şi în funcŃie de caracteristicile fizice şi chimice ale metalului. Importanta microorganismelor cu potenŃial depoluant şi de bioremediere ridicat

Bacteriile care aparŃin genului Pseudomonas (Gammaproteobacteria, ordinul IX – Pseudomonadales, familia I –Pseudomonadaceae) au o nutriŃie chemoorganoheterotrofă, sunt bacili flagelaŃi polar, cu respiraŃie strict aerobă, având oxigenul molecular drept acceptor final de electroni în lanŃul respirator. Nu cresc la pH sub 4,5.

1. Produc siderofori – compuşi chelatori care leagă şi imobilizează fierul, dar şi alŃi ioni metalici: Al, Cr, Zn, Cu, Mn, Pb, Cd etc. Principalul siderofor produs de Ps. putida, ca şi de alte specii ale aceluiaşi gen (Ps. aeruginosa, P. fluorescens, P. chlororaphis), de asemenea foarte utile în procesele decontaminării solurilor poluate, este pyoverdina.

AcŃiunea sideroforilor este de mare importanŃă ecologică datorită insolubilităŃii compuşilor lui. Sideroforii leagă compuşii Fe3+ formând complecşi care sunt transportaŃi în interiorul celulelor unde pot fi folosiŃi în respiraŃie de către microorganismele anaerobe,

53

cum sunt bacteriile fier-reducătoare (Geobacter bremensis, G. pelophilus, G. sulfurreducens).

2. O altă cale de îmbogăŃire a solubilităŃii compuşilor fierului trivalent din sol sau alte habitate este acidifierea mediului, proces la care participă şi microbiota habitatului, prin acizii organici rezultaŃi în urma autolizei, respectiv prin excreŃiile rădăcinilor plantelor. Unele poacee (grâu, orz) produc fitosiderofori, cu acŃiune similară sideroforilor produşi de bacterii.

Membri genului Pseudomonas sunt recunoscuŃi ca având cea mai mare capacitate de degradare aerobă a unui număr mare de compuşi. Genele responsabile de sinteza enzimelor implicate în degradarea acestor compuşi sunt plasate pe plasmide.

Speciile genului Pseudomonas manifestă rezistenŃă la acŃiunea metalelor toxice. • La Ps. aeruginosa şi la Ps. fluorescens, se înregistrează rezistenŃa la cupru. • La o tulpină de Ps. putida ionul Cu2+ se poate acumula în concentraŃii de 6,5% din

greutatea uscată a bacteriei, în culturi precultivate în care ionul SO42– a fost limitativ.

• Ps. stuzeri este rezistentă la argint prin formarea de complexe de sulfură de argint. O plasmidă a speciei Ps. stutzeri (pPB) conferă rezistenŃă la mercur şi la compuşii organo-mercurici.

• Ps. fluorescens detoxifică aluminiul si fierul, ionii trivalenŃi fiind imobilizaŃi într-un complex metabolic lipidic (fosfatidil-etanolamină). RezistenŃa la Zn, Ca, Ga se datorează asocierii cu fosfatidil-etanolamina.

• Ps. aeruginosa este rezistentă la Hg2+ • RezistenŃa la bor, crom şi teluriu este determinată tot de gene plasmidiale. Ps.

aeruginosa şi Ps. putida, acumulează structuri ce conŃin teluriu în spaŃiul periplasmic.

• Pe plasmide sunt situate gene care determină rezistenŃa a arsen. ArsenaŃii sunt reduşi la arseniŃi, care sunt eliminaŃi la exteriorul celulei (Raport RESOLMET/2008). Plasarea genelor responsabile de degradarea unor compuşi poluanŃi şi a genelor care

conferă rezistenŃă la acŃiunea toxică a metalelor grele, pe plasmide transferabile chiar interspecific reprezintă un mare avantaj. Date fiind progresele deosebite din domeniul geneticii moleculare, pot fi construite plasmide sau alŃi vectori genetici deŃinători ai genelor de interes, cu mobilitate interspecifică, bacteriile posesoare manifestand o mare eficienŃă biotehnologică (Raport RESOLMET, 32161/2008).

3. De mare interes pentru biotehnologiile de remediere a mediului ambiant sunt şi membri genului Burkholderia (Beta-proteobacterie, ord. I – Burkholderiales, fam. I – Burkholderiaceae). Burkholderia cepacia (numită anterior Pseudomonas cepacia) şi Burkholderia multivorans, sunt bacterii chemoorganoheterotrofe aerobe, dar pot folosi nitratul ca acceptor final de electroni în respiraŃia anaerobă.

Speciile genului produc nenumăraŃi siderofori. Pe medii deficiente în fier sintetizează (ca şi Ps. aeruginosa şi Ps. fluorescens) acid salicilic, compus cu mare capacitate sideroforă, de legare a fierului şi a altor metale. Degradarea compuşilor toxici poluanŃi ai mediului înconjurător este controlată de gene situate pe plasmide (Raport RESOLMET, 32161/2008). Rolul microorganismelor în fixarea sau mobilizarea metalelor în sol

Mobilitatea diferiŃilor compuşi organici sau anorganici ai metalelor în sol, ca şi în alte habitate, este strâns legată de starea lor de oxidare. Energia folosită de sistemele vii pentru desfăşurarea activităŃilor vitale este asigurată de reacŃiile de oxidoreducere, catalizate de enzimele oxidoreductaze (dehidrogenaze). TendinŃa unui compus chimic de a accepta sau de a ceda electroni în reacŃiile de oxidoreducere biologică este exprimată cantitativ de potenŃialul de oxidoreducere (redox) = Eh. În mediile lor de viaŃă, inclusiv în soluri, diferite

54

grupe ecofiziologice de bacterii efectuează reacŃiile de oxidoreducere conform potenŃialelor redox (Raport RESOLMET, 32161/2008).

Desulfovibrio: oxidează H2 cu ajutorul SO42–;

4H2 + H2SO4 � H2S + 4H2O + E (38 KJ/mol);

Beggiatoa: oxidează H2S cu ajutorul O2:

H2S + 2O2 � H2SO4 + E (200 KJ/mol)

4. Genul Thiobacillus (Beta-proteobacterie, ord. II – Hydrogenophilales, fam. I – Hydrogenophilaceae) cuprinde bacterii Gram negative de formă bacilară, unele specii cu mobilitate flagelară. Sunt bacterii chemolitoautotrofe, aşa numitele bacterii sulfuroase nepigmentate, care obŃin energia necesară fixării CO2 din reacŃiile de oxidare a compuşilor reduşi ai sulfului, sau chiar a sulfului elementar. Oxidează de preferinŃă S sau tiosulfat, mai degrabă decât hidrogen sulfurat. ReacŃia efectuată de Th. thiooxidans:

S + 1½O2 + H2O � H2SO4 + E Ca urmare a producerii acidului sulfuric, aciditatea în mediul lor natural poate să

ajungă la 1,5. Sunt bacteriile cele mai tolerante la aciditate cunoscute. Se dezvoltă optim la pH 2-4. Sunt obligat aerobe. Ca şi Beggiatoa, se pot hrăni şi heterotrof. Habitatele naturale comune ale bacteriilor sulfuroase nepigmentate sunt apele şi solurile bogate în compuşi reduşi ai sulfului, apele din mine, izvoarele sulfuroase.

Obligat aerobă este şi Th. ferrooxidans, care, oxidează compuşii fierului în care acesta se găseşte în stare bivalentă, la compuşi în care Fe este trivalent, la fel ca şi alte ferobacterii sau bacteriile feruginoase (Gallionella, Sphaerotilus):

2FeSO4 + H2SO4 + ½O2 � Fe2(SO4)3 + H2O + E

2Fe(OH)2 + ½O2 + H2O � 2Fe(OH)3 + E

Bacteriile feruginoase se întâlnesc mai frecvent în ape şi mai rar în soluri. Formarea compuşilor oxidaŃi, în special a hidroxidului feric – Fe(OH)3 – compus insolubil, poate duce la colmatarea conductelor metalice, prin depunere sub forma unor straturi de culoare roşie-maronie (Raport RESOLMET, 32161/2008).

5. Bacteriile denitrificatoare = nitrat reducătoare au respiraŃie anaerobă, folosind nitratul drept acceptor final de electroni în sistemul transportor de electroni. În prezenŃa O2 fac respiraŃie aerobă, chiar dacă în mediu se găsesc şi nitraŃi. Există specii care, prin reacŃiile produse se încadrează în acelaşi timp la două grupe bacteriene distincte din punct de vedere ecofiziologic: Thiobacillus denitrificans, facultativ aerob, în prezenŃa O2 poate efectua reacŃiile de oxidare a compuşilor reduşi ai sulfului, dar în absenŃa O2, pentru oxidarea acestora foloseşte oxigenul din nitraŃii prezenŃi în mediu:

S + 2HNO3 � H2SO4 + N2 + O2 + E

Astfel, Th. denitrificans este o bacterie sulfoficatoare, deoarece oxidează compuşii reduşi ai sulfului cu formare de sulfaŃi, iar pe de altă parte este o bacterie denitrificatoare, întrucât, în condiŃiile specificate, produce N2 din nitraŃi. Este un exemplu tipic de respiraŃie anaerobă, în care acceptorul final de electroni (H) nu este O2 ci un compus anorganic oxidat (NO3

–). Unele bacterii denitrificatoare pot oxida şi compuşi reduşi ai fierului, altele pot face fermentaŃie, deci bacteriile denitrificatoare au o gamă foarte largă de opŃiuni în privinŃa mecanismelor alternative ale metabolismului energetic.

6. Bacteriile desulfoficatoare = sulfat-reducătoare sunt tot bacterii anaerobe, la care acceptorul final de electroni este sulfatul (SO4

2–). Produsul final al reducerii sulfaŃilor este hidrogenul sulfurat (H2S).

55

• În reducerea asimilatorie a sulfaŃilor, H2S este convertit în sulf organic, în componenŃa unor aminoacizi.

• În reducerea neasimilatorie H2S este excretat în mediu. Specia desulfoficatoare tipică este Desulfovibrio desulfuricans (Delta-proteobacterie). ReacŃia produsă:

4H2 + H2SO4 � H2S + 4H2O + E

7. DisproporŃionarea sulfului. DisproporŃionarea sau dismutaŃia este o reacŃie chimică în urma căreia un element este simultan redus şi oxidat formând doi produşi diferiŃi. Unele bacterii sulfat reducătoare au capacitatea de a scinda un compus al sulfului aflat într-o stare intermediară de oxidare, în doi compuşi – unul mai redus şi celălalt mai oxidat decât substratul originar. De exemplu, D. sulfodismutans poate descompune tiosulfatul (stare de oxidare intermediară) în sulfat (mai oxidat) şi hidrogen sulfurat (mai redus):

Na2S2O3 + H2O � Na2SO4 + H2S + E

Procesul are semnificaŃie ecologică, deoarece asigură o cale prin care bacteriile desulfoficatoare pot recupera energia unor compuşi ai sulfului intermediari, rezultaŃi ca urmare a oxidării incomplete a H2S de către bacteriile sulf-oxidante (Beggiatoa, Thiobacillus) (Raport RESOLMET, 32161/2008).

8. Arsenul poate apărea în forme anorganice sau organice. Au fost descoperite bacterii care pot folosi compuşii oxidaŃi ai arsenului în respiraŃia anaerobă, în timpul căreia aceştia sunt reduşi la compuşi ai arsenului trivalent (As5+ ���� As3+) (reducere neasimilatorie): Sulfurospirillum arsenophilum şi Sulfurospirillum barnesii.

Bacteria Shewanella (Gammaproteobacteria, ord. X. Alteromonadales, fam. I. Alteromonadaceae) chemoorganoheterotrofă facultativ anaerobă, care nu reduce compuşii As5+, dar poate elibera ionul în mediu, ca şi compuşi reduşi ai fierului (Fe2+).

S-a descoperit că Pseudomonas arsenitoxidans creşte chemolitoautotrof, obŃinând energia necesară fixării CO2 din reacŃiile de oxidare a compuşilor reduşi ai arsenului. Bacteria este capabilă să crească şi în prezenŃă de substanŃă organică, deci este doar facultativ autotrofă. Creşterea este mai intensă în prezenŃa arsenitului. Prin această capacitate de a-şi obŃine energia în urma reacŃiilor de oxidare a arsenitului, această tulpină de Ps. arsenitoxidans este un organism unic în lumea procariotelor. Descoperirea are o importanŃă deosebită, deoarece alte bacterii care oxidează compuşii reduşi ai arsenului (Bacillus arsenoxydans, Alcaligenes faecalis) nu pot creşte chemolitoautotrof. De aceea, descoperirea acestei tulpini de Ps. arsenitoxidans reprezintă un avans substanŃial în înŃelegerea interacŃiunilor dintre microorganisme şi compuşii arsenului, atât de bine cunoscuŃi pentru acŃiunea lor puternic antibiotică (Raport RESOLMET, 32161/2008).

9. Cromul este prezent atât în organismele vii cât şi în roci, ape şi soluri. Există în natură doar sub formă de compuşi, nu şi sub formă elementară. Cele mai frecvent întâlnite forme în natură sunt compuşii cromului bivalent (Cr2+), trivalent (Cr3+) şi hexavalent (Cr6+). Pentru fabricarea oŃelului se foloseşte Cr0. Din activităŃile industriei metalurgice rezultă Cr2+ şi Cr6+, în timp ce Cr2+ apare în mod natural în mediul înconjurător. Din punctul de vedere al impactului negativ al compuşilor cromului asupra sănătăŃii mediului ambiant, cel mai mare interes îl prezintă compuşii cu Cr6+, cel mai frecvent întâlniŃi în siturile contaminate. Cr6+ poate fi redus la Cr3+, de către materia organică şi ioni S2– şi Fe2+, în condiŃii anaerobe, frecvent întâlnite în apa freatică, respectiv în soluri inundate.

În prezenŃa cromaŃilor (CrO42−) şi a dicromaŃilor (Cr2O7

2−), cationii metalici precum cei de plumb precipită. De asemenea, în prezenŃa cromaŃilor şi dicromaŃilor oxizii de fier şi de aluminiu sunt adsorbiŃi de particulele solului.

Toxicitatea şi mobilitatea cromului depind de caracteristicile solului şi de cantitatea de materie organică încorporată de acesta. Cromul hexavalent este mai toxic şi mai mobil

56

decât toate celelalte forme. Cromul trivalent este de asemenea mobil, dar mobilitatea lui descreşte cu adsorbŃia de către mineralele argiloase şi scăderea pH-ului sub 5. Creşterea pH-ului stimulează leşierea, solubilizarea compuşilor cromului hexavalent. În mod normal, când cromul este eliminat în apele naturale, el se acumulează în sedimente, care pot fi supuse procedurilor de bioremediere (Muntean, 2009, Raport RESOLMET, 32161/2008).

Beyenal şi Lewandowski, 2004 (Raport RESOLMET, 32161/2008), evaluează efectele mineralelor prezente în straturile situate sub sol asupra eficienŃei îndepărtării plumbului din apa freatică, folosind biofilme compuse din microorganisme sulfat-reducătoare şi examinează stabilitatea depozitelor de metal după ce biofilmele au fost expuse temporar la aer. Pentru cuantificarea efectelor, plumbul a fost imobilizat în biofilme cu Desulfovibrio desulfuricans, crescut în condiŃii anaerobe în două bioreactoare umplute unul hematit (redox-activ) şi celălalt cu cuarŃ (redox-inert). Biofilmele crescute pe hematit a fost mai dense, mai groase şi mai poroase decât cele crescute pe cuarŃ.

ConcentraŃiile medii de H2S au fost mai mari în biofilmele crescute pe cuarŃ decît în cele crescute pe hematit. Plumbul a fost imobilizat mai eficient în biofilmele crescute pe cuarŃ decât în cele crescute pe hematit. În timpul desfăşurării experimentului, sub acŃiunea bacteriei desulfoficatoare s-a produs H2S, care a reacŃionat cu Pb prezent formându-se PbS care precipită. S-a demonstrat că plumbul precipită mai mult în prezenŃa biofilmului situat lângă compuşi redox-inerŃi (cuarŃ). Depozitele de plumb au fost parŃial reoxidate, mai ales în biofilmele crescute pe hematit. În ambele bioreactoare, biofilmele au răspuns la prezenŃa O2 prin scăderea densităŃii lor şi prin creşterea ratei de producere a H2S. Deşi reducerea Fe3+ la Fe2+ nu a fost cuantificată, s-a constatat că fierul a fost eliberat continuu de pe hematit tot timpul desfăşurării experimentului.

Au fost izolate microorganisme acido-termofile diferite din sol, nămol şi apă din medii poluate în urma activităŃilor din industria metalurgică, în vederea utilizării lor pentru bioremedierea metalelor grele toxice (Umrania (2006) in Raport RESOLMET/2008).

A fost ameliorată toleranŃa acestor microorganisme la concentraŃii ridicate de Ag, As, Bi, Cd, Cr, Co, Cu, Hg, Li, Mo, Pb, Sn şi Zn.

Izolarea şi adaptarea microorganismelor la concentraŃii mari de metale s-a făcut prin cultivarea lor pe medii pentru bacterii autotrofe, în diferite condiŃii de incubare: pH: 2 – 4,5; temperatură: 40 – 65°C; concentraŃii ale metalelor în mediile de cultură:10–3–10–7M. Dacă la concentraŃia metalelor de 10–7 M a obŃinut 72 de izolate, la concentraŃia de 10–3 M a metalelor au rămas 16 izolate diferite. Izolatele au fost folosite pentru testarea capacităŃii lor de biosolubilizare a minereurilor de sulfuri metalice.

În cazul calcopiritei (CuFeS2) au obŃinut un procent de solubilizare a cuprului de 85,82%, iar în cazul covelitei (CuS) un procent de 97,5%, după 5 zile de incubare, în prezenŃa a unei concentraŃii a metalelor de 10–3 M, pH 2,5, la 55°C. BioadsobŃia a fost mai bună în calcopirită: Ag 73%, Pb 35%, Zn 34%, As 19%, Ni 15% and Cr 9% (Raport RESOLMET, 32161/2008, Muntean, 2009).

Microorganisme care realizeaza indepartarea metalelor prin oxidari si utilizari biologice (dupa DSMZ-

Deutsche Sammlung von Mikroorganismen und Zellkulturen GmbH, Braunschweig, Germany, www.dsmz.de/strains/degradtn.htm)

Substanta Denumirea

Arsenate AsO43− Chrysiogenes arsenatis

Sulfurospirillum arsenophilum Sulfura de carbon CS2 Methanococcus maripaludis Methanothermobacter marburgensis Thiobacillus thioparus Monoxidul de carbon Acetitomaculum ruminis Acetohalobium arabaticum Bacillus schlegelii Bacillus sp. Carboxydothermus restrictus

57

Clostridium formicaceticum Moorella thermoacetica Mycobacterium sp. Carbonat Bryantella formatexigens Cyanamide CN2H2 Myrothecium verrucaria Fe(III) Desulfuromonas palmitatis Thermoterrabacterium ferrireducens Fier feros Fe(II) Acidithiobacillus ferrooxidans Leptospirillum ferriphilum FeSO4 Alicyclobacillus disulfidooxydans Hydrogen sulfurat H2S Blastochloris sulfoviridis Rhodovulum euryhalinum Rhodovulum sulfidophilum Mn(IV) Desulfuromonas palmitatis Geobacter bremensis Geobacter pelophilus Nitrate Paracoccus solventivorans Oxid de azot NO Pseudomonas aeruginosa Pirita FeS2 Alicyclobacillus disulfidooxydans Sulfat Desulfomicrobium escambiense Sulfide (S2-) H2S, Pandoraea norimbergensis NaHS, Na2S, Ag2S, CdS etc. Paracoccus pantotrophus Rhodovulum euryhalinum Rhodovulum sulfidophilum Thermithiobacillus tepidarius Xanthobacter tagetidis SulfonaŃi Clostridium pasteurianum Sulf Acidianus ambivalens Acidianus brierleyi Acidianus infernus Acidithiobacillus thiooxidans Desulfomicrobium baculatum Desulfomicrobium norvegicum Desulfurococcus amylolyticus Desulfurococcus mobilis Desulfurococcus mucosus Desulfuromonas acetoxidans Geobacter bremensis Geobacter pelophilus Pandoraea norimbergensis Pyrococcus furiosus Pyrococcus woesei Staphylothermus marinus Thermithiobacillus tepidarius Thermococcus celer Thermofilum pendens Thermoplasma volcanium Thermoproteus neutrophilus Thermoproteus tenax Thiobacillus sp. Thiomicrospira thyasirae Thiosulfate (S2O3

2−), Blastochloris sulfoviridis Chlorobium limicola Prosthecochloris vibrioformis Hydrogenophaga palleronii Hydrogenophaga pseudoflava Marichromatium purpuratum Pandoraea norimbergensis Paracoccus pantotrophus Rhodovulum sulfidophilum Thermithiobacillus tepidarius Xanthobacter tagetidis

Bioremedierea in situ a solurilor contaminate cu metale grele. Bioremedierea

solurilor tehnogene, al haldelor de steril rezultate de la exploatările minire de Pb, Zn şi Fe, bioremedierea haldelor de steril de la Rodna, jud. BistriŃa (Pb şi Zn), si Iara, jud. Cluj (Fe) (Muntean şi colab., 2005, 2006, 2007). Pe halda de steril de la Rodna au fost instalate parcele experimentale în 1987-1988, supuse unui tratament diferit şi însămânŃate cu Lolium perene şi Trifolium pratense. Ulterior, pe taluzurile haldei au fost plantaŃi puieŃi de cătină Hippophaë rhamnoides. Biotehnologiile aplicate au dus la formarea condiŃiilor favorabile pentru dezvoltarea microorganismelor, creşterea plantelor şi pentru o activitate enzimatică intensă şi durabilă.

58

Cea mai bună tehnologie pentru bioremedierea sterilului conŃinând impurităŃi de Pb şi Zn a fost copertarea cu un strat de 10 cm sol natural, din vecinătatea haldei, fertilizarea minerală cu NPK şi însămânŃarea cu un amestec de plante ierboase sau cu plante din flora spontană a regiunii. EvoluŃia ascendentă a potenŃialului microbian şi enzimatic al solurilor parcelelor experimentale a fost remarcabilă, de la an la an. Culturile şi plantaŃiile de puiet s-au extins, astfel că după 20 de ani, halda de steril, iniŃial cu un aspect selenar, fără nici o urmă de vegetaŃie, mai ales pe terasele superioare, s-a acoperit total de vegetaŃie. Solul tehnogen este în curs de transformare, înregistrează deja un potenŃial enzimatic şi microbian comparabil cu al solurilor naturale (Muntean şi colab., 2001). Pe terasele şi taluzurile haldei de steril de la mina de fier din Iara au fost plantaŃi peste 2000 de puieŃi de arbori şi arbuşti, majoritatea de cătină Hippophaë rhamnoides. Au fost amplasate parcele experimentale, cultivate cu următoarele specii ierboase: Festuca rubra, Festuca arundinacea, Dactylis glomerata, Lolium perenne (familia Poaceae), Onobrychis viciifolia, Trifolium repens, Trifolium pratense, Lotus corniculatus şi Medicago sativa (familia Fabaceae). Atât parcelele, cât şi puieŃii la plantare au fost supuşi unor tratamente diferenŃiate. S-a urmărit evoluŃia vegetaŃiei şi a potenŃialului microbian şi enzimatic al solurilor parcelelor experimentale. Aprecierea potenŃialului microbian s-a facut pe baza valorilor indicatorilor bacterieni ai calităŃii solului, calculaŃi luând în considerare numărul de bacterii heterotrofe mezofile aerobe, amonificatoare, denitrificatoare, fier-reducătoare şi desulfoficatoare. PotenŃialul enzimatic a fost apreciat pe baza valorilor indicatorilor enzimatici ai calităŃii solului, calculaŃi pe baza valorilor următoarelor activităŃi enzimatice: catalazică, zaharazică, fosfatazică, dehidrogenazică actuală şi potenŃială. Rezultatele obŃinute atestă eficienŃa tehnologiilor aplicate. După numai un an de vegetaŃie, în solurile parcelelor experimentale s-a dezvoltat un potenŃial biologic remarcabil. VegetaŃia a avut o evoluŃie bună, iar puieŃii de Hippophaë rhamnoides au drajonat masiv, asigurând deja o bună acoperire a sterilului haldei (Muntean şi colab., 2005, 2006, 2007).

Rolul plantelor in bioremediere

Importanta environmentala a fitoremedierii solurilor contaminate cu metale grele.

Fitoremedierea include folosirea plantelor pentru a extrage, sechestra, detoxifia poluanŃii. Aceasta este o metodă eficientă, non-invazivă, eficientă economic, plăcută estetic şi social acceptată pentru remedierea zonelor poluate.

• Avantajele majore raportate pentru fitoremediere comparativ cu tehnologiile de remediere tradiŃionale includ: o posibilitatea de a genera mai puŃine reziduuri secundare; o degradarea minimă a mediului ambiant; o posibilitatea de a lăsa solul pe loc şi în condiŃii de folosinŃă după tratament; o au costuri reduse de proiectare pentru terenurile candidate la remediere; o metoda cere foarte puŃină tehnică deoarece implementarea cere puŃin mai mult

decât tehnicile agricole de bază. • Dezavantajele includ:

o timpul îndelungat cerut (de obicei cîteva sezoane de creştere); o adîncimea limitată pe care se poate aplica (1,2 m pentru sol şi 3 m pentru apa

freatică) deoarece rădăcinile pot curăŃa efectiv numai o adâncime limitată; o posibilitatea ca poluanŃii să poată intra în lanŃul alimentar prin consumul

animal al plantelor; o caracteristicile de operare şi costurile pentru o scară largă de implementare nu

au fost încă în întregime evaluate;

59

o reziduurile plantelor pot necesita depunere ca reziduuri periculoase ori cere tratare suplimentară;

o subprodusele de degradare pot fi mobilizate spre apa freatică ori o bioacumulate în animale; o dacă concentraŃia contaminanŃilor este prea mare plantele pot muri; o creşterea plantelor poate fi sezonieră în funcŃie de locaŃie; o condiŃiile climatice şi hidrologice (ex. inundaŃii, secetă) pot restricŃiona viteza

de creştere a tipului de plantă ce poate fi utilizat; o suprafaŃa terenului locului poate fi modificată pentru a preveni inundaŃiile sau

eroziunea; o pot fi necesare amendamente pentru sol, inclusiv agenŃi de chelatare pentru a

uşura preluarea poluanŃilor de către plante prin ruperea legăturilor dintre contaminanŃi şi particulele de sol.

Tehnica fitoextracŃiei are un număr de avantaje care o poate face mult mai atractivă

decât alte tehnici de reabilitare: • reduce volumele ce trebuie depozitate în gropile de gunoi (la sfârşitul

procesului plantele sunt arse şi astfel volumul cenuşii este mult mai mic decît poate fi masa solului contaminat);

• economiseşte energia (procesul de curăŃire se bazează pe energia solară); • operează foarte simplu; • nu deranjează vizual şi este acceptabil pentru opinia publică; • este relativ uşor de aplicat pe suprafeŃe contaminate extinse; • este posibilă reciclarea produselor din procesele de fitoextracŃie; • este posibil de utilizat pentru o mare varietate de poluanŃi (metale, • radionuclizi, substanŃe organice) (după Raport RESOLMET, 32161/2008).

2. Biomonitoringul poluării solului cu metale grele

Metalele grele precum fierul, cuprul, plumbul, zincul, mercurul, cadmiul sau nichelul sunt poluanŃi importanŃi proveniŃi din industria extractivă (extracŃia minieră, prepararea minereurilor, metalurgia extractivă), dar aceşti paluanŃi pot rezulta şi din alte industrii precum industria chimică, industria energetică etc. Aceştia sunt emişi de către agenŃii poluatori în aer, în apă sau în sol sub diferite forme fizico-chimice.

Spre deosebire de marea majoritate a poluanŃilor din alte categorii, metalele grele emise în aer, în apă şi în sol nu suferă procese de biodegradare.

Metalele grele • pot fi transformate în compuşi organometalici (mai puŃin toxici), • pot suferi o serie de reacŃii de oxidare sau de reducere ori • pot să fie fixaŃi pe minerale argiloase prezente în soluri şi în sedimente.

Aceste din urmă procese sunt cele care contribuie la autopurificarea mediului în cazul contaminării cu metale grele. Practic fiecare metal are un comportament propriu în mediu şi realizează un circuit biogeochimic specific, influenŃat însă tot mai mult de factorul antropogen.

Există specii capabile să acumuleze în organismul lor anumite substanŃe în concentraŃii de zeci de mii de ori mai mari decât concentraŃia lor în mediul înconjurător. Studiul poluării a confirmat existenŃa acestui proces şi în cazul unor poluanŃi printre care şi metalele grele. Astfel, pentru a desemna acest proces se utilizează două noŃiuni: bioconcentrarea şi bioacumularea (Oros, 2002).

60

Bioconcentrarea semnifică creşterea directă a concentraŃiei unui poluant în timp ce el trece din biotop într-un organism; la organismele terestre: trecerea din aer sau din sol în organismul plantelor prin absorbŃie transfoliară sau transradiculară, ori trecerea din aer în organismul animal prin inhalare.

Bioacumularea este specifică pentru organismele animale şi include absorbŃia directă a poluantului plus acumularea pe cale alimentară.

În cazul unei reŃele trofice în interiorul unei biocenoze, fenomenul de bioacumulare se poate repeta de mai multe ori, la fiecare trecere de la un nivel trofic la altul, respectiv de la un organism pradă la un organism prădător. În astfel de cazuri avem de-a face cu un proces de bioamplificare. Bioindicatori pentru mediile terestre Lichenii constituie bioacumulatori puternici datorită capacităŃii lor de a prelua poluanŃii prezenŃi în aerul atmosferic.

Având o sensibilitate deosebită faŃă de poluanŃi, lichenii sunt utilizaŃi ca bioindicatori, pentru diverse categorii de poluanŃi: SO2, NOX, HF, Cl2, O3, peroxiacetat, metale grele, elemente radioactive, fertilizatori, pesticide, erbicide.

Speciile de licheni corticali Parmelia physodes, Parmelia coperata şi Evernia prunastri au servit ca bioindicatori pentru a monitoriza poluarea cu plumb a aerului. Cladonia rangiferina şi Cladonia nitei pot fi utilizate ca bioindicatori acumulatori pentru U, Fe, Pb, Ti. Mercurul poate fi acumulat de lichenii: Alectoria capillaris, Alectoria tremontii, Hypogymmia physodes, Cladonia sp., Collema sp. (Oros, 2002). Cel mai larg utilizat bioindicator este lichenul Hypogymnia physodes. Pe lângă sulf el poate acumula foarte multe metale realizând valori mari ale factorului de concentrare:

Cd 70 x Fe 28 x Pb 62 x Mn 28 x Cu 35x Zn 26 x Cr 34 x Ni 9 x V 31X

Briofitele (muşchii) prezintă o sensibilitate deosebită faŃă de poluarea aerului. Ca

urmare, numărul speciilor de briofite a fost mult diminuat în zonele urbane, în centrele industriale intens poluate. Unele specii s-au stins iar altele s-au redus ca număr de indivizi (şi biomasă) şi ca arie de răspăndire. De exemplu, în Olanda au dispărut în ultimii 100 de ani 15% din speciile de briofite terestre şi 13% din speciile de briofite epifite.

Pleurozium schreberi, Hyloconium splendens şi Hypneum cupressiforme au fost utilizate într-un proiect de biomonitorizare a poluării de fond cu 8 metale (As, Cd, Cr, Cu, Fe, Pb, Ni, V, Zn) a Europei de Nord.

Elementele radioactive sunt şi ele acumulate în muşchi mai intens decât în plantele superioare. Astfel, Pleurozium schreberi a fost utilizat pentru monitorizarea căderilor de La, Zr şi alte elemente în urma testelor nucleare, iar speciile Ceratodon purpurens, Tortula ruralis şi Bryum argenteum, pentru biomonitorizarea căderilor de 137Cs după accidentul de la Cernobîl.

În cazul metalelor grele s-a stabilit următoarea secvenŃă a toxicităŃii acestora pentru briofite (este asemănătoare şi la plantele cu flori): Hg > Pb > Cu > Cd >Cr > Ni > Zn

Unele specii au o capacitate deosebit de mare de acumulare a metalelor uneori până la concentraŃii extrem de mari. De exemplu, Hyloconium splendens originar dintr-o mină de cupru a acumulat Pb, Cd, Cu, Zn în concentraŃie de 17320 ppm (în comparaŃie cu plantele superioare Picea 349,5 ppm, Clintonia 548,5 ppm în acelaşi mediu) (Blanc, 1974. citat de Oros, 2002).

61

Plante superioare, bioindicatori pentru metale grele • Plante cu flori - specii ierboase - acumulatori.

Dintre speciile acumulatoare de metale mai cunoscute sunt: - Melandrium album (opaiŃa) 4,286 µg/g

- Lolium perenne (raigras) 1,683 µg/g

- Plantago lanceolata (pătlăgina) 1,547 µg/g

- Lepidium draba (urda vacii) 1,437 µg/g

- Polygonum aviculare (troscot) 1,190 µg/g - Thlaspi (punguliŃa) 1000-3500 µg/g (pentru Ni şi Zn).

Specii indicatoare: Lolium perenne şi Lolium multiflora sunt foarte adecvate pentru a fi utilizate ca indicatori de expunere. Aceste plante sunt frecvente în parcuri, pe marginea drumurilor, a şoselelor. Pe lângă metale grele, ele sunt indicatori pentru S şi F. Alte specii ierboase utilizate ca bioindicatori pentru metale grele sunt: - Melandrium album (opaiŃă) - (Pb) - Thlaspi (punguliŃă) - (Ni, Zn) - Solidago canadensis (splinuŃă) (Pb) - Artemisia vulgaris (pelin), Calamagrostis epigeios (trestia), Chelidomium majus (rostopoasca), Plantago major (pătlăgina mare), Poa annua (firuŃa) - utilizate ca bioindicatori pentru metale grele într-un studiu în Berlin; - Equisetum arvense (coada calului) - ca bioindicatori de Hg în zona distrusă de vulcanul Sf.Elena din SUA; - Achilea milefolium (coada şoricelului), Artemisia vulgaris (pelin), Plantago lanceolata (pătlăgina), Amaranthus retroflexus (moŃul curcanului) - bioindicatorii pentru V (Harhnan şi Reznicek, 1986 citati de Oros, 2002). - Hypericum perforatum (pojarnig), Hedera helix (iedera), Urtica dioica (urzica moartă) - pentru Pb, Cu, Zn, Cd, Hg (Holvarth şi Rump, 1970, citati de Oros, 2002); - Vaccinium myrtilus (afinul), Vaccinium vitis ideea (merişor) - pentru Cd, Fe, Mn, Pb (Czukojovska şi colab., 1980, citati de Oros, 2002).

Arbori şi arbuşti de foioase Frunzele arborilor fixează metale grele din zonele poluate (de exemplu, pe marginea

şoselelor în apropierea uzinelor) atât din sol cât şi direct din aer. - Specii sensibile: Betula pendula (mesteacăn), Fraxinus excelsior (frasin), Sorbus aucuparia (scoruş de munte), Tilia cordata (tei), Malus domestica (măr). - Indicatori acumulatori - specii considerate rezistente: Eleagnus angustifolia (sălcioara), Populus canadensis (plop canadian), Salix alba (salcie), Sambucus nigra (soc negru). - Specii relativ rezistente (acumulatori): Carpinus betulus (carpen), Quercus robur (stejar), Fagus sylvatica (fag), Quercus palustris (stejar de baltă), Acer saccharum (arŃar), Platanus acerifolia (platan).

ConŃinuturi de diferite metale în frunzele unor arbori de foioase (indicatori-acumulatori) Valori medii(ppm) Valori maxime(ppm) În zone rurale(ppm)

Alianthus glandulosa (oŃetar) 1027 2112 190 Aesculus hippocastanus (castan sălbatic) 874 1483 300 Tilia tomentosa (tei) 806 2458 240

Sophora japonica 754 2076 233 Celtis occidentalis 565 1239 214 Robinia pseudaccacia (salcâm) 596 1194 262 Acer platanoides (paltin de câmp) 451 1101 289 Platanus acerifolia (platan) 399 660 193

62

- Indicatori pentru microelemente şi ultramicroelemente: Ag Robinia pseudaccacia (salcâm); B Rosa rugosa (măceş), Acer campestre (artar de câmpie), Aesculus

hippocastanus(castan sălbatic), Morus alba, Platanus hybrida (platan), Salix alba (salcie), Sambuccus nigra (soc);

Bi Robinia pseudaccacia (salcâm); Ce Thuja occidentalis, Aesculus hyppocastanus (castan sălbatic); Co Sophora japonica; Cr Koelrenteria paniculata; Cs Rosa rugosa; Eu Rosa rugosa, Thuja occidentalis; F Sophora japonica; Ga Rosa rugosa, Thuja occidentalis; La Rosa rugosa; Mo Robinia pseudaccacia; Ni Rosa rugoza, Sophora japonica, Thuja orientalis, Aesculus

hyppocastanus; Sb Thuja occidentalis, Aesculus hyppocastanus; Sn Thuja occidentalis; Th Rosa rugosa, Thuja occidentalis; U Rosa rugosa, Thuja occidentalis; V Rosa rugosa, Thuja occidentalis, Robinia pseudaccacia, Aesculus hyppocastanus; W Robinia pseudaccacia; Zn Robinia pseudaccacia.

Coniferele sunt indicatori mai sensibili decât copacii cu frunze căzătoare datorită faptului că durata de viaŃă a acelor (frunzelor) este de 3-4 ani şi sunt expuse poluării şi pe perioadele de iarnă. Poluarea cu SO2 şi HF poate fi indicată de conifere şi prin determinarea conŃinutului din frunze (coniferele sunt şi acumulatori). Specii de conifere sensibile la poluarea cu SO2 sunt: Abies alba, Picea abies, Pinus banksiana, Pinus nigra, Pinus silvestris, Pinus strobus, Larix decidua, iar faŃă de poluarea cu HF sunt sensibile: Abies alba, Picea abies, Pinus ponderosa, Pinus silvestris, Pinus strobus. Unele specii pot fi utilizate şi pentru indicarea poluării cu oxidanŃi fotochomici: Picea abies, Pinus banksiana, Pinus strobus.

Indicarea poluării cu metale grele se face prin acumularea acestora, mai ales în acele coniferelor (coniferele sunt acumulatori de metale grele). Astfel, Picea abies, Pinus silvestris, Pinus nrigra, Taxus baccata, Thuja occidentalis sunt specii adecvate pentru indicarea poluării cu Fe, Mn,Cu, Pb. Zn,Cd,Ag, Hg.

Plante de tisă (Taxus baccata) au fost utilizate într-un proiect de evaluare a poluării cu metale grele în oraşul Darmstadt din Germania în perioada 1978-1984, conŃinutul de metale (Pb, Cu, Cd, Ni, Cr, Hg) indicând o scădere a poluării în perioada menŃionată (Kovacs, 1992, citat de Oros, 2002). Bioindicatori in apele dulci. Avand in vedere ca depoluarea biologica este deosebit de activa in medii acvatice, in iazuri de depoluare, precizam o serie de bioindicatori şi bioacumulatorii, care permit evaluarea unor poluanŃi cum sunt metale grele etc.

63

Macrofite acvatice. O serie de alge, briofite, fanerogane amfibii sau hidrofite prezintă aptitudini accentuate de concentrare în Ńesuturi atât a unor elemente minerale (metale grele) cât şi a unor compuşi organici xenobiotici din ape (dupa Oros, 2002).

Muşchii acvatici cu potenŃial de bioacumulare sunt printre alŃii: Fontinalis, Amblystegium, Rhychostegium, Plathyhypnidium, Cindidotus.

O serie de cercetări au stabilit că Fontinalis squamosa şi Fontinalis antipyretica au o capacitate mare de bioacumulare a Zn şi altor metale toxice. Ultima specie acumulează şi PCB sau alŃi compuşi organici xenobiotici, sau metale mai rare ca Ag, Bi, Sn.

Alge. Alga roşie Lemanea sp. este una dintre puŃinele macrofite care poate trăi în imediata apropiere a apei dintr-un iaz de steril de la o exploatare de Pb, se poate dezvolta în ape cu concentraŃii mari de metale toxice-Zn.

Fanerogame. Typha latifolia (papura) s-a dovedit un bioacumulator eficace al Zn, acumulând în rădăcini până la 1400 mg Zn / kg atunci când plantele au crescut pe sedimente cu conŃinut de 10 mgZn/kg de sediment (Oros, 2002).

Cercetari asupra posibilitatilor de utilizare a plantelor şi microorganismelor la extractia biologica a metalelor grele din soluri contaminate (Raport RESOLMET, 32161/2008), http://www.resolmet.utcluj.ro). Cercetările recente asupra posibilitatilor de utilizare a microorganismelor la extractia biologica a metalelor grele din soluri contaminate în urma activităŃilor antropice, având surse de poluare ca bateriile cu Pb (Pb, As), industria lemnului (As, Cr), pesticide (Pb, As, Hg), şi situri miniere etc.

Tehnologiile comparate în studiul posibilităŃilor de decontaminare a solurilor poluate cu metale grele - arsenic (As), cadmiu (Cd), crom (Cr), mercur (Hg), plumb (Pb), nichel (Ni), zinc (Zn), cupru (Cu) – au cuprins :

• izolarea (imobilizarea) prin acoperire, bariere verticale sau orizontale; • solidificarea/ stabilizarea (S/S) prin cimentare, micro-încapsulare, vitrificare; • separarea-concentrarea prin curăŃirea solului, spălarea solului, metode

pirometalurgice, electrochinetice sau • prin fitoremediere.

Fitoremedierea pentru extractia biologica a metalelor grele din soluri contaminate se poate realiza prin fitoextracŃie, fitostabilizare sau rizofiltrare. Fitoextractia (urmata de recoltarea şi tratarea plantelor) utilizează plante care au capacitate de hiperacumulare în Ńesuturi. Plantele hiperacumulatoare acumulează în frunze peste 0.1% Ni, Co, Cu, Cr, sau 1% Zn şi Mn (substanŃă uscată) indifferent de concentraŃia metalelor în sol. Ni şi Zn au fost uşor de absorbit în Ńesuturile plantelor, ca si Cu şi Cd (Kumar, 1995). Fitostabilizarea (fixarea in rădăcini) utilizează plantele pentru limitarea mobilităŃii şi bioaccesibilităŃii metalelor. Se realizează prin producerea de compuşi de catre plante capabili să imobilizeze contaminanŃii la interfaŃa sol-rădăcini. Prin creşterea pH-ului în sol se obŃine stabilizarea suplimentară. Metoda este aplicabilă pentru multe metale, mai ales Pb,Cr, Hg. Plantele fitostabilizante pot tolera metalele şi le imobilizează în sol prin adsorbŃie, precipitare, complexare, reducere.

S-au comercializat pentru fitostabilizare 3 varietăŃi de ierburi graminee (Salt,1995): Agrostis tenuis, cv Parys pentru deşeuri cu Cu; Agrostis tenuis, cv Coginan pentru deşeuri cu Zn şi Pb acid; Festuca rubra, cv Merlin deşeuri cu Zn şi Pb calcaros.

Rizofiltrarea utilizează rădăcinile plantelor terestre pentru absorbŃie, concentrare şi precipitare a metalelor din ape uzate, inclusiv din levigate ale solurilor contaminate,

64

translocându-le în Ńesuturi (Salt, 1995), mai uşor decât prin fitoextracŃie (Ensley, 1995) . • Plantele terestre dezvoltă sisteme radiculare fibroase cu mai mare suprafaŃă de

acŃiune decât plantele acvatice. • Un alt tip de rizofiltrare care este pe deplin dezvoltat, utilizează plantele de apă în

instalaŃii cu zone umede construite sau cu paturi de stuf pentru tratarea apelor uzate sau a levigatelor din soluri contaminate.

• In aceste biotehnologii se utilizează activitatea de decontaminare realizată de un sistem complex

• de plante şi microorganisme. EficienŃa economică a fitoremedierii. Unul din obiectivele fitoremedierii este de a realiza reduceri majore în costul decontaminării.

• Se precizează că utilizând fitoremedierea pentru decontaminare pe o suprafaŃă de 1 acru (1 acru = 4046,9 metri patrati) de sol luto nisipos pe 50 cm adâncime s-au cheltuit $ 60,000–$ 100,000, comparativ cu cel puŃin $ 400,000 cheltuiŃi pentru metoda de excavare şi depozitare fără tratare (Salt, 1995).

Costul comparativ estimat al tehnologiilor de remediere in contaminarea cu metale

(Nazih K. Shammas, 2009) Tipul de remediere Costul-2007 USD / t Izolarea (imobilizarea) 13–120 Solidificarea / stabilizarea S/S 80–380 Vitrificarea 520–1140 Spălarea solului 80–320 Metoda pirometalurgica 330–730 Metoda electrokinetica 60–160 Fitoremedierea 30–50

4. Indepartarea metalelor grele din ape poluate şi levigate ale solurilor contaminate cu ajutorul cianobacteriilor

Din cele 35 de metale considerate periculoase pentru sanatatea umana, 23 au fost catalogate drept metale grele: stibiu, arsen, bismut, cadmiu, ceriu, crom, cobalt, cupru, galiu, fier, aur, plumb, mangan, mercur, nichel, platina, argint, telur, taliu, staniu, uraniu, vanadiu si zinc. Cele mai periculoase substante pentru sanatate sunt considerate plumbul, cadmiul, mercurul si arsenul. Expunerea la concentratii mari din aceste metale poate duce la otraviri, cu grave efecte asupra sistemului nervos sau asupra organelor interne precum plamani, ficat, rinichi si altele. In ultimii ani s-au dezvoltat numeroase tehnici de indepartare a metalelor grele din apele uzate, cu scopul de a scadea cantitatea de ape uzate cu continut de metal rezultat din activitatile industriale precum si pentru a imbunatati calitatea efluentilor. Numeroase tratamente precum precipitarea chimica, coagularea-flocularea, flotarea, schimbul ionic sau filtrarea prin membrane pot fi folosite pentru a indeparta metalele grele din ape uzate contaminate, fiecare metoda avand anumite avantaje si limitari. O modalitate de îndepărtare a metalelor grele prin utilizarea microorganismelor - cyanobacteriilor este deosebit de intens cercetată (Roberto De Philippis şi Ernesto Micheletti, 2009). Folosirea microorganismelor pentru indepartarea metalelor grele

Biosorbtia reprezinta proprietatea biomasei microbiene nevii de a acumula ioni ai metalelor grele, proces nesustinut metabolic. In contrast, termenul bioacumulare descrie un

65

proces activ in care metalele grele sunt indepartate in urma unei activitati metabolice a unor organisme vii. In ultimii ani, cercetarea s-a axat pe mecanisme de biosorbtie deoarece biomasa poate fi utilizata cu succes pentru a indeparta metalele grele din efluentii industriali precum si pentru a recupera metale pretioase din solutii de procesare. Celulele microbiene reprezinta biosorbenti excelenti datorita raportului mare suprafata/ volum pe care-l au si datorita unui numar mare de situsuri de chemo-sorbtie potential active. Cercetarile in domeniul biosorbtiei metalelor grele au condus la identificarea mai multor tipuri de biomase microbiene eficiente in concentrarea acestor metale. Unele tipuri de biomasa sunt deseuri rezultate la fermentari industriale (de ex. bacteria Bacillus subtilis). Alte tipuri de microbi care pot lega metale pot fi recoltate din medii specifice precum lacuri sau mari (anumite tipuri de cianobacterii). Acestea pot acumula cantitati considerabile de metale grele, precum Pb, Cd, U, Cu, Zn, Cr sau altele. Caracteristici generale ale cianobacteriilor. Cianobacteriile reprezinta un grup larg de bacterii Gram-negative, procariote fototrofice caracterizate prin capacitatea de a realiza fotosinteza in prezenta oxigenului dar si autotrofe, ca principala sursa de nutritie. S-a observat ca anumite cianobacterii pot creste pe intuneric pe anumite substraturi organice sau in conditii anaerobe, realizand fotosinteza in lipsa oxigenului, folosind sulfuri ca si donori de electroni. Aceasta independenta trofica, alaturi de usurinta cultivarii lor, recomanda cianobacteriile in procesele de decontaminare.

Utilizarea cianobacteriilor in indepartarea metalelor grele. In ultimii ani s-au publicat multe articole referitoare la capacitatea microorganismelor de a acumula si indeparta metalele grele din ape. Aceste procese pot fi clasificate ca: procese active, metabolice sau procese pasive, nemetabolice. In procesele active, adsorbtia, numita bioacumulare, se datoreaza transportului metalului prin membrana celulara, urmata de acumularea intracelulara in functie de metabolismul celular. In cazul interactiilor fizico-chimice intre metal si gruparile functionale prezente pe suprafata celulei (bazate pe adsorbtia fizica, schimb ionic si complexare), procesul de sorbtie nu depinde de metabolism. Peretele celular, compus din polizaharide, proteine, lipide poate oferi situsuri pentru legarea metalelor. Cianobacteriile au un perete celular care permite adsorbtia pasiva a unor mari cantitati de metale dizolvate. Pe suprafata peretelui celular exista de fapt grupari functionale precum grupari carboxilat, hidroxil, sulfat, fosfat sau amino. Cationii metalici pot fi luati din mediu de catre gruparile incarcate negativ de pe peretele celular (Fig. 1), cu sarcina negativa prezenta pe straturile polizaharidice care inconjoara peretele celular (Fig.2) sau cu sarcinile negative ale polizaharidelor eliberate in mediul inconjurator (apa) (Fig.3), (De Philippis, Micheletti, 2009).

Fig. 1. Interactia cationilor metalici cu sarcinile negative de pe suprafata celulara

66

Fig. 2. Interactia cationilor metalici cu sarcinile negative de pe straturile polizaharidice exocelulare

Fig. 3. Interactia cationilor metalici cu sarcinile negative ale polizaharidelor eliberate in mediu (apa) (dupa Roberto De Philippis şi Ernesto Micheletti, 2009). Un numar mare de tipuri de cianobacterii au fost testate in legatura cu capacitatea lor de a indeparta metalele grele (in special Cd, Hg, Ni, Zn sau Pb) din solutii metalice. De exemplu,

• Tolypothrix tenuis, Calothrix parietina au indepartat cantitati ridicate de Hg, • Scytonema schmidlei, Anabaena cylindrica si A. torulosa au indepartat 96-

98% din Cd aflat intr-o solutie de Cd de concentratie 1mg/ l., • Gloeocapsa sp., Nostoc paludosum, N. piscinale, N. punctiforme, N.

commune, Oscillatoria agardhii, Phormidium molle si Tolypothrix au indepartat 90-96% Pb dintr-o solutie de Pb de concentratie 1mg/ l.

• Procesul de legare al metalului are loc prin complexarea ionilor metalici cu materialul polizaharidic, mucilaginos care acopera peretele celular sau este eliberat de suprafata celulara.

EficienŃa ecologică şi economică a metodei. Ca urmare a numeroase studii facute pe diverse cianobacterii folosite pentru

indepartarea metalelor grele din solutii apoase, s-au obtinut rezultate foarte promitatoare in ceea ce priveste utilizarea speciilor testate. Insa acest tip de biomasa este departe de a fi folosita pe scara industriala in tratarea apelor uzate contaminate cu metale grele din doua motive: (1) costurile de productie ale biomasei, care sunt inca prea ridicate pentru aplicatii industriale si (2) lipsa cercetarii suficiente in folosirea cianobacteriilor pentru realizarea unor linii industriale care sa duca la la indepartarea metalelor cu ajutorul acestora.

67

Interactiiunile dintre cianobacterii si metale sunt foarte complexe, depinzand de un numar mare de factori legati de caracteristicile chimice si morfologice ale celulelor microbiene, pana la proprietatile fizice si chimice ale metalelor care urmeaza a fi indepartate.

Rezultatele promitatoare obtinute pana acum, cresterea pretului chimicalelor, posibilitatea de a utiliza cianobacterii care se dezvolta in mod natural (fara costuri de productie) si cresterea interesului public pentru folosirea unor biotehnologii “verzi” pentru rezolvarea problemei poluarii apelor deschid noi perspective in folosirea cianobacteriilor pentru indepartarea metalelor grele din ape uzate.

Indepărtarea metalelor grele de către Cyanobacterii: Resultate obŃinute cu Cyanobacterii şi metale ( Dupa : Roberto De Philippis şi Ernesto Micheletti, 2009.)

Metal Cyanobacterii / SorbŃia (mmol g-1)a sau

EficienŃa îndepărtării metalului(%)b

Cyanobacterii / Sorption (mmol g-1)a sau

EficienŃa îndepărtării metalului(%)b Al Spirulina platensis / 0.0045a,c

Spirulina maxima / 0.0145a,c Mastigocladus laminosus / #113 0.0284a,c

Co Oscillatoria angustissima / 0.26a Spirulina sp. / 0.0002a Phormidium valderianum BDU / 30501 n.r.

Cr Aphanocapsa halophytia 0.29a Cyanospyra capsulata 0.36a Cyanothece CE 4 1.83a Cyanothece ET 5 0.59a Cyanothece PE 14 0.26a Cyanothece TI 4 1.29a Cyanothece VI 13 0.93a Cyanothece VI 22 1.08a Cyanothece 16Som 2 3.77a Nostoc PCC 7936 0.07a Spirulina sp. 0.19a Synechococcus sp. PCC 7942 0.10a

Fe Phormidium laminosum 94.8b

Mn Microcystis aeruginosa f. fl os-aquae C3-40 2.84a,c

Cd Anabaena nodosum / 0.087a Anaabena nodosum / 0.81a Anabaena sp. BCC / 2 85b Anabaena variabilis NIES / 23 57b Anacystis nidulans n.r. Aphanocapsa halophytia n.r. Calothrix marchica BCC / 4 57b Calothrix marchica BCC / 6 87b Calothrix parietina TISTR 8093 / 0.70a Calothrix sp. BCC10 / 89b Calothrix sp. TISTR 8130 82b Chlorococcus paris n.r. Cylindrospermum sp. BCC / 20 65b Gloeocapsa sp. BCC / 25 96b Gloeothece magna 3.78a,c Hapalosiphon hibernicus BCC 27 90b Hapalosiphon sp. BCC 30 62b Hapalosiphon welwitschii BCC 34 75b Lyngbya hieronymusii BCC 41 97b Lyngbya spiralis BCC 42 80b Lyngbya taylorii 0.37a Mastigocladus laminosus #113 0.0048a,c Mastigocladus sp. BCC 36 78b Nostoc rivularis n.r. Microcystis aeruginosa f. aeruginosa NIES 44 95.3b Microcystis aeruginosa f. fl os-aquae C3-40 1.23a,c Nostoc linckia n.r. Nostoc sp. BCC 50 94b Nostoc commune. BCC 76 69b Nostoc micropicum BCC 77 72b Nostoc piscinale. BCC 47 82b Nostoc punctiforme BCC 48 73b Nostoc punctiforme BCC 49 84b Oscillatoria amoena BCC 53 83b Oscillatoria jasorvensis BCC 56 94b Oscillatoria agardhii BCC 52 90b Phormidium angustissimus BCC 68 87b Phormidium molle BCC 7193 95b Phormidium valderianum BDU 30501 83b Rivularia sp. BCC 80 88b Spirulina platensis 0.0035a,c Spirulina maxima 0.0017a,c Spirulina platensis 0.33a Spirulina platensis 1.07a Spirulina vulgaris 1.00a Stigonema sp. BCC 90 89b Synechococcus sp. PCC 7942 0.06a

Ni Aphanocapsa halophytia n.r. Cyanospyra capsulata 1.41a Cyanothece CE 4 1.24a Cyanothece ET 5 0.24a Cyanothece PE 14 0.19a Cyanothece TI 4 0.62a Cyanothece VI 13 0.39a Cyanothece VI 22 0.59a Cyanothece 16Som 2 0.96a Lyngbya taylorii 0.65a Microcystis aeruginosa 4.26a Nostoc PCC 7936 0.032a Phormidium laminosum 85b Spirulina sp. 0.003a Synechococcus sp. PCC 7942 0.05a Synechocystis sp. 3.23a

68

Tolypotrix tenuis TISRT 8063 0.80a Tolypotrix tenuis 0.18a Tolypotrix tenuis BCC 100 53b

Hg Anabaena sp. BCC 2 68b Calothrix marchica BCC 4 84b Calothrix sp. BCC 8 86b Calothrix sp. BCC 10 92b Calothrix parietina TISTR 8093 50b Calothrix sp. TISTR 8130 40b Cylindrospermum sp. BCC 20 83b Gloeocapsa sp.BCC 25 50b Hapalosiphon hibernicus BCC 27 84b Hapalosiphon welwitschii BCC 34 85b Lyngbya hieronymusii BCC 41 92b Lyngbya spiralis BCC 42 96b Mastigocladus laminosus #113 0.005a,c Mastigocladus sp. BCC 36 89b Nostoc sp. BCC 50 86b Nostoc commune sp. BCC 76 43b Nostoc micropicum BCC 77 26b Nostoc piscinale sp. BCC 47 22b Nostoc punctiforme sp. BCC 48 66b Nostoc punctiforme sp. BCC 49 49b Oscillatoria amoena BCC 53 12b Oscillatoria jasorvensis BCC 5689 89b Oscillatoria agardhii BCC 52 73b Phormidium angustissimus BCC 68 74b Phormidium molle BCC 71 93b Rivularia sp. BCC 80 86b Spirulina maxima 0.00125a,c Spirulina platensis 0.00055a,c Stigonema sp. BCC 90 92b Stigonema sp. BCC 92 94b Tolypotrix tenuis BCC 100 94b

Sn Aphanocapsa halophytia 82b

Pb Anabaena sp. BCC 2 29b Anabaena variabilis NIES 23 48.92b Aphanothece halophytica 22b Calothrix sp. BCC 8 59b Calothrix sp. BCC 10 13b Calothrix sp. TISTR 8130 86b Calothrix sp. n.r. Cylindrospermum sp. BCC 20 52b Gloeocapsa sp. BCC 25 96b Hapalosiphon hibernicus BCC 27 13b Hapalosiphon welwitschii BCC 34 47b Lyngbya heironymusii BCC 41 80b Lyngbya spiralis BCC 42 73b Lyngbya taylorii 1.47a Mastogocladus sp. BCC 36 29b Microcystis aeruginosa f. fl os-aquae C3-40 1.50a,c Nostoc commune BCC 76 94b Nostoc piscinale BCC 47 94b Nostoc punctiforme BCC 48 98b Nostoc punctiforme BCC49 51b Oscillatoria agardhii BCC 52 73 96b Oscillatoria amoena BCC 53 89b Oscillatoria jasorvensis BCC 56 89 85b Phormidium angustissimum BC 68 77b Phormidium molle BCC 71 90b Rivularia sp. BCC 80 76b Spirulina maxima 84b Spirulina platensis 35b Spirulina platensis 0.08a Spirulina, sp. 0.00005a Stigonema sp. BCC 90 52b Stigonema sp. BCC 92 59b Synechococcus sp. PCC 7942 0.15a Tolypothrix tenuis TISTR 8063 88b Tolypothrix tenuis BCC 100 90b Tolypothrix tenuis TISTR 8063 0.15a

Zn Anabaena variabilis NIES 23 67.7b Anacystis nidulans n.r. Aphanocapsa halophytia n.r. Aphanothece halophytia 2.03a Chroococcus paris n.r. Lyngbya taylorii 0.49a Mastigocladus laminosus #113 0.00856a, Microcystis aeruginosa f. fl os-aquaeC3-40 1.23a,c Nostoc linckia n.r. Nostoc rivularis n.r Oscillatoria angustissima 0.33a Oscillatoria angustissima 9.81a Phormidium laminosum 78.2b Spirulina maxima 0.0023a,c Spirulina platensis 0.0046a,c Spirulina platensis 0.11a Tolypotrix tenuis TISTR 8063 0.14a

Cu Anabaena variabilis NIES 23 35.4b Anacystis nidulans n.r. Aphanocapsa halophytia n.r. Calothrix sp. n.r. Chroococcus paris n.r. Cyanospyra capsulata PCC 9502 3.65a Cyanospyra capsulata 1.97a Cyanospyra capsulata 2.25a Cyanothece CE 4 0.52a Cyanothece ET 5 1.78a Cyanothece PE 14 0.16a Cyanothece TI 4 050a Cyanothece VI 13 0.95a Cyanothece VI 22 0.98a Cyanothece 16Som 2 3.17a Gloeothece sp. PCC 6909 0.41a Microcystis aeruginosa f.flos-aquae C3-40 4.1a Nostoc PCC 7936 1.465a Oscillatoria angustissima 4.22a Phormidium laminosum 97.5c Spirulina, sp. 0.19a Synechococcus sp. PCC 7942 0.18a Tolypotrix tenuis TISTR 8063 0.18a

69

5. Bioremedierea prin zone de inundare artificiale sau zone umede construite pentru tratarea apelor uzate sau a eluatelor din soluri contaminate cu metale grele. Apele poluate cu metale grele pot fi eficient tratate utilizînd

• iazuri de decantare artificiale sau • sisteme de zone umede. Îndepărtarea metalelor în aceste sisteme includ următoarele mecanisme: • filtrarea şi sedimentarea particulelor în suspensie, • adsorbŃia, încorporarea în materialul vegetal, • precipitarea prin procese biogeochimice mediate de microorganisme.

S-au investigat beneficiile proceselor anaerobe de • reducere a sulfaŃilor, • reducere a cromului etc.), • fixarea şi precipitarea metalelor grele şi a unor metaloizi As).

S-a demonstrat importanŃa biotehnologiilor wetland folosite pentru • fixarea/recuperarea metalelor grele din apele de mină, din soluŃiile rezultate din

depozitele de deşeuri, şi din efluenŃii industriali. Cercetările noi duc la depăşirea greutăŃilor anterioare întâmpinate la aplicarea pe scară largă a sistemelor wetland care limitau activitatea bacteriilor sulfat reducatoare si a altor bacterii prin: - concentraŃia ridicată a oxigenului si prin potenŃialul redox ridicat, - prin aciditatea efluenŃilor, pH scăzut, - prin limitarea substratelor organice (Kuschk şi colab., 2005).

Utilizând un habitat ingineresc şi o biocenoză construită ca instalaŃii sau zone de inundare artificiale (zone umede construite - constructed wetlands) se poate realiza decontaminarea prin bioremediere a apelor subterane poluate, a apelor uzate şi a eluatelor din soluri contaminate. Metoda poate fi o alternativă promiŃătoare şi economică fată de tehnologiile de pompare şi tratare sau faŃă de barierele reactive. Astfel implementarea unui habitat ingineresc de zone umede constriuite exploatând principiile degradării biologice sunt aplicabile şi in situ, la scară largă sau medie (în instalaŃii wetlands mobile) sau în scopul reducerii nivelului de poluare) (Kuschk şi colab., 2005). Indepărtarea metalelor grele prin bioreactoare şi zone umede construite a constituit obiectivul cercetărilor finanŃate de NATO Collaborative Linkage Grant No. EST.CLG.978918 (2003-2004), cu partneri: - UFZ – Centre for Environmental Research Leipzig-Halle (Leipzig, Germany), Department of Bioremediation and Centre for Environmental Biotechnology (UBZ) at the UFZ; - Wageningen University (Wageningen, The Netherlands); - Institute of Biochemistry and Physiology of Microorganisms of RAS (Pushchino, Russia), - Institute for Biology of Inland Waters of RAS (Borok, Russia), (dupa Kuschk şi colab., 2005).

70

UnităŃi de plante şi ape uzate, contaminate cu crom.

UnităŃi mobile de inundare cu filtru orizontal UnităŃi cu filtru orizontal în meso-scale experiment wetland pentru bioremediere (dupa Kuschk şi colab., 2005).

Cercetările proiectului au fost concentrate asupra proceselor biologice capabile de îndepărtarea metalelor, în special a cromului, din apele uzate. Principalele rezultate obŃinute (dupa Kuschk şi colab., 2005), au cuprins: 1. Cercetări asupra gamei largi de procese fizice, chimice şi biologice care contribuie la detoxificarea de metale în zone umede construite şi în filtre de sol plantate care asigură un sistem heterogen de gradienŃi conŃinuŃi în ambele zone, aerobe sau anaerobe. 2. În laborator, la scări diferite, s-au cercetat sisteme de zone umede

• pe suprafeŃe orizontale şi • în sisteme cu fluxuri subterane, sau • în iaz cu covor de plante plutitoare; • toate sistemele, plantate cu Juncus effusus- rogoz, pipirig), • au fost testate pentru rata lor de îndepărtare a cromului. • Cele mai bune rezultate s-au obŃinut în sisteme cu fluxuri subterane. • Se consideră că acest rezultat poate fi atribuit numai bacteriilor anaerobe stabilite în

sistem, Juncus effusus având o capacitate scăzută de adsorbŃie pe pietriş şi o rata scăzută de îndepărtare pentru crom, în sistem hidroponic.

3. Au fost îmbogăŃite culturile mixte de bacterii reducătoare pentru crom, constând din diferite specii de bacterii anaerobe şi facultativ anaerobe. În consorŃiu au avut loc o succesiune de procese reducere bacteriană şi, după ce cromul a fost precipitat, în sistem s-a acumulat numai sulfura. 4. O bacterie reducătoare pentru crom a fost izolată şi caracterizată. PrezenŃa nitratului a ridicat specific rata de reducere a Cr(VI) şi numărul de celule. 5. Furnizarea de substrate organice promovează dezvoltarea condiŃiilor anoxice şi activitatea bacteriilor metal reducătoare şi sultat reducătoare în consorŃiul de bacterii şi în zonele umede construite. 6. ExperienŃele au testat efectul diferiŃilor contaminanŃi (compuşi organici şi metale grele) asupra plantelor in condiŃii de seră. S-au cultivat diferite specii de plante de apă emergente (helofite), păstrate în seră pe timpul iernii. Principalele specii cultivate : Acorus calamus (obligeană), Glyceria maxima (mana de apă), Iris pseudacorus (stânjenelul galben), Juncus effusus (rogoz,pipirig), Phragmites australis

71

(stuf, trestie), Typha latifolia (papura cu frunza lată), Typha angustifolia (papura cu frunza îngustă)

Acorus calamus (obligeană) Glyceria maxima (mana de apă) Iris pseudacorus (stânjenelul galben)

Juncus effusus (rogoz, pipirig) Phragmites australis (stuf) Typha latifolia (papura) Typha angustifolia (papura)

InstalaŃia experienŃelor cu plante emergente de apă Sera şi containerele de cultivare a Helophytelor

(dupa Kuschk şi colab., 2005).

Bibliografie : Doris Bohme, Susanne Hufe, 2003. Research for the Environment. 4th Edition (ISSN 0948-6925), 134 pages. EDS.: Doris Bohme, Susanne Hufe, iunie 2003. Published by UFZ Centre for Environmental Research Leipzig-Halle, http://www.ufz.de/index.php?en=2293 CRISTEA V., HODISAN I., POP I., EMILIA BECHIS, GROZA G., GALAN P., 1990. ReconstrucŃia ecologică a haldelor de steril minier. I. Dezvoltarea vegetaŃiei spontane. În ContribuŃii botanice, Univ. din Cluj-Napoca, Grădina botanică: 33-38. Cunningham, S.D. and Berti, W.R., 1993. Remediation of contaminated soils with green plants: An overview. In Vitro Cell. Dev. Biol. (Tissue Culture Association), 29, 207–212. Ensley, B.D., 1995. Will plants have a role in bioremediation? In: Fourteenth Annual Symposium 1995 in Current Topics in Plant Biochemistry, Physiology and Molecular Biology, 1995. Roberto De Philippis şi Ernesto Micheletti, 2009. Heavy Metal Removal with Exopolysaccharide-Producing Cyanobacteria. In Heavy Metals in the Environment (2009), eds.: Lawrence K. Wang, J. Paul Chen, Nazih K. Shammas, Yung-Tse Hung. CRC Press. Taylor & Francis Group. pp 89-123.

72

Peter Kuschk, Arndt Wießner, Roland Müller, Matthias Kästner, 2005. Constructed Wetlands – Treating Wastewater with Cenoses of Plants and Microorganisms. Web page: www.phyto.ufz.de A Research Association at UFZ Centre for Environmental Research Leipzig-Halle. In the Helmholtz Association. Published by UFZ Centre for Environmental Research Leipzig-Halle. Printed by System Print · Medien GmbH Dezember 2005 KISS ŞT., DRAGAN-BULARDA M., DANIELA PAŞCA, 1993. Enzimologia mediului înconjurător. Enzimologia solurilor tehnogene.Vol. II. Ed. CERES, Bucureşti. Kumar, P.B.A.,1995. Phytoextraction: The use of plants to remove metals from soils. Environmen. Sci. Technol., 29, 1232–1238. MALSCHI Dana, 2009. Biotehnologii si depoluarea sistemelor ecologice. (Tehnologii de depoluare biologica, Tehnologii de bioremediere. Reconstructia ecologica). Note de curs si aplicatii practice. Manual in format electronic Facultatea de Stiinta Mediului, Universitatea Babes-Bolyai Cluj-Napoca. Editura Bioflux, Cluj-Napoca. 2009, P. 200. 978-606-92028-5-2. http://www.editura.bioflux.com.ro/carti-2009/ MALSCHI Dana, 2009. Elemente de biologie, ecofiziologie şi microbiologie. Note de curs si aplicatii practice. Manual in format electronic. Facultatea de Stiinta Mediului, Universitatea Babes-Bolyai. Editura Bioflux, Cluj-Napoca, 2009, http://www.editura.bioflux.com.ro/carti-2009/ 634 pg., planşe color, ISBN 978-606-92028-4-5. http://www.editura.bioflux.com.ro/docs/malschi2.pdf/ Muntean, V., 1995-1996, Bacterial indicator of mud quality, Contrib. Bot., 73-76. Muntean, V., Crişan, R., Paşca, D., Kiss, S., Drăgan-Bularda, M., 1996, Enzymological classification of salt lakes in Romania, Int. J. Salt Lake Res., 5 (1), 35-44. Muntean, V., Paşca, D., Crişan, R., Kiss, S., 2001, PotenŃialul enzimatic în sterilul de la o mină de zinc şi plumb supus recultivării biologice, Lucrările celei de a XVI-a ConferinŃe NaŃionale pentru ŞtiinŃa Solului, PublicaŃiile SocietăŃii NaŃionale Române pentru ŞtiinŃa Solului, 30B, 65-73. Muntean, V., Nicoară, A., Groza, G., 2005, Microbiological research on iron mine spoils submitted to bioremediation, Contrib. Bot., 40, 259-266. Muntean, V., Groza, G., 2006, Bacterial potential of the experimental plots installed on the iron mine spoils in Iara, Contrib. Bot., 41 (2), 101-107. Muntean, V., 2007, Bacterial and enzymatic indicators of water and sediment pollution in the Arieş river, Stud. Univ. Babeş-Bolyai, Biol., 52 (1), 87-92. Muntean, V., Groza, G., 2007, Bacterial and enzymatic potential of the experimental plots installed on the iron mine spoils in Iara, Stud. Univ. Babeş-Bolyai, Biol., 52 (2), 101-108. OROS, V., 1996, Aspecte ecotoxicologice ale poluării apelor cu metale grele. În vol.: Cercetări noi in mineritul şi metalurgia neferoasă". Lucrările sesiunii Ştiintifice 35 ani de ÎnvăŃământ Superior in Baia Mare 17-19 oct. Vol. III, "Ingineria Mediului", 133 - 139. OROS V., 2000. Recultivarea biologică a terenurilor degradate datorilă activităŃii miniere de suprafaŃă şi depozitării deşeurilor. În DENUł I. (eds.), Reabilitarea ecologică şi managementul siturilor degradate de industria minieră. Ed. Univ.de Nord, Baia-Mare, 2000. OROS V., 2002. Biomonitoring. In Poluarea si monitorizarea mediului, Ed..Univ.Transilvania, Brasov. p.60-73. OROS VASILE, 2002. Reabilitare ecologică a siturilor degradate industrial. Ed. Univ. Transilvania Braşov. Cap.IV. Recultivarea biologica a terenurilor degradate p.134-153 RAMADE, F., 1987, Precis d'Ecotoxicologie. Ecologie Fondamentale. Mc Grow Hill. Ramade, F., 1992,Precis d'Ecotoxicologie. Maisson, Paris.__ Raskin, I., 1994. Bioconcentration of metals by plants. Environ. Biotechnol., 5, 285–290. Salt, D.E.1995. Phytoremediation A novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants. Biotechnology, 13, 468–474. Nazih K. Shammas, 2009. Management and Removal of Heavy Metals from Contaminated Soil. In Heavy Metals in the Environment (2009), eds.: Lawrence K. Wang, J. Paul Chen, Nazih K. Shammas, Yung-Tse Hung. CRC Press. Taylor & Francis Group. Boca Raton London New York. Pp.381-430 *** http://www.resolmet.utcluj.ro. Raport RESOLMET, contract 32161 / 2008) *** http://www.dsmz.de/strains/degradtn.htm. DSMZ - Deutsche Sammlung von Mikroorganismen und Zellkulturen GmbH, Braunschweig, Germany. DSMZ - Degradation (including Fermentation, Oxidation, Utilization)

73

2. RECONSTRUCłIA ECOLOGICĂ

În România preocupările aplicative pentru recostrucŃie ecologică, bazate pe cercetări

fundamentale aprofundate şi de lungă durată asupra biodiversităŃii, protecŃiei mediului şi utilizării durabile a patrimoniului resurselor naturale sau antropizate, au constituit obiective importante ale institutelor de cercetare ştiinŃifică şi de învăŃământ superior, de-a lungul ultimelor trei decenii, sincronizate la nivel european şi mondial. Fondatorii şcolii româneşti de ecologie aplicată la mediu dar şi cercetătorii sau practicienii contemporani au abordat cercetării sistemice integrate zonal şi global (Botnariuc 1976, Botnariuc, Vădineanu, 1982, Stugren, 1994, Vădineanu, 1998, Cristea 1993, Cristea, Gafta, Pedrotti, 2004,), pentru a soluŃiona

• probleme practice de protecŃie ambientală corelate cu productivitatea, conservarea şi dezvoltarea durabilă a ecosistemelor naturale, agricole, silvice, urbane etc.( Cristea, 2006, Dordea, Coman, 2005, Fabian, Onaca, 1999, FiŃiu, 2004, Malschi, 2003,2004,2005, Malschi şi colab. 2005, Munteanu şi colab.2005, Puia şi colab. 2001);

• probleme de management integrat a impactului de mediu în diferite activităŃi economice poluante; (Haiduc, Boboş, 2005, Ozunu, 2000, Ozunu, Teodosiu, 2002, RăuŃă, Cârstea, 1983,) precum şi

• reconstrucŃia ecosistemelor în urma distrugerii biocenozelor din zone afectate de dezastre naturale şi antropice, de poluare şi disfuncŃii tehnologice, de schimbările climatice actuale etc. (Cristea 1990, 1993, Cristea, Gafta, Pedrotti, 2004, Kiss, Drăgan-Bularda, Paşca, 1993, ). Efectul distructiv al factorilor perturbatori şi al dezastrelor ecologice asupra

biocenozelor naturale sau antropizate, impune reconstrucŃia ecologică a zonei afectate sau denudate de vieŃuitoare, în scop ambiental, sanogenetic (parcuri, zone verzi), peisagistic, agricol sau silvic, antierozional sau protectiv faŃă de schimbările climatice şi tehnologice actuale şi de perspectivă.

ReconstrucŃia ecologică, aplicată pe substrate abiotice, biotopuri poluate, contaminate, halde de steril, materiale de descopertare si alte reziduuri rezultate din exploatari miniere si din alte activitati industriale, agricole etc., operează cu metode tehnice şi biologice care pot asigura ecogeneza sau sucesiunea ecologică secundară, respectiv: înfiinŃarea fito şi zoo-cenozelor de pionierat, concomitentă cu pedogeneza, refacerea microbiotei, humusului şi proprietăŃilor solului; reconstrucŃia fito şi zoocenotică, cultivarea , colonizarea speciilor şi stabilizarea relaŃiilor interspecifice favorabile productivităŃii şi echilibrului biocenotic al noului ecosistem. FuncŃiile mediogene şi de reglaj ale fitocenozelor asigură reconstrucŃia ecologică prin: fixarea reliefului antropic, reglajul pedogenezei şi protecŃia solului, formarea zoocenozelor şi conservărea faunei, reglajul microclimatului, intercepŃia precipitaŃiilor şi reglajul hidric, atenuarea vitezei vântului, diminuarea scurgerilor de suprafaŃă, a eroziunii de profunzime (alunecări de teren, ravene, ogaşe), a depunerii de aluviuni etc. (Cristea, 1993, Cristea, Gafta, Pedrotti, 2004). Considerând că reconstrucŃia ecologică este un domeniu actual deosebit de important pentru asigurarea calităŃii mediului şi precizând rolul fitocenologiei în reconstrucŃia ecosistemelor, Cristea (1993) accentuează că aceasta, îşi poate îndeplini „valenŃele ecologice” pe baza documentaŃia oferite de cercetările fitosociologice. Ele demonstrează că structurile eco-cenotice viabile, protective şi productive, sunt cele supuse selecŃiei îndelungate în condiŃiile biotopului particular, modelul lor putând fi urmat cu succes în reconstrucŃia ecologică aplicată zonal.

Colonizarea vegetaŃiei pe substratul abiotic rezultat prin alterarea profundă a

74

mediului natural, în urma diferitelor activităŃi economice, în industria extractivă, metalurgica şi în construcŃii, prin acumularea sterilului după extragerea minereului, prin realizarea iazurilor de decantare, a autostrăzilor, barajelor, lacurilor de acumulare, etc. – se realizează prin etape particulare de ecogeneză. Substratul, iniŃial abiotic, se populează cu speciile-pionier, care au o mare amplitudine de toleranŃă ecologică la variaŃiile fatorilor ambientali. La instalarea acestei vegetaŃii, concurenŃa interspecifică este mică sau nulă. Se formează asociaŃii alcătuit dintr-un număr mic de specii, care fixează panta, cum sunt Rumex scutatum cu Galeopsis angustifolia, iar pe pantele nordice, umede, Rumex cu Tussilago farfara. Pe pantele mobile se instalează vegetaŃie cu sistem radicular puternic ramificat de suprafaŃă şi de adâncime, totodată, care rezistă la alunecările de teren, precum şi curpenul de pădure - Clematis vitalba. Pe sterilul cu conŃinut de metale, se instalează specii metalofite specializate (pentru seleniu – o serie de Leguminoase, pentru stronŃiu – Graminee, pentru zinc – specii calaminare etc.) (Fabian, Onaca, 1999). Colonizarea şi fixarea reliefului antropic de către fitocenoze depinde de capacităŃile adaptative ale comunităŃilor de plante, de variabilitatea ecotipică (biodiversitatea genetică) a speciilor componente, de proprietăŃile fizico-chimice ale materialului de bază (Cristea, Gafta, Pedrotti, 2004).

„Studiile fitocenologice pot oferi o baza stiintifică în găsirea unor soluŃii optime, corecte din punct de vedere ecologic şi economic avantajoase, de copertare şi fixare sau şi de utilizare a haldelor de steril în agricultură” (Cristea, 1990). În sprijinul ideii de reconstrucŃie ecologică, pe voluminoasele halde de steril, acumulate la minele de cărbune, de sare, de metale feroase şi neferoase, la termocentrale şi alte activităŃi industriale, argumentele se referă la: toxicitatea sterilului, la aspectul inestetic, la pericolul alunecării reliefului antropic, la necesitatea reintegrării lor în circuitul economic.

Studiul început din 1987 la iazul de decantare Anieş, aduce un model pentru metodele tehnice şi biologice aplicate. Iazul de decantare, rezultat din sterilul de la staŃia de flotare a Exploatării Miniere Rodna (jud. BistriŃa Năsăud) a fost infiinŃat în anul 1973. Aici s-au amenajat 11 nivele, cu terase de 3,8 - 4,0 m lăŃime şi taluzuri de cca 2,5 m înălŃime şi înclinaŃie de 45-50o. Sterilul este lipsit de substante organice, are un pH de 8,5 şi conŃine metalele grele Pb, Mn, Fe, Cu, Zn ce depăşesc valorile prevazute de normative, sulf, arseniu, cadmiu, magneziu etc. Aceste condiŃi impiedică dezvoltarea spontană a vegetaŃei, instalarea microbiocenozei şi afectează sănătatea populaŃiei. Pentru declansarea fitocenogenezei, s-a efectuat consolidarea cu arocament la bază, copertarea cu glii înierbate, uniform sau în “romburi” şi plantări cu Pinus nigra şi Robinia pseudacacia. La baza iazului, în condiŃii de umiditate crescută, s-a instalat spontan o vegetaŃie lemnoasă de arini, încadrată la asociaŃia Aegopodio–Alnetum glutinosae. VegetaŃia ierboasă, instalată pe taluzuri aparŃine la 2 asociatii: Fuestuco rubrae–Agrostietum tenuis şi Agropyretum repentis (syn. Agropyro-Convolvuletum arvensis. Fitocenozele prezintă stadii diferite de evoluŃie, în funcŃie de vechimea nivelului, de gradul de intervenŃie umană şi de expoziŃie a terenului. Pe terasele III şi IV acoperirea generală a taluzurilor (50-95%) este superioară teraselor (15-40%). Diversitatea specifică este superioară pe taluzuri faŃă de terase. Structura fitocenozelor pioniere de pe terase păstrează fondul floristic al taluzelor (50-70%), cu selecŃia impusă de biotop. Pe terase, instalarea vegetaŃiei se face dinspre marginea internă spre cea externă, pe fâşii de 0,5-1 m lăŃime, datorită scurgerilor de suprafaŃă ce antrenează mici cantităŃi de sol. S-a constatat că instalarea vegetaŃiei se poate realiza în timp optim prin acoperirea cu un strat de minimum 10 cm de sol, ceea ce devansează procesul de cenogeneză cu cel puŃin două-trei decenii (Cristea, 1990).

75

RECULTIVAREA BIOLOGICA A TERENURILOR DEGRADATE

Acoperirea cu vegetaŃie este metoda cea mai economică şi acceptabilă ecologic pentru stabilizarea, bioremedierea, reabilitarea terenurilor degradate, reducerea poluării.

Procesul de remediere şi reabilitare trebuie integrat in context ecologic şi economico-social.Prin remedierea ecologica se pot realiza:

1. Restaurarea prin care se incearcă refacerea exactă a ecosistemului original (ecosistemul dinainte de degradarea sitului). 2. Reabilitarea adică refacerea unui ecosistem asemănător cu cel original, dar ceva mai puŃin decât o restaurare completă. 3. Înlocuirea care nu-şi propune nici o restaurare ci o inlocuire a ecosistemului original cu un altul diferit. Acesta poate fi un ecosistem mai simplu dar mai productiv (un ecosistem agricol, o pajişte sau păşune) ori poate fi mai simplu şi mai puŃin productiv (o pădure este inlocuită cu o pajişte cu scop de zonă de agrement).

Termenul de reconstrucŃie ecologică se poate suprapune peste oricare dintre termenii restaurare, reabilitarea, înlocuire. ReconstrucŃia ecologică inseamnă o înlocuire activă şi dirijată (inginerească) a ecosistemului iniŃial cu altul in scop bine definit (Oros, 2002).

Deşeurile miniere prezinta probleme specifice de reabilitare. Haldele de deşeuri miniere sunt adeseori colonizate in mod natural de către vegetaŃie. Aceasta depinde foarte mult de materialul din care a fost construită halda.

Multe halde miniere nu prezintă limitări pentru creşterea plantelor inafară de lipsa azotului şi eventual a fosforului. Se poate realiza usor instalarea vegetaŃieie care include obligatoriu plante fixatoare de azot. Pentru astfel de halde poate fi luată in considerare o gamă largă de utilizări de la păduri până la câmpuri agricole. De exemplu in Northamptonshire (Anglia) pe haldele provenite de la exploatarea fierului s-au plantat in urmă cu 45 de ani arbori iar proprietarii actuali ai terenului exploateaza pădurile formate [Bradshaw, Chadwick, 1980, Oros, 2002].

Multe halde miniere au conŃinut de pirită, iar prin oxidarea acesteia se formează acid sulfuric. Aceste halde prezintă restricŃii atât pentru instalarea naturală a vegetaŃiei, cât şi pentru o serie de alte utilizări. Când conŃinutul de pirită este mic, există şansa instalării lente a unei flore compuse din plante tolerante faŃă de aciditate. Instalarea vegetaŃiei trebuie ajutată prin tratamente cu var. Astfel de terenuri nu pot fi utilizate pentru agricultură intrucât costurile de reabilitare ar fi prea mari iar eficienŃa lor agricolă ar fi redusă.

Haldele cu conŃinuturi de metale neferoase şi pirită sunt mai dificile. Aici, aciditatea vehiculează şi ionii de metale grele care sunt toxici pentru vegetaŃie şi pentru microorganisme.

Haldele vechi, provenite de la exploatarile de minereuri neferoase au conŃinuturi adesea ridicate de metale, datorită eficienŃei slabe a tehnicilor de extracŃie a metalelor utilizate in acele vremuri. Deseori aceste halde mai conŃin 1% şi chiar mai mult metal.

Haldele mai noi conŃin in general peste 0,1 % metale printre care şi metale insoŃitoare deosebit de toxice (Cd).

Aceste halde rămân necolonizate de vegetaŃie şi sunt expuse la fenomene de eroziune şi alunecări, constituind un permanent şi real pericol pentru mediu.

Orice utilizare publică a acestor terenuri necesită acoperirea cu un material inert pentru a izola suprafaŃa de toxicitate, ceea ce este destul de costisitor.

Dupa asemenea tratare, hălzile se pot utiliza pentru zone de agrement. Spre exemplu la Spike Island, Widnes - Cheshire s-a amenajat un parc pe fostele terenuri ale

76

primelor exploatări de cupru din Marea Britanie. Haldele s-au acoperit cu material dragat din canale. Acelasi tratament s-a realizat şi pentru haldele de la minele de plumb-zinc din nordul łării Galilor, dupa ce terenul a fost acoperit cu piatră de carieră [Bradshaw, Chadwick, 1980, citati de Oros, 2002]. TRATAMENTELE IN TEHNOLOGIILE DE RECONSTRUCTIE ECOLOGICA A SITURILOR DEGRADATE SAU POLUATE INDUSTRIAL

Tratamentul unui sit se presupune doua componente. Un tratament imediat, pentru îmbunătăŃirea însuşirilor fizice, chimice, topografice, de toxicitate, de stabilitate ale sitului în scopul asigurării condiŃiilor pentru tratamentul pe termen lung. Tratamentul pe termen lung constă în instalarea şi intreŃinerea vegetaŃiei pe sit etc. (după Oros, 2002).

1. Pentru ameliorarea structurii fizice a terenului se face tratament imediat: lucrări de scarificare sau de discuire - dacă structura este prea compactă; de compactare şi acoperire cu materiale fine-dacă structura este afânată; lucrări de stabilizare prin tratamente cu diverse materiale stabilizatoare; lucrări de drenare; de umezire pentru imbunătăŃirea stabilităŃii şi a umidităŃii.

Alte lucrări de tratare pot fi realizate in vederea asigurării condiŃiilor cerute de instalarea eficientă a vegetaŃei: se pot realiza lucrări de fertilizare (adaosuri de ingrăşăminte si de amendamente), de corectare a pH-ului cu var ;lucrări de neutratizare şi fixare a unor substanŃe toxice (metalele grele). Scopul reabilitării este realizarea unui ecosistem cu o robustă autointreŃinere. Instalarea vegetaŃiei şi intreŃinerea acesteia este o etapa decisivă în această acŃiune şi de ea depinde reuşita intregii acŃiuni de reabilitare. Recultivarea biologică este deosebit de importantă şi de mare responsabilitate (după Oros, 2002).

Realizarea cu succes a ecosistemului autosustenabil necesita in mod obligatoriu ca toate problemele subliniate la analiza sitului original să fie rezolvate, fie ele fizice, nutriŃionale, ori legate de toxicitate. De exemplu dezvoltarea de aciditate din pirita continută in materialul haldat poate face ca noul ecosistem proaspăt instalat să intre rapid in degenerare. Singura soluŃie este să se adauge cantităŃi suficiente de carbonat de calciu (calcar, creta) şi să se urmarească orice nouă generare de aciditate(după Oros, 2002).

Durata lucrarilor. Nu se va putea realiza un ecosistem complet într-o perioadă de un an, chiar dacă acesta ar fi un ecosistem simplu precum o pajişte de iarbă verde. Este foarte dificil de creat un sol totalmente fertil, complet biologic, intr-un singur an pornind de la deşeuri, cu exceptia cazurilor când există un strat substanŃial de sol vegetal adăugat peste deşeurile preexistente, ori de material organic adus din altă parte (nămol de canalizare, compost). Asemenea adaosuri se pot realiza insa numai la scară mică.

Solul trebuie sa se construiască pe o perioadă de caŃiva ani, acordându-se o atenŃie deosebită proceselor formatoare de sol. CerinŃa nu este formarea unui sol care să fie complet dezvoltat in sensul pedologic (ceea ce poate lua mii de ani) ci un sol complet dezvoltat in sensul biologic. Aceasta inseamnă ca solul format să posede continuturi adecvate de materie organica si in special de azot, asociate cu procese active de mineralizare (după Oros, 2002).

Ecosistemele normale in regiunea temperată necesită circa 150 kg azot/ha anual. De obicei acesta poate fi produs numai dacă in sol capitalul de azot este de 10 ori mai mare, rezultand un capital minimal de azot necesar în sol de 1000 kg/ha, legat de o mare cantitate de materie organică. Un astfel de sol se poate constitui numai dacă in ecosistemul in dezvoltare printre speciile de plante exista leguminoase ori alte plante fixatoare de azot. Acestea pot sa nu mai fie necesare in partea finala a dezvoltarii ecosistemului, dar in partea iniŃială, speciile fixatoare de azot trebuie sa fie nu numai prezente printre cele semanate sau plantate, sa fie adecvate condiŃiilor concrete, astfel incât ele sa se menŃină, iar contributia lor la fixarea azotului sa fie durabilă . Trebuie acordata atentie tratamentelor cu fertilizatori şi, de asemenea, acŃiunilor de cosire, sau păşunat a ierbii. În cazul

77

ecosistemelor de padure, aceleasi lucruri trebuie avute in vedere si actiunile de proptire şi de rărire a puieŃilor (Oros, 2002).

Toate acestea vor asigura rata satisfăcătoare a creşterii in ecosistemul in dezvoltare ; o producŃie satisfăcătoare de materie organică atat la suprafată cat şi in interiorul solului in formare (circa 10 000 kg/ha/an). Aceasta materie organica, impreună cu penetrarea actuală a radacinilar in sol şi cu activitatea animalelor din sol ce se hranesc cu materie organica, vor fi deosebit de importante in dezvoltarea unei structuri adecvate a solului care reprezinta cel mai adesea o problemă în terenurile degradate. Ameliorarea structurii, impreuna cu covorul de plante de la suprafată vor diminua eroziunea terenului.

La terenurile proaspat inierbate se constată adesea că după un start foarte bun, rata de creştere scade in perioada următoare la nivele deosebit de mici datorita unei inadecvate ingrijiri ulterioare. Unele specii sunt mai tolerante decat altele la lipsa de intreŃinere: in zona temperată sunt leguminoasele Sarothamnus scoparius şi Ulex europeus (tolerante la aciditate şi lipsă de fosfor). NecesităŃile de intretinere ulterioara a vegetaŃiei fac parte integranta din acŃiunea de reabilitare şi chiar din luarea deciziei privind felul reabilitării (după Oros, 2002). Plante utilizate în recultivarea terenurilor degradate

Plante ierboase. În mai toate cazurile de reabilitare a unor terenuri degradate formarea unui covor vegetal ierbos este o Ńintă finală sau o etapă intermediară pentru atingerea Ńelului final care poate fi o pădure, un teren arabil sau un parc.

De regulă printre ierburile care trăiesc pe o pajişte există şi leguminoase care au o mare capacitate de a fixa azotul atmosferic iar printre acestea, trifoiul este cel mai răspândit.

In fiecare zona climatică există un numar mai mare sau mai mic de plante ierboase care pot fi utilizate in lucrările de recultivare a zonelor in curs de reabilitare.

In Marea Britanie, Bradshaw şi Chadwick, 1980, citează 140 de specii de ierburi si 70 specii de leguminoase dintre care se pot alege speciile adecvate pentru recultivare.

Problema ce se ridică este care specii sunt adecvate pentru reabilitarea terenurilor, cum se face alegerea şi care sunt metodele cele mai bune de insămânŃare?

Din punctul de vedere al recultivării unei zone degradate, cea mai importantă insuşire de luat in considerare trebuie să fie adaptarea plantelor la condiŃiile terenului (solului).

Pe de altă parte, unele dintre aceste plante sunt uşor de obŃinut prin seminŃele produse de producători specializaŃi; altele insă se găsesc numai sub formă de plante sălbatice.

Plantele sălbatice nu trebuie ignorate intrucât pot avea o serie de insuşiri extrem de favorabile şi pot aduce servicii foarte utile in activitatea de instalare şi de permanentizare a covorului vegetal. In tabelul alaturat sunt prezentate o serie de specii de graminee Ńinand cont de criteriile amintite înainte.

În cadrul fiecărei specii există de obicei foarte multe soiuri şi varietăŃi cu însuşiri diferite privind rezistenŃa, modul de iernare, cerinŃele fată de condiŃiile solului şi climatului etc. Căutarea soiurilor celor mai adecvate constituie o cheltuială de timp utilă pentru că o alegere corectă trebuie să ia în considerare toate diferenŃele cu privire la persistenta si la intretinerea uşoara a covorului vegetal final.

Graminee posibil de utilizat in recultivarea (dupa Oros, 2002)

Specii CerinŃe de fertilitate

ToleranŃa la pH

ToleranŃa la secetă

ToleranŃa faŃă de temperatură

Cultivatori

Agrostis gigantea (iarba câmpului) medii neutru, calcaros medie rece, cald putini Agrostis stolonifera (iarba câmpului) medii neutru, calcaros mica rece, cald putini Agrostis tenuis (iarba câmpului) mici acid, neutru medie rece, cald multi Alopecurus pratensis (coada vulpii) medii neutru, calcaros medie rece, cald putini Dactylis glomerata (golomăŃ) mari neutru, calcaros medie, rece, cald multi Deschampsia caespitosa (târsă) medii neutru, calcaros medie rece, cald Specie salbatica Deschampsia flexuosa (târsă mica) mici acid mare rece, cald Specie salbatica Festuca arundinacea (păiuş de livezi) mari neutru, acid mica rece, cald multi Festuca ovina (păiuşul oii) mici acid, neutru mare frig, rece, cald putini

78

Festuca rubra (păiuş roşu) mici neutru, calcaros mare frig, rece, cald multi Festuca pratensis (păiuş de livezi) medii neutru, calcaros medie rece, cald putini Lolium perenne (zâzanie) (raigras) medii neutru, calcaros medie rece, cald multi Phleum pratense(timoftică) medii neutru, calcaros medie rece, cald multi Poa pratensis(firuŃă de li vezi ) mici acid, neutru, calcaros mare frig,rece, cald multi

Leguminoasele reprezintă o componentă de importanŃă crucială in aproape toate mixturile de ierburi deoarece ele contribuie la menŃinerea unui influx adecvat de azot şi asigură furnizarea unui capital adecvat de azot organic în interiorul solului nou, în formare. Ele înlătură necesitatea tratamentelor cu azot pentru intreŃinere prin marirea cantităŃii de azot mineralizabil. Astfel, trifoiul este un fertilizator mai bun decât tratamentele cu fertilizatori chimici, intrucât furnizeazâ azotul in mod gradual şi continuu.

Leguminoase perene cu utilitate deosebită in reabilitarea terenurilor (A= acid; N = neutru; C = calcaros), dupa Oros,2002

Specii de leguminoase PreferinŃe pentru sol PreferinŃe pentru climat ExistenŃa în flora Romaniei

Amorpha fruticosa (tufa de indigo) N,C cald - Centrosema pubescens A,N cald -

Coronilla varia(coronişte) AN rece, cald ++ Desmodium uncinatum A,N cald -

Lathyrus sylvestris (lintea pratului) N,C cald + Lespedeza bicolor A,N cald ornamentală Lespedeza cuneata A,N cald - Lespedeza japonica A,N cald -

Lotus corniculatus (ghizdei) N,C rece, cald ++ Lupinus perrenis (lupin) A,N,C rece, cald cultivată

Medicago sativa (lucernă) N,C rece, cald ++ Melilotus alba (sulfină albă) A,N,C rece, cald ++ Melilotus officinalis (sulfină) A,N,C cald ++

Phaseolus vulgaris (fasole) A,N,C cald cultivată Stylosanthes humilis A,N cald -

Trifolium pretense (trifoi roşu) N,C rece ++ Trifolium hybridum (trifoi) A,N,C rece ++ Trifolium repens (trifoi alb) N,C rece, cald ++

Ulex europeus A,N,C rece -

Şi in cazul leguminoaselor, alegerea speciilor depinde de condiŃiile de sol şi de climat. De obicei leguminoasele cele mai adecvate sunt cele utilizate in agricultură intrucât acestea au o rată mare de fixare a azotului. [Oros,2002].

Leguminoasele sunt adecvate datorită simbiozei cu bacteria Rhizobium ce se fixează in radăcini şi formează nodozităŃile fixatoare de azot. Se practică utilizarea de seminŃe deja infectate cu Rhizobium. De asemenea, se poate utiliza sol in care au fost deja cultivate leguminoasele respective, pentru a aduce un aport de bacterii Rhizobium adecvate. Uneori se realizeaza aşa numite culturi - doică. Speciile utilizate in acest scop trebuie alese în funcŃie de Ńelul urmărit.

Pregătirea terenului şi însămânşarea se fac de regulă prin aceleaşi metode care sunt utilizate in mod obişnuit in agricultură şi cu aceleaşi utilaje. Rata de însămânŃare (cantitatea de seminŃe la hectar) poate varia în funcŃie de teren şi de sit, dar şi aici este bine să se urmeaze practica din lucrările agricole. Nu se justifică ratele de însămânŃare, cu valori ridicate din horticultură (500 kg/ha) in timp ce in agricultură se aplică 40 kg/ha, in ideea ca sămânŃa multă asigură succesul. Aceasta nu este adevărat, succesul este asigurat numai prin asigurarea condiŃiilor corecte de creştere. Bradshaw şi Chadwick (1980) consideră ca normală pentru zona tempezată o rată de însămânŃare de 50 - 100 kg/ha şi ceva mai puŃin pentru climatul tropical [Oros,2002].

Daca s-a putut identifica material vegetativ special adaptat la condiŃii particulare, precum cele din hălzile metalifere, de exemplu, atunci clonarea şi propagarea vegetativă reprezintă o metodă eficientă de stabilizare, aceasta asigurând prezervarea caracteristicilor genetice nemodificate ale materialului adaptat.

79

Materialul vegetativ plantat in teren va necesita aceeaşi atenŃie in privinŃa lucrărilor de ameliorare şi intreŃinere ca şi materialul semănat. Chiar dacă materialul de start este mai mare (plantule) şi are o mai mare rezervă de nutrienŃi pe termen scurt, pe termen lung el va necesita aceleaşi adaosuri de azot şi alŃi nutrienŃi ca şi terenul însămânŃat [Oros,2002]..

Arbori şi arbuşti utilizati in recultivarea terenurilor degradate. Ca şi în

cazul plantelor ierboase, posibilitatea de alegere a speciilor este imensă. Pentru plantarea pe terenurile degradate, este necesar să se aleagă specii cunoscute a fi bine adaptate la mediul local, cu acordul inspectoratului silvic. In general, speciile cele mai valoroase sunt cele care reprezintă pionierii naturali. Este posibilă identificarea de specii care sunt adaptate in mod particular la condiŃiile dificile de deficienŃă de nutrienŃi, carenŃa care este prezentă în succesiunea naturală timpurie a vegetaŃiei pe terenurile degradate, dupa Oros, 2002.

ARBORI. Ca şi în cazul ierburilor, speciile trebuie alese şi în funcŃie de însuşirile particulare ale sitului precum pH-ul şi climatul. Există un număr de arbori din familia Leguminoase în zona temperată precum Robinia pseudacacia (salcâmul), Cercis siliquastrum, Gleditschia triacanthos (plătică), Gymnocladus dioica, Sophora japonica, iar în climatul cald speciile genului Acacia, precum si alte specii de arbori, care nu sunt leguminoase, şi care au capacitate de a fixa azotul ex. specific de Alnus (anin), Hippophaë rhamnoides (cătina albă). Aceste specii cresc relativ repede fară adaos de fertilizatori (azot) şi reprezintă instrumente valoroase in reabilitarea terenurilor degradate sau a celor tehnogene, deşi uneori necesită adaos de alŃi nutrienŃi.

Arborii cei mai utilizaŃi in recultivarea terenurilor degradate in zona temperată ((N)=fixatoare de azot, N = neutru, A= acid, C = calcaros), dupa Oros,2002.

Specii de arbori CerinŃe de fertilitate

ToleranŃă la pH

CerinŃe de umiditate

ToleranŃă la climat

Răspândire in România

Acer pseudoplatanus (paltin de munte) medic NC uscat rece, cald ++ Acer negundo (arŃar american) medie NC uscat cald Alnus glutinosa (anin negru) slabă (N) ANC umed rece ++ Alnus incana (anin alb) Slabă (N) NC umed rece ++ Betula papyrifera (mesteacăn) slabă ANC umed, cald - Betula pendula (mesteacan) slabă NC umed, rece - Betula pubescens (mesteacan pufos) slaba ANC umed, rece + Coriaria arborea slaba (N) AN uscat rece, cald - Eleagnus sylvatica slaba (N) NC uscat rece, cald - Eleagnus umbellulata slabă (N) NC uscat rece, clad - Eleagnus angustifolia (sălcioară) slaba (N) NC uscat cald + Fagus sylvatica (fag) medie ANC uscat rece ++ Fraxinus americana (frasin american) medie NC umed, cald - Fraxinus excelsior (frasin) medie NC uscat rece ++ Juniperus virginiana (ienupar de Virginia) slaba ANC uscat rece,cald cultivat Larix leptolepis (zadă, larice) slaba ANC uscat rece - Pinus banksiana (pinul bancsian) slaba AN uscat rece cultivat Pinus echinata slaba AN uscat cald - Pinus nigra (pin ne gru ) slaba ANC uscat rece, cald ++ Pinus rigida (pinul rigid) slaba AN uscat rece, cald - Pinus strobus (p i n u l s t r o b ) medie ANC uscat rece, cald cultivat Pinus sylvestris (pinul silvestru) slaba ANC uscat rece, cald ++ Pinus tolda medie AN uscat cald Pinus virginiana slaba AN uscat cald - Platanus occidentalis (platan) medie NC umed rece, cald cultivat Populus nigra (plop negru) medie N umed cald, rece ++ Populus tremula (plop tremurator) medie ANC umed rece ++ Robinia fertilis slaba ANC uscat rece, cald - Robinia pseudacacia (salcam) slaba ANC uscat rece, cald ++ Salix caprea (salcie capreasca) slaba ANC umed, uscat rece ++ Salix cinerea (zălog ) slaba ANC umed, uscat rece ++ Salix daphnoides (salcie brumarie) slaba NC umed rece ++ 5alix purpurea (rachita rosie) slaba ANC umed rece ++ Salix viminialis (rulaje) medie NC umed rece ++ Sorbus aucuparia (scoruş) slabd ANC uscat rece + Thuja occidentalis medie NC umed, uscat rece cultivat

80

ARBUŞTI. Posibilitatea de alegere pentru arbuşti este de asemenea imensă. Aici nu se pune problema unei utilizări comerciale, specific alese vor fi cele care au insuşirile cele mai adecvate faŃă de condiŃiile terenului şi care indeplinesc bine rolul de fixare.

Dintre arbuştii foarte valoroşi, cu capacitatea de a fixa azotul sunt leguminoasele Ulex, Sarothamnus şi eleagnaceele Eleagnus (sălcioara) şi Hippofaë rhamnoides (cătina albă). AlŃi arbuşti utilizaŃi adesea pentru fixarea terenurilor degradate şi pentru halde sunt sângerul (Cornus sanguinea), cornul (Cornus mas), lemnul câinesc (Lygustrum vulgare), drobul (Cytisus nigricans), dârmozul şi călinul (Viburnum lantana, Viburnum opulus), etc.

Sortimentul de specii forestiere care asigură rezultate bune pe halde este bogat, speciile utilizate depinzând de condiŃiile staŃionale existente sau create prin lucrările de ameliorare.

Speciile amelioratoare de sol (fixatoare de azot) precum salcâmul (Robinia pseudacacia), aninul (Alnus), sălcioara (Eleagnus) şi cătina albă (Hippofaë rhamnoides) au dat rezultate bune in toate cazurile. Ele au contribuit şi la ameliorarea materialului de sol din halde in timp relativ scurt şi au stimulat creşterea altor specii lemnoase când au fost cultivate in amestec cu acestea.

Dintre celelalte specii forestiere folosite pe halde au dat rezultate bune sau satisfăcatoare (Traci, 1985, Oros, 2002):

• pinii, in special pinul silvestru (Pinus sylvestris), pe haldele miniere şi industriale cu depozite grosiere şi nisipoase, cu pH sub 7, şi

• pinul negru (Pinus nigra) pe hălzile calcaroase sau argiloase cu pH peste 7; • plopii, mai ales plopul alb (Populus alba) şi plopul tremurător (Populus tremula), şi

sălciile (Salix alba, Salix caprea, Salix incana, etc.) pe hălzile formate din depozite nisipoase, din regiuni mai umede sau cu posibilităŃi de irigare;

• frasinul (Fraxinus excelsior), paltinul (Acer), cireşul pădureŃ (Cerasus avium), ulmul (Ulmus) şi frasinul de Pensylvania (Fraxinus pensylvanica), arŃarul tătăresc (Acer tataricum) şi altele, pe hălzile cu condiŃii staŃionale ceva mai favorabile sau pe care s-a aşternut un strat de pământ fertil;

• stejarul şi stejarul roşu (Quercus robur şi Quercus borealis) pe hălzile cu cele mai bune condiŃii de sol;

• mesteacanul (Betula verrucosa), oŃetarul fals (cenuşerul) (Ailanthus altissima), arŃarul american (Acer negundo), mojdreanul (Fraxinus ornus),etc. pe hălzile cu condiŃii staŃionale mai dificile (mesteacanul in zone mai umede pe hălzile acide, iar celelalte specii pe hălzile din zone mai calde şi secetoase - mai ales mojdreanul);

• lemnul câinesc (Ligustrum vulgare), sângerul (Cornus sanguinea) şi a1Ńi arbuşti, pe diferite tipuri de hălzi, in amestec cu speciile menŃionate mai inainte.

Impădurirea haldelor. Analiza situaŃiei unor hălzi din România şi a datelor din literatura de specialitate l-au condus pe Traci,1985 la concluzia că pentru caracterizarea codiŃiilor staŃionale ale hălzilor şi pentru clasificarea staŃiunilor de halde, trebuie să se ia in considerare următorii factori principali: • condiŃiile generale fitoclimatice, cu distingerea următoarei serii de tipuri de staŃiune de halde:

• halde din regiuni de câmpie şi coline, din stepă şi silvostepă; • halde din regiunile de dealurii din subzonele stejarului şi gorunului; • halde din regiuni montane din subzonele fagului şi molidului;

• provenienŃa materialului component, distingându-se: • hălzi miniere, • hălzi industriale, • hălzi menajere, etc.;

81

• caracteristicile depozitelor din hălzi, distingandu-se: • hălzi din fragmente de rocă grosiere (pietriş, pietre, bolovani cu sau fara

material fin), • hălzi din materiale fine de rocă (nisip, pulberi), • hălzi din materiale foarte fine (argilă), • hălzi din cenuşă, • hălzi din zgură, • hălzi din deşeuri menajere.

La acestia se mai adauga o serie de alŃi factori ce trebuie luaŃi in considerare precum: petrografia rocilor şi compozitia mineralogiecă, pH-ul, prezenŃa unor săruri solubile sau / şi compuşi toxici, configuraŃia microreliefului halzilor (valuri sau movile, platforme, bălti). Toate acestea vor sta la baza proiectării şi aplicării soluŃiilor tehnice diferenŃiate pentru stabilizarea şi impădurirea hălzilor.

Utilizând parŃial aceste caracteristici, Traci, 1985, a facut şi o clasificare staŃionala a hălzilor din care extragem cateva tipuri de staŃiuni. •StaŃiunea Hmc1 = hălzi miniere (Hm) formate din materiale grosiere de roci acide (bolovani, pietre, pietriş şi puŃine materiale fine de riolit, din galeriile de exploatare a aurului), sub formă de movile şi valuri, inalte de 20-30 m, cu pante de 20-30°, stabile, situate in subzona de vegetaŃie a fagului şi molidului (c). • StaŃiunea Hmb3 = hălzi miniere (Hm) carbonifere formate din fragmente de rocă şi lignit, sub forma de valuri şi movile, înalte de 10-30 m, cu pante de 20-30°, semistabile, neînŃelenite, din subzona de vegetaŃie a gorunului (b). • StaŃiunea Hmb4 = hălzi miniere (Hm) formate din materiale fine de rocă (nisip de la flotaŃia minereurilor de plumb-zinc), cu pH 7-8, sub formă de platforme inalte de 7-15 m, cu panta versanŃilor de 20-25°, semistabile, din subzona de vegetaŃie a gorunului (b). • StaŃiunea Hib2 = hălzi industriale (Hi) formate din cenuşa de la centrale electrice de termoficare, cu pH= 9,7 , cu conŃinut ridicat de Fe, Mg, Pb, Ca şi conŃinut redus de nitraŃi, sub forma de dune inalte de 40-50 m, cu pante de 25-30°, nestabile, situate in subzona de vegetatie a stejarului (b). • Statiunea Hda1 = hălzi de deşeuri menajere (Hd) alcatuite predominant din materiale organice (hârtie, materiale plastice, resturi alimentare) şi puŃine fragmente de sticlă, ceramică, obiecte metalice, etc., sub forma de platforme inalte de 5-10 m, situate în zone de câmpie şi coline din stepă si silvostepă (a) dupa Oros,2002 Lucrări de ameliorare a condiŃiilor pentru instalarea şi dezvoltarea vegetaŃiei forestiere

In general, hălzile ofera condiŃii staŃionale dificile, de aceea, în majoritatea cazurilor sunt necesare lucrări de ameliorare a acestor condiŃii pentru a permite instalarea vegetaŃiei forestiere şi dezvoltarea ei corespunzătoare.

Printre cele mai general aplicate categorii de lucrări se pot mentiona: • lucrări de consolidare a hălzilor contra alunecărilor prin micşorarea pantei şi reamenajarea taluzurilor, ziduri de sprijin, drenaje şi lucrări de combatere a eroziunii prin garduleŃe liniare sau rombice, banchete de zidărie uscată, etc.; • lucrări de pregătire a terenului.

• In cazul hălzilor cu suprafaŃa foarte tasată (foarte adesea este cazul halzilor miniere şi industriale) afânarea terenului este indispensabilă pentru instalarea vegetaŃiei forestiere.

• Pe suprafaŃa terasei la hălzile de steril de flotaŃie, afânarea se realizează prin aratură la 30-40 cm adâncime şi/sau discuire, iar

• în cazul hălzilor din materiale grosiere (hălzi de mină) prin scarificare cu scarificatoare cu dinŃi până la 30-40 cm.

82

• Pentru instalarea vegetaŃiei forestiere, această pregătire se poate executa şi in fâşii de 1,0-1,5 m lăŃime alternând cu fâşii nelucrate de 0,75-1,0 m laŃime, sau chiar pe tablii cu dimensiunile stabilite de la caz la caz. Pe versanŃii hălzilor, pregătirea terenului se va face în terase late de 26 m amplasate la distanŃe de 3-6 m. Terasele pot fi sprijinite cu garduleŃe (la materialele nestabile) sau nesprijinite in cazul materialelor stabile;

• lucrari de ameliorare a condiŃiilor de sol. Aproape in toate cazurile, hălzile de deşeuri industriale prezintă carenŃe in

substantele nutritive şi in special pentru azot. Prin urmare, sunt necesare lucrări de fertilizare şi alte lucrări de imbunătăŃire a insuşirilor fizico-chimice ale materialelor de solificare, în special in privinŃa capacitaŃii de reŃinere a apei şi a nutrienŃilor.

• Acoperirea cu un strat de sol fertil de 20-25 cm grosime este o metoda general valabilă, utilă şi in cazul impăduririlor, insă foarte rar este utilizabilă din considerente de costuri şi posibilităŃi de procurare a cantitaŃilor de sol necesare.

• Acoperirea cu alte materiale, inlocuitori de sol, precum namoluri dragate din canale de irigaŃie sau de desecare ori din canalele portuare, etc., nămoluri de la staŃiile de epurare municipale a apelor menajere, este o alternativă adesea fezabilă. Fiind bogate in materie organică, acestea ameliorează insuşirile materialului superficial din haldă şi aduce un aport de elemente nutritive.

• Mulcirea cu paie, ramuri, scoarŃe, frunze, rumeguş sau turbă este o altă posibilitate de ameliorare a materialelor, având efect pozitiv şi in prevenirea eroziunii.

Alte lucrari de ameliorare a condiŃiilor de sol sunt cele de combatere a acidităŃii prin tratare cu var sau calcar şi de fixare sau neutralizare a substanŃelor nocive, fie prin spalarea sărurilor solubile, fie prin fixare cu gips, fosfogips sau alte tratamente (Oros, 2002).

La organizarea activităŃii de instalare a vegetaŃiei forestiere se recomandă ca din speciile tipice pentru fiecare staŃiune de halde să se aleaga 2 - 3 specii intre care să fie cel puŃin una dintre cele amelioratoare de sol (fixatoare de azot), respectiv salcâm, anin sau catina albă. Amestecul de plante indicat este cel in buchete de 50 - 100 m2 sau in benzi pure alterne, late de 5-10 m.

Cătina albă şi alŃi arbuşti pot fi folosiŃi şi in culturi în amestec intim cu speciile de talie mare sau in rânduri pure alterne cu acestea.

Se va evita amestecul intim, in rânduri alterne sau in buchete mici de pin cu salcâm, anin sau salcioară, deoarece foioasele menŃionate, având creşteri mai mari in primii ani, copleşesc şi elimind pinul din cultură. Unele specii ca salcâmul şi aninul pot fi folosite şi in culturi pure.

Pentru taluzuri, după realizarea lucrărilor de consolidare specifice, se va realiza plantarea puieŃilor. Din sortimentul de specii recomandat se va alege o singură specie, evident, cea mai potrivită condiŃiilor staŃionale. Cu deosebire, se utilizează in aceste cazuri specii fixatoare de azot precum cătina albă, salcâmul şi aninii. Foarte rar, pentru a realiza efecte peisajistice, se utilizeaza combinaŃii de două specii. Desimea culturilor va fi 0,3-1m x 2-3m, cea mai mica desime va fi in cazul plantaŃiilor de salcâm (0,8-1m x 2-2,5 m) iar cea mai mare in cazul plantaŃiilor in cordon de cătină albă (0,3-0,5m x 2-2,5m).

Gazonarea prealabilă sau concomitent cu plantarea este foarte recomandată pentru prevenirea eroziunii, utilizându-se in special lupinul peren pentru inverzirea taluzurilor.

IntreŃinerea. Fertilizare şi amendare. Acestea sunt la fel de importante pentru arbori ca şi pentru ierburi şi leguminoase. Dacă deficienŃele şi pH-ul nu sunt corectate la inceput şi

83

menŃinute la valori normale in continuare, creşterea arborilor va fi slabă. După mai mulŃi ani, copacii vor inrădăcina suficient de adânc pentru a ajunge să furnizeze nutrienŃi in cantităŃile necesare, dar creşterea iniŃială slabă poate conduce la moartea copacilor prin vandalism, datorită animalelor ori prin competiŃia cu vegetaŃia inconjurătoare. Dacă stocul de sol fertil de la plantare este bine fertilizat şi aduce un aport de nutrienŃi pentru primul an, principala grijă va fi acordată pentru anii al doilea şi al treilea. NutrienŃii limitativi vor fi, ca şi in cazul ierburilor, azotul şi fosforul.

VegetaŃia însoŃitoare. Intrucât copacii sunt plantaŃi la densitate mică, o mare parte din teren ramâne neprotejată şi atunci un covor vegetal poate fi important. Acesta nu este necesar dacă terenul este plat, dar in pantele expuse la eroziune, covorul vegetal devine esenŃial. Acesta poate fi realizat dintr-un amestec de graminee cu leguminoase sau numai leguminoase, acestea din urmă sunt valoroase şi prin fixarea azotului. Dar covorul vegetal va intra in competiŃie pentru nutrienŃi şi apa cu tinerii arbori şi chiar pentru lumină dacă arborii sunt foarte mici. Astfel, speciile ierboase trebuie alese cu grijă, iar rata de însămânŃare trebuie să fie foarte mică, mult mai mică decât in cazul pajiştilor. Chiar şi aşa, poate deveni necesar ca vegetaŃia să fie combătută in jurul arborilor, prin tăiere sau erbicidare in anul al doilea şi al treilea. Astfel de lucrări sunt obişnuite pentru plantaŃiile forestiere pe terenurile erodate, la acestea se vor adăuga şi alte lucrări de intreŃinere specifice in funcŃie de insuşirile staŃiunii de haldă, dupa Oros,2002.

RECULTIVAREA BIOLOGICĂ A DEPOZITELOR DE DEŞEURI MINIERE DE LA EXPLOATAREA MINEREURILOR DE METALE NEFEROASE ŞI PREłIOASE. Exploatările miniere de metal, neferoase şi preŃioase, realizate în subteran sau la zi, produc deşeuri de două tipuri principale:

• sterile de mină şi • sterile de flotalie (iazuri de decantare), la care se pot adăuga

materialele (sterile) de descopertă în cazul carierelor (Oros, 2002). Din punct de vedere fizic, sterilul de mină şi sterilul de flotaŃie se prezintă diferit.

Sterilul de mină este un amestec complex de piese grosiere, majoritatea peste 5 cm diametru. Ele sunt stabile dar, în afara cazurilor când au o proporŃie ridicată de material fin, vor fi extrem de permeabile şi uscate, având o foarte slabă capacitate de reŃinere a apei.

Sterilul de flotaŃie este un material măcinat fin, de regulă sub 2 mm. Drept rezultat, caracteristicile fizice ale materialului sunt corespunzătoare pentru creşterea plantelor: ele vor avea de obicei o bună reŃinere a apei, dar sunt sensibile la eroziune pe calea apei şi a văntului. Ambele tipuri de materiale sunt la fel de deficitare în elemente nutritive esenŃiale N, P. Ele pot fi deficitare şi în alti nutrienti (K, Ca, etc).

Problema critică este conŃinutul de metale. În termeni generali, de obicei trebuie sa fie circa 1000 ppm (0,1 %) din oricare metal în deşeu pentru ca acesta să fie toxic pentru plante. Disponibilitatea metalului depinde de factorii atmosferici, pH şi de prezenta diferitor cationi şi anioni. Aproape toate deşeurile miniere vechi şi noi au nivele de continuturi toxice de metale. Dacă există pirită, ea va fi supusă factorilor atmosferici şi va fi oxidată la sulfat feric şi acid sulfuric. Această oxidare poate fi un proces rapid (la pH-l neutru initial scade în câteva luni la 4,0 sau mai jos) ori poate fi un proces lent. Dacă materialul conŃine şi carbonati, acidul va fi neutralizat, dar se va produce o cantitate mare de săruri solubile. Într-un climat arid, evaporarea va concentra aceste săruri la suprafată sub forma unei cruste saline. Drept rezultat, multe hălzi metalifere sunt imposibile pentru creşterea plantelor şi au rămas golaşe, expuse la eroziune pentru multi ani. Cu toate acestea, pe unele hălzi miniere vechi se pot găsi plante tolerante la metale (metalofite) care pot creşte pe soluri metalifere. Aceste adaptări pot fi specifice

84

(pentru un anumit metal) sau mai puŃin specifice (taleranŃă largă faŃă de metale). Totuşi, posedarea calităŃii de a fi metal - tolerantă de către o plantă, nu este

sufcientă pentru a asigura creşterea ei pe halda de steril minier, creşterea va depinde de existenŃa de nutrienti suficienti (N şi P) şi umiditate.

Tratamnente chimice şi fizice. Metodele fizice de acoperire cu materiale ca piatră spartă sau zgură de furnal granulată sunt eficiente, dar scumpe şi sunt imposibil de aplicat pentru rezidii cu consistentă moale. Metodele chimice pot constitui o alternativă prin utilizarea de materiale care pot realiza o stabilizare temporară însă ele singure nu oferă o solutie permanentă. Ele sunt solutii temporare care nu asigură refacerea terenului din punct de vedere biologic sau peisajistic, dupa Oros,2002.

ÎnsămânŃarea directă. • Unele hălzi de steril cu conŃinut redus de metale (0,1%), având un nivel scăzut de

toxicitate, acolo unde nu sunt probleme de aciditate ori de salinitate, este folosită instalarea unui covor vegetal prin insămânŃare directă şi adaos de fertilizatari. De asemenea, se va face amestecare cu var daca pH-ul este sub 5,5.

• Speciile însămânŃate vor fi graminee şi leguminoase. Pe siturile cu concentraŃii de metale mai mari va fi necesară utilizarea de varietăti de plante metal-tolerante.

• De regulă, speciile metal - tolerante înrădăcinează adânc în steril, scapă influentei secetei şi protejează bine suprafata. Întrucât toleranŃa este mai degrabă specifică, plantele tolerante trebuiesc găsite acolo unde toleranŃa se potriveşte cu toxicitatea sitului.

• Varietăti tolerante pentru Pb şi Zn au produs păiuşul (Festuca rubra) şi iarba câmpului (Agrostis tennuis).

• Leguminoasele sunt necesare pentru furniza azot prin fixare în sol. Acestea însă sunt mai sensibile la toxicitatea metalelor grele decât gramineele. Cu toate acestea, experienŃa arată că s-au putut instala şi stabiliza diferite specii de leguminoase în covorul vegetal pe hălzile de steril minier şi au realizat fixarea azotului,

Tehniciile de însămânŃare pot fi cele agricole obişnuite ori hidroînsămânŃarea. Creşterea este ajutată dacă in afara fertilizării obişnuite se mai adaugă şi cantităŃi mai mari de fosfat decât cele obişnuite (acesta fixează unele metale care devin astfel nedisponibile). Dacă se intentionează păşunatul ierbii, este necesară urmărirea, conŃinuturilor de metale in plante. Iarba poate fi neutilizabilâ. Acoperiri ale suprafeŃei Pe hălzile toxice una dintre alternative este să se amelioreze suprafata cu suficient de mult material precum nămol de canalizare sau gunoi menajer, ori sol vegetal, astfel încât să se asigure creşterea plantelor. Materia organică are capacitatea de a complexa metalele solubile şi a le face nedisponibile pentru plante şi în acelaşi timp reprezintă o sursă pe termen lung de nutrienti pentru plante. La Lower Swansea Vallez vegetatia a fost stabilizată cu succes pe diferite deşeuri metalifere, utilizând un strat de cel putin 10 cm de material de acoperire. Ea a mai fost utilizată la Anaconda (Montana - SUA) şi în Anglia. La câteva situri (ex. Broken Hill), s-a utilizat apă reziduală menajeră pompată pe digul iazului de decantare, rezultând o bună creştere a speciilor obişnuite. Problema se pune dacă această vegetaŃie mai rezistă după oprirea alimentării cu apă. Uneori toxicitatea deşeurilor metalifere poate fi atât de mare încât este preferabil să se realizeze o izolare completă, mai ales acolo unde terenul urmează să aibă o uitilizare agricolă şi vegetaŃia trebuie să nu conŃină nivele ridicate de metale. 1. S-ar părea că cea mai utilă soluŃie ar fi utilizarea acoperirii cu sol vegetal, dar nici aceasta nu este ideală. Solul vegetal este dificil de obŃinut în cantitate mare şi este

85

necesar un strat de grosime substantială. Capacitatea solului de a reŃine ioni solubili reprezintă un dezavantaj. În perioada uscată, evaporaŃia va transporta ascendent ionii toxici care vor fi reŃinuŃi în sol.

2. Dacă se foloseşte un material poros (zeoliti) cu capacitate slabă de schimb ionic, ionii toxici vor fi din nou vehiculati descendent după perioada de secetă şi toxicitatea nu se va instala la suprafaŃă.

3. Există argumente bune pentru utilizarea de materiale inerte anorganice grosiere. Ele vor fi relativ uşor de obtinut, adesea fiind produse chiar prin operaŃiile miniere (rocă sterilă din lucrări în afara zăcământului). Poate fi utilizată cenuşa de termocentrală.

4. SuprafaŃa acoperită cu material inert va fi ameliorată prin fertilizare şi cu ajutorul leguminoaselor fixatoare de azot. Pentru instalarea arborilor pe asemenea hălzi va fi necesar un strat de material inert de adâncime consistentă (de ordinul a 2 m) pentru ca arborii să înrădăcineze bine şi să crească satisfăcător multi ani. ÎntreŃinerea.

ÎntreŃinerea vegetaŃiei este deosebit de importantă, indiferent cum au fost suprafeŃele depozitelor de deşeuri. Cu exceptia cazurilor cand s-au acoperit cu un strat gros de material inert nu se va pune problema unei utilizări agricole care ar necesita un mare aport de nutrienŃi. Pentru menŃinerea creşterii după perioada initială de instalare este suficientă administrarea a 25 - 30 kg/an N,P,K, Această întreŃinere trebuie să dureze o perioadâ de 6 ani. După aceea reciclarea nutrientilor va, începe să decurgă singură şi s-ar putea să nu mai fie necesare alte adaosuri de nutrienti, dupa Oros, 2002. REABILITAREA ECOLOGICĂ PRIN REÂMPĂDURIRE A HĂLZILOR de steril provenit de la procesele de flotaŃie a minereurilor, aşa numitele "iazuri de decantare"

Iazurile de decantare, deşi mai restrânse ca suprafaŃă, constituie un real pericol pentru populatia din jur şi mediul natural prin poluarea puternică a aerului, apelor subterane sau curgătoare, ca urmare a conŃinutului de substanŃe toxice.

Iazurile de decantare din zona Moldova Nouă, fie la cele de la Bocşa Română, Căliman, Barza, dar mai ales la cele de la Baia Mare, Baia Sprie, Cavnic, Şieu, Borşa, amplasarea lor în imediata apropiere a localitătilor respective afectează în mod evident populaŃia. Marele pericol de poluare, în primul rând a aerului, se datoreşte prezenŃei in steril a unor substante ca: cianuri, Pb, Zn, Cu, S, etc. Urmare a dimensiunilor foarte fine ale particulelor ce constituie depozitul de steril, aceste substante sunt antrenate chiar şi de cei mai slabi curenti de aer (după Cherecheş, 2000). Argumente în sprijinul acestei afirmaŃii sunt datele măsurătorilor efectuate

• la Bocşa Română, unde în interval de 6 luni de zile, a fost spulberat un strat de steril în grosime de 27,4 cm sau cele de

• la Moldova-Nouă unde, acumulările de steril în plantaŃiile pomicole, vii, culturi agricole din jurul haldelor măsoară până la 30 cm grosime anual. Aşa se explică, în acest din urmă caz, formarea în decursul timpului a unor dune de steril cu înălŃimi de până la 5 m. În acelaşi tîmp, substantele toxice mentionate participă la soluŃia chimică din

"sol" constituind alături de alte rezultante ale proceselor de flotaŃie, factori limitativi ai instalării vegctaŃiei forestiere (şi nu numai a acesteia) pe aceste iazuri.

Pentru exemplificare vom arăta că • pe iazurile de decantare din zona Baia Mare

o conŃinutul de sulf din steril variază intre 1,5-3,6%, o cel de Cu intre 0,01 si 0,04 %, o cel de Zn între 0,07 si 0,51 %, o cel de Pb între 0,04 si 0,21 %

86

(conform datelor Regiei Autonome a Plumbului si Zincului). � Daca ne vom referim la haldele de la Moldova-Nouă, vom vedea că,

aici, conŃinutul de sulf variază între l5 si 31 ppm, iar cel de Fe atinge 360 ppm. � În MunŃii Călimani, conŃinutul de Cu în steril poate atinge şi chiar depăşi

1000 ppm. cel de Zn 550 ppm. cel de Pb. 225 iar deMn 7250 ppm. In asemenea condiŃii este de neconceput dezvoltarea nici chiar a vegetatiei ierbacee fară măsuri extrem de costisitoare de combatere a deflaŃiei şi de ameliorate a condiŃiilor de sol.

o Astfel, în cazul Regiei Autonome a Plumbului si Zincului, deşi culturile silvice au reprezentat numai 3,7 % din suprafetele recultivate, restul fiind ocupat cu ieburi perene, s-au folosit

o placări cu glii, o copertari cu pamânt de împrumut, o administrare de gunoi de grajd, o nămol de la statiile de epurare, o amendamente cu roca calcaroasă.

În cazul iazurilor de decantare de la Moldova-Nouă, trebuie mentionat că valoarea investiŃiei a reprezentat 500 mii lei/ha (valoare la nivelul anului 1987),

o din care lucrărilor de plantare (inclusiv pretul puielilor) şi intreŃinere a culturilor silvice le-a revenit numai 29 %,

o restul reprezentând lucrări de stabilizare şi ameliorare a solului. Trebuie remarcat şi faptul că utilizarea gliilor sau pamântului de împrumut

determină degradarea terenurilor de unde au fost procurate. Cu toate aceste lucrări laborioase si costisitoare, ameliorarea condiŃiilor de vegetatie

pentru culturile silvice se realizează numai într-o mică măsură. Astfel, din tabelul alaturat rezulta că, in zona Baia Mare, culturile în vîrstă de 14 ani

au realizat creşteri anuale medii în înăltime de la 23,7 cm la pinul silvestru la 45,5 cm, la plopul tremurător.

Plopii euroamericani, la baza taluzelor, înregistrează creşteri anuale medii în înăltime de numai 45 cm, ceea ce poate fi un indiciu al efectului poluant al apelor infiltrate din iaz asupra solurilor din jur.

Trebuie remarcată dezvoltarea foarte slabă în aceste condiŃii a aninului negru, care nu realizează decât creşteri 13 cm.

Salcâmul şi mesteacănul se situează pe poziŃii intermediare. Dintre speciile de arbuşti cea mai bună creştere o înregistrează

salcia căprească (43,3 cm. înăltime medie, în timp ce măceşul măsoară numai 20 cm. Au fost încercate în aceste conditii şi unele specii fructifere, ca de exemplu prun, vişin, dar cu toate măsurile deosebite de plantare şi ingrijire, majoritatea exemplarelor au dispărut iar cele rămase au o creştere lâncedă, cu o medie anuală în înăltime de numai 12 si resepctiv 5 cm.

Pe iazurile de la Bocşa-Română, deja după a1 4-lea an de la plantare starea de vegetalie a puietilor este lâncedă, chiar şi la unele specii, ca de exemplu sălcioara, care avusese o bună dezvoltare în primii ani. În aceste conditii, cu exceptia aninului negru, care realizează o creşterc anuală medie in înăltime de 42,1 cm, celelalte specii arborescente au o dezvoltare slabă: salcâmul - 17,4 cm, ulmul de Turchestan 8 cm, pinul negru 6,0 cm, mojdreanul numai 2 cm.

Dintre speciile de arbuşti, cele mai bune creşteri le înregistrează sălcioara şi catina albă, cu 18,6 si respectiv 18,3 cm, urmate de catina roşie şi mălin cu câte 13,2 şi respectiv 11,1 cm. Cea mai slabă dezvoltare o are, dintre arbuşti, lemnul câinesc cu o creştere anuală medie în înăltime de 7,5 cm.

87

La Moldova Nouă, în condiŃiile deosebite de ameliorare adoptate, mentionate mai sus, cea mai bună dezvoltare în primii 3 ani au avut-o salcâmul şi sălcioara, cu creşteri în înălŃime de 1,18 si respectiv 1,01 m/an, urmate de catina albă cu 0,44 m. Cele mai slabe creşteri le-au îrregistrat oŃetarul (0,32 m.) şi mălinul american (0,28 m).

MODELE DE RECONSTRUCłIE ECOLOGICĂ ŞI RECULTIVARE A TERENURILOR POLUATE ŞI DEGRADATE

SOLURI TEHNOGENE DIN HALDE DE STERILDE LA MINE DE FIER Dupa Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993, cercetarile enzimologice asupra activităŃilor

catalazică şi invertazică ale haldelor de steril revegetate la exploatarea minieră la zi Lebedin (zona zăcământului de fier Staroosko, regiunea Anomaliei Magnetice de la Kursk) au fost determinate de către S v i r i d o v a şi P a n o z i ş v i 1 i (1979). Haldele de aici sunt de 3 tipuri: nisipoase, lutoase şi cretacice-marnoase. Ele au fost revegetate cu ierburi spontane şi introduse sau cu plante forestiere (cătină, salcâm, sălcioară). După 8-10 ani, haldele revegetate cu ierburi au fost acoperite cu un gazon de 1,5-2 cm, care le protejează faŃă de eroziune şi deflaŃie. In plantaŃiile forestiere de 8-l0 ani, masa litierei a ajuns la 0,5-0,9 t/ha. Activitatea catalazică a fost măsurabilă în toate haldele revegetate. Această activitate, ca şi respiraŃia (producerea de CO2) şi acumularea de humus, a fost mai intensă sub vegetaŃia ierboasă decât sub pădure. Activitatea invertazică a fost influenŃată nu numai de natura vegetaŃiei, dar şi de natura haldelor de steril. Această activitate a fost maximă în rizosfera cătinei crescând pe halda de tip cretacic-marnos.

Z a s o r i n a (1985 a,b) a studiat, enzimologic, haldele de steril existente la exploatarea minieră de fier la zi de la Stoilensk (situată în regiunea Anomaliei Magnetice de la Kursk). Aceste halde sunt de două tipuri: nisipoase sau cretacice. Vârsta vegetaŃiei spontane de pe halde variază între 3 şi 20 de ani. ActivităŃile invertazică, ureazică şi catalazică au crescut în stratul de 0-5 cm al solului haldelor în paralel cu vârsta vegetaŃiei. Creşterea a fost mai pronunŃată în solul haldelor nisipoase decât în cel al haldelor cretacice. In cursul perioadei de vegetaŃie, valorile maxime ale activităŃilor s-au obŃinut în mijlocul verii. Atât în haldele noi cât şi în eele vechi, supuse fitoamelioraŃiei cu un amestec de 6 plante leguminoase şi graminee (sparcetă, lucernă, trifoi, obsigă, păiuş şi pir), activităŃile enzimatice au crescut de 1,5-3 ori (Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993). Cercetările descrise de Ş c e r b a k o v şi colab. (1991) sunt legate de recultivarea haldei de steril „Berezovîi log" (Talveg de mesteacăn) de la exploatarea minieră Lebedin. Parcelele materialelor de haldă au fost copertate cu sol de suprafaŃă (cernoziom), redepozitat fie în stare uscată - (parcelele I), fie în stare umedă (pomparea amestecului de sol şi apă) (parcelele II). Pentru revegetare s-a folosit lucernă. In cel de al 3-lea an de la revegetare, s-au colectat probe din adâncimile de 0-10, 10-20, 20-30 şi 30-40 cm ale solului tehnogen din parcelele I şi II şi ale solului zonal (cernoziom tipic) neafectat de exploatarea minieră. Probele de sol au fost analizate chimic (humus, N total etc.), enzimologic (activitatea ureazică) şi microbiologic (respiraŃia - producerea de CO2 şi capacitatea de nitrificare). In cazul parcelelor II, probele de sol luate din zona centrală s-au examinat separat de cele din zona periferică a acestor parcele. ProducŃia de lucernă în parcelele I şi II de asemenea a fost înregistrată.

ToŃi parametrii menŃionaŃi mai sus au arătat o tendinŃă de micşorare în funcŃie de adâncimea din care s-au colectat probele de sol. Activitatea ureazică, respiraŃia şi capacitatea de nitrificare in stratul de 0-40 cm al solului tehnogen au avut valori medii mult mai mari, în parcelele I decât în parcelele II. Totodată, valorile medii obŃinute în solul parcelelor I au fost asemănătoare celor înregistrate în solul zonal. De aici se poate deduce că redepozitarea solului de suprafaŃă în stare uscată este o metodă mai favorabilă din punct de vedere biologic decât redepozitarea lui în stare umedă.

In cadrul parcelelor II, diferenâe mari între zona centrală şi cea periferică nu s-au evidenŃiat. S-a mai stabilit că activitatea ureazică şi capacitatea de nitrificare în solul

88

parcelelor I şi II s-au corelat semnificativ cu conŃinutul de N total; activitatea ureazică din solul tehnogen s-a corelat semnificativ şi cu producŃia de lucernă (Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993).

În Romania, B 1 a g a şi colab. (1979, 1981, 88) au comparat activităŃile dehidroge-nazică, catalazică şi invertazică în haldele de steril nipoase sau argile calcaroase; pH în H2O = 7,7-8,3), nivelate cu scopul recultivării lor agricole in zona nordică a exploatării miniere de fier la zi de la Căpuş (jud. Cluj) şi în solurile adiacente. În soluri, activităŃile s-au micşorat cu adâncimea (0-70 sau 0-80 cm), in timp ce în haldele de steril, ele au fost aproximativ aceleaşi in straturile de 0-20 şi 50-80 cm. In stratul de 0-20 cm, fiecare activitate a fost de mai multe ori mai scăzută în halde decât în soluri. In stratul de 50-80 cm, diferenŃele dintre halde şi soluri au fost mari in privinŃa activităŃii lor dehidrogenazice, dar nu atât de pronunŃate în cazul activităŃilor lor catalazice şi invertazice (Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993).

Intr-un alt studiu efectuat în aceeaşi zonă de către B u n e s c u şi B 1 a g a (1980), s-au obŃinut rezultate similare (adică activităŃi enzimatice foarte scăzute şi respectiv ridicate) în diferite profiluri de halde şi de soluri, exceptând un profil de haldă care a manifestat activităŃi dehidrogenazică şi catalazică relativ ridicate.

Pe haldele de steril nivelate în zona sudică a exploatării de fier la zi de la Căpuş, au fost instalate şi parcele de recultivare. Unele parcele au fost recultivate cu sparcetă (Onobrychis viciaefolia) şi altele cu golamăŃ (Dactylis glomerata). După 3 ani de recultivare, materialul de haldă din aceste parcele a fost analizat enzimologic de către Dr ă g a n-B u 1 a r d a şi colab. (1983). Pentru comparare, s-a analizat şi stratul de 0-15 cm al unui sol nativ adiacent (rendzină), precum şi acelaşi strat al materialului de haldă dintr-o parcelă care nu a fost supusă recultivării.

Rezultatele arată că recultivarea a dus la activităŃi enzimatice crescute in haldele de steril în cursul transformării lor în soluri tehnogene. Activitatea dehidrogenazică potenŃială a crescut într-o măsură mai mică decât activitatea fosfatazică. Această activitate din urmă a atins valori similare cu cea găsită in solul nativ. Ambele activităŃi au fost mai ridicate in parcela cu sparcetă decât in cea recultivată cu golomăŃ. In fiecare caz, stratul de 0-20 cm a fost mai activ decât cel de 20-40 cm (Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993).

In zona „Şatra" de la aceeaşi exploatare minieră de fier, B 1 a g a si colab. (1984) au găsit valori foarte scăzute ale activităŃilor dehidrogenazice, catalazice şi invertazice in straturile de 0-20 şi 50-80 cm a 3 profiluri de halde nivelate în vederea recultivării lor.

In noiembrie 1985, acest an fiind al 9-lea an al unui experiment de fertilizare si rotaŃie a culturilor in zona sudică e exploatării de fier de la Căpuş, s-au colectat, pentru analize enzimologice, probe din adâncimea de 5-20 cm a parcelelor reprezentând 5 variante de fertilizare: VI - nefertilizată (martor); V2 - fertilizată cu gunoi de grajd (40 t/ha); V3 - fertilizată complex, organic şi mineral grajd (40 t/ha +N100P60K40); V4 - fertilizată cu NPK in doza de N100P60K40; V5 - fertilizată cu NPK in doza de N300P180K120. FertilizanŃii minerali s-au administrat sub formă de NH4NO3, superfosfat şi sare potasică. Fiecare variantă a cuprins parcele care în 1995 au fost cultivate cu porumb, ovăz sau sparcetă.

PotenŃialul enzimatic şi catalitic neenzimatŃic (activităŃile dehidrogenazică actuală şi potenŃială, invertazică, fosfatazică, ureazică si capacitatea de scindare neenzimatică a H2O,), ca şi recolta celor 3 plante, a fost cel mai ridicat în solul parcelelor fertilizate complex şi cel mai scăzut in solul parcelelor nefertilizate. S-au evidenŃiat corelaŃii semnificative intre activitatea invertazică şi recolta de porumb şi între activitatea fosfatazică si producŃia de sparcetă. Dar sub influenŃa fertilizării de lungă durată, capacitatea productivă a solului tehnogen studiat a crescut într-o măsură mai mare decât potenŃialul său biologic reflectat prin activităŃile sale enzimatice . Cu alte cuvinte,

89

fertilizarea de lungă durată este capabilă de a mări capacitatea productivă a solului tehnogen, dar efectul ei stimulator asupra potentialului enzimatic al solului este rezultatul unor procese mult mai lente (D r ă g a n-B u 1 a r d a şi colab., 1987, citati de Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993).

B 1 a g a şi colab. (1991) au descris un experiment, în care pentru fertilizare s-a folosit nămolul fermentat şi uscat, provenit de la o statie de epurare a apelor uzate orăşeneşti. Pe solul tehnogen de la Căpuş a fost amplasat, in anul 1986, un câmp experimental care, cu 3 ani, urmă, a fost nivelat in vederea recultivării agricole. Parcelele experimentale au fost tratate cu 20-140 t nămol/ha. Pentru comparare au servit parcele netratate şi parcele fertilizate mineral, cu N150P80K60 sub formă de NH4NO3,

superfosfat simplu şi sare potasică. Nămolul, respectiv, superfosfatul şi sarea potasică s-au administrat în toamna anului 1986, printr-o arătură adâncă, dar NH4NO3 s-a aplicat în primăvara anilor 1987, 1988 şi 1989, odată cu executarea lucrărilor de pregătire a patului germinativ. Planta test a fost porumbul. ProducŃia de porumb (boabe) a fost înregistrată în fiecare an. La sfârşitul perioadei de vegetaŃie din anul 1989, s-au colectat probe de sol pentru analize enzimologice (dehidrogenază, catalază şi invertază) şi pentru alte analize.

In fiecare an, producŃiile de boabe au fost cele mai mici în parcelelc martor netratate. ProducŃiile cele mai mari au fost obŃinute în parcelele tratate cu 80 şi 100 t nămol/ha (în 1987), în parcelele tratate cu 120 t nămol/ha şi în cele fertilizate cu NPK (în 1988) şi în parcelele fertilizate cu NPK (în 1989). Este de adăugat că în 1989 în parcelele tratate cu nămol s-a observat un paralelism între doza de nămol administrată şi producŃia de boabe.

ActivităŃile enzimatice, care - reamintim - au fost determinate în solul tehnogen numai în 1989, au furnizat valorile minime în parcelele martor netratate. In solul parcelelor tratate cu nămol, aceste activităŃi au crescut în paralel cu doza de nămol administrată (şi cu producŃia de boabe). ActivităŃile au crescut şi în solul parcelelor fertilizate cu NPK, dar în măsură mai mică decât în solul parcelelor tratate cu nămol.

Luându-se în consideraŃie aceste rezultate, precum şi constatările, după care sub acŃiunea nămolului a crescut în sol cantitatca de humus, N şi P, iar creşterea conŃinutului salului în metale grele a rămas mult sub limitele -maxime admise, s-a tras concluzia că, pentru fertilizarea solului tehnogen de la Căpuş, nămolul poate fi administrat în doze de până la 120 t/ha, o dată la 3 ani.

SOLURI TEHNOGENE DIN HALDE DE STERIL DE LA MINE DE MANGAN După K e 1 e b e r d a (1973), stratul de 0-20 cm al haldei de steril (alcătuită din lut

mediu) de la cariera de mangan Aleksandrov (regiunea Dnepropetrovsk, Ucraina) conŃine mai mult humus şi manifestă o capacitate (enzimatică + neenzimatică) mai pronunŃată de a scinda H2O2 decât stratul de 20-40 cm. Într-un alt studiu, efectuat la aceeaşi carieră, K e 1 e b e r d a (1978) a găsit că recultivarea parcelelor haldelor de steril cu sălcioară timp de 11 ani a dus la formarea unui sol tehnogen cu un conŃinut crescut de humus şi N şi cu activităti invertazică, ureazică şi proteinazică mai mari în straturile de 0-5, 5-10 şi 10-20 cm, in comparaŃie cu parcela martor necultivată.

Pe halda de s,teril de la aceeaşi carieră s-au instalat şi parcele plantate cu pin silvestru (Pinus silvestris) sau cu pin silvestru în amestec cu arin negru (Alnus glutinosa). Din observaŃiile şi analizele efectuate după 8 ani de la plantare a reieşit că pinul a crescut mai înalt şi acele de pin au conŃinut mai mult N, P, K şi clorofilă în plantaŃia mixtă decât în cea pură. Sub acŃiunea arinului s-au îmbunătăŃit semnificativ şi proprietăŃile chimice ale solului tehnogen. Astfel, conŃinutul de, humus şi cel de N total au furnizat valori care au crescut in ordinea: sol tehnogen sub pin > sol tehnogen la

90

mijlocul distanŃei de 2,5 m dintre arborii de pin şi arin < sol tehnogen sub arin. ActivităŃile invertazică, ureazică şi proteinazică au fost cele mai ridicate tot în solul tehnogen de sub arin (D a n k o şi colab., 1980, citati de Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993).

La aceeaşi carieră de managan, Uzbek (1986) a determinat mai multe activităŃi enzimatice in diferite straturi ale unei parcele de haldă de 20 de ani, revegetată spontan, care in prezent este acoperită de o fitocenoză stabilă edificată de firuŃă (Poa angustifolia) şi peliniŃă (Artemisia austriaca),şi a găsit că activităŃile au fost mult mai mari (activitatea catalazică de 1,5, cea fosfatazică de 13, cea ureazică de 36, cea invertazică de 46 şi cea dehidrogenazică de 72 ori) in stratul superior de 1 cm, bogat în rădăcini decât la adâncimea de 6 cm sau in straturile mai adânci ale parcelei de haldă. Numărul microorganismelor, precum şi conŃinutul de humus, N total, P mobil şi K schimbabil, de asemenea, au fost mai mari in stratul superior (dupa Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993).

În bazinul manganifer Nikopol (regiunea Dnepropetrovsk), U z b e k şi colab. (1988), citati de Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993), au determinat activităŃile invertazică, ureazică şi fosfatazică în materialele proaspete de descopertare (lut loessoid, argilă rosie-brună şi argilă cenuşie-verde) din pereŃii carierei, precum şi in stratul de 0-20 cm al parcelelor materialelor de descopertare (sol, lut loessoid, argilă roşie-brună şi argilă cenuşie-verde) revegetate spontan de 17 ani. Drept martor a servit parcela unui sol nativ adiacent (cernoziom) necultivat.

În materialele de descopertare din pereŃii carierei, cele 3 activităŃi enzimatice studiate au fost foarte slabe sau absente. Fiecare activitate s-a putut evidenŃia din lutul loessoid, dar numai activitatea ureazică a fost măsurabilă în argile.

In parcelele materialelor de descopertare revegetate activităŃile enzimatice au crescut semnificativ, furnizând valorile maxime în parcela in care materialul de descopertare a fost sol. Dar materialul de descopertare din nici o parcelă nu a atins nivelul activităŃilor enzimatice din solul nativ: activităŃile invertazică, ureazică şi, respectiv, fosfatazică din parcele, în funcŃie de natura materialelor de descopertare, au reprezentat 39,4, 34,5 şi 28,4 % (sol), 23,2, 14,8 si 9,30 % (lut loessoid), 34,0, 22,6 şi 7,6 % (argilă roşie-brună) şi 37,7, 27,3 şi 5,4 % (argilă cenuşie-verde) din activităŃile solului nativ. Aceste date arată că, în comparaŃie cu nivelul activităŃilor enzimatice din solul nativ, acumularea enzimelor în materialele de descopertare, indiferent de natura lor, s-a produs în ordinea: invertază > urează > fosfatază.

U z b e k (1989, 1991) constată că, în parcelele instalate cu 18 ani în urmă şi revegetate spontan, a crescut nu numai activitatea enzimelor hidrolitice (invertază, urează şi fosfatază), dar şi a celor oxidoreducătoare. Creşterea a fost mai pronunŃată în activitatea catalazică decât în cea dehidrocerazică. S-au determinat activiŃătile enzimatice şi în alte parcele. Acestea au fost instalate tot in zona Nikopol, cu 18 ani în urmă, pe aceleaşi materiale de descopertare, dar au fost revegetate nu spontan, ci prin însămânŃare cu lucernă sau sparcetă. Sub acŃiunea acestor plante s-a intensificat procesul de acumulare a enzimelor hidrolitice în toate parcelele. A crescut şi activitatea enzimelor oxidoreducătoare, dar, în contrast cu revegetarea spontană, recultivarea cu lucernă şi sparcetă a mărit mai mult activitatea dehidrogenazică decât pe cea catalazica:

ProprietăŃile enzimologice ale haldelor de steril recultivate la o exploatare la zi din zona minereului de mangan Ciatura (bazinul rîului Kvirila, Gruzia de vest) au fost descrise de D a r a s el i i a şi K a d at oz o v a (1973, 1976) şi D a r a s e 1 i i a (1979), citati de Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993).

91

. InfluenŃa măsurilor de recultivare a haldelor de steril de la exploatarea minieră la zi din zona minereului de mangan Ciatura asupra activităŃii enzimelor (media datelor analitice pe 3 ani 1969-

1971)(Daraseliia, 1979) Variantele experimentale Adâncimea

(cm) Humus

(%) pH în H2O

Invertază Fosfatază

Sol nativ adiacent (brun de pădure) 0-20 20-40

4,20 1,65

5,5 5,2

6,5 4,3

6,8 3,0

Haldă de steril fără plante 0-20 20-40

0,05 0,05

8,4 8,4

0,8 0,6

1,9 1,2

Graminee perene cu leguminoase (raigras cu lucernă) pe haldă de steril

0-20 20-40

2,23 0,10

7,0 7,9

2,4 1,4

4,1 1,6

ViŃă de vie pe haldă de steril 0-20 20-40

0,36 0,21

8,1 8,5

0,7 0,8

1,1 0,5

ViŃă de vie pe sol de suprafaŃă (strat de 40-45 cm) plasat deasupra haldei de steril

0-20 20-40

0,59 0,36

7,9 8,1

1,5 1,1

4,4 2,8

Activitatea invertazică se exprimă în mg“glucoză”/g sol;activitatea fosfatazică în mg P2O5/10g sol/oră

Solul nativ a avut activităŃi enzimatice mult mai ridicate decât halda de steril ne-cultivată, constând din nisipuri şi argile calcaroase; pH în H2O-8,4. ActivităŃile au crescut în parcelele recultivate, dar nu au atins valorile înregistrate în solul nativ. Amestecul de raigras-lucernă a fost mai eficient decât viŃa-de-vie. Copertarea haldelor de steril cu un strat de sol de suprafaŃă a avut un efect favorabil asupra acumulării enzimelor (invertază, fosfatază) in condiŃiile cultivării cu vita de vie. Stratul de 0-20 cm a fost mai activ şi mai bogat în humus şi microorganisme decât cel de 20-40 cm. Nu s-a evidenŃiat nici o legătură între activitatea catalazică din haldele de steril şi măsurile de recultivare aplicate.

SOLURI TEHNOGENE DIN REZIDUURI DE LA MINE DE

PLUMB ŞI ZINC Studiind descompunerea resturilor vegetaŃiei crescând pe reziduul unei mine de Pb şi

Zn, in Marea Britanie, W i 11 i a rn s şi colab. (1977), citati de Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993, au efectuat, printre altele, şi analize enzimologice. Reziduul studiat se află în jurul minei abandonate din Y Fan (Powys, Tara Galilor) şi conŃine concentraŃii ridicate de Pb şi Zn. După abandonarea minei (1928), reziduul a fost parŃial colonizat în mod natural cu Agrostis tenuis tolerant la metale. Pentru studii, a fost selectat un teren colonizat în mod egal. Drept martor a servit un teren similar, dar necontaminat, situat pe o păşune la circa 500 m de la mină. VegetaŃia terenului martor este alcătuită mai ales de A. tenuis şi Festuca ovina. Cele două terenuri au fost comparate în privinŃa activităŃii ureazice din sol, a populaŃiilor microbiene din litieră şi sol şi a microfaunei din litieră. Acumularea litierei a fost mai pronunŃată pe reziduu care a conŃinut semnificativ mai puŃini acizi humici şi fulvici în so1u1 situat imediat sub stratul de litieră. Şi activitatea ureazică a fost semnificativ mai mică în solul de mină decât în solul de păşune învecinat. Numărul microorganismelor în litiera celor două terenuri nu a fost remarcabil diferit, deşi numărul de ciuperci a fost mai scăzut în litiera de la solul de mină, în timp ce numărul bacteriilor şi actinomicetelor a fost mai ridicat. In contrast, numărul tuturor grupelor de microorganisme din solul de mină a fost considerabil mai mic decât cel din solul de păşune. In mod similar, în litiera de pe solul de mină s-au găsit mai puŃine animale. Scăderea activităŃii biologice a litierei şi solului terenului cu reziduu, cauzată de concentraŃiile ridicate de Pb şi Zn, explică descompunerea întîrziată a resturilor vegetaŃiei crescând pe acest teren.

C 1 a r k şi C 1 a r k (1981), citati de Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993, au aplicat şi metode pedoenzimologice pentru a stabili cauzele diferenŃelor ce există în flora a două zone adiacente, una săracă şi alta bogată în specii de pe o terasă de calcar din com-plexul minier de Pb pe Grassington Moor, în Yorkshire Pennines (Anglia). Jumătatea

92

nordică a terasei primeşte apă de drenaj şi reziduu fin texturat continând Pb şi Zn de la mina abandonată situată pe pantă. In această zonă, vegetaŃia este rară, floristic săracă şi compusă din specii tipice pentru regiunile minelor de metale grele din Insulele Britanice, si anume: Minuartia verna, Agrostis tenuis şi Festuca ovina. Jumătatea sudică a terasei nu este afectată de reziduul de mină. Aici vegetaŃia este floristic bogată şi continuă, exceptând locurile cu afloriment de calcar. Valoarea medie a numărului de specii pe 0,25 m2 a fost 2,4 in zona săracă în specii şi 10,1 în zona bogată în specii.

Solurile zonei sărace în specii au pH-uri mai scăzute şi conŃin mai puŃin humus, N-NO3

-, N-NH4+, P asimilabil şi K schimbabil, în comparaŃie cu cele ale zonei bogate

în specii. ConŃinutul total de Pb în solurile din zona săracă. respectiv bogată în specii a fost în medie de 78 000 şi respectiv 8 000 µg/g sol, cu mult peste valoarea limită de 350 µg/g, peste care conŃinutul de Pb este considerat anormal de ridicat.

In consecinŃă, solurile ambelor zone erau de asteptat să fie toxice pentru toate plantele, exceptând formele tolerante.

Valoarea medie a plumbului extractibil cu acetat de amoniu a fost de 21 800 µg/g sol în zona săracă in specii şi numai 311 µg/g sol in zona cealaltă. Cantitatea zincului a fost mult mai scăzută decât a plumbului în ambele zone si diferenŃa dintre zone in privinŃa cantităŃii de Zn total şi Zn extractibil cu acetat de amoniu a fost mai putin marcată decât în privinŃa plumbului.

ActivităŃile fosfatazică acidă, dehidrogenazică şi ureazică şi respiraŃia -producerea de CO2 - au fost măsurate în probe de sol colectate din zona radiculară, la 2-9 cm sub nivelul suprafeŃei. Exprimate pe baza greutăŃii uscate la aer a solului, ele sunt mai ridicate în solul zonei bogate în specii. Dar, exprimate pe baza greutăŃii uscate la aer a materiei organice, diferenŃele s-au micşorat sau eliminat . În fiecare jumătate a terasei, s-au obŃinut corelaŃii semnificative între densitatea speciilor, cantitatea nutrienŃilor şi activităŃile enzimatice şi toate acestea au fost în relaŃie inversă cu cantitatea plumbului extractibil.

S-a tras concluzia că îmbogăŃirea în nutrienŃi este implicată în formarea zonei bogate în specii pe Grassington Moor; activităŃile enzimatice mai ridicate în solul zonei bogate în specii arată că detoxifierea de metale a avut loc aici şi că materia organică mai abundentă în această zonă este în legătură cu activităŃile enzimatice.

CERCETARI ENZIMOLOGICE IN ROMÂNIA. Reziduurile crude şi cele revegetate la mina Săsar (Baia Mare, jud. Maramureş), ale cărei minereuri conŃin Pb şi Zn, precum şi Cu, Cd şi câteva alte metale grele, au fost studiate enzimologic de către S o r e a n u (1983), citat de Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993. Pentru comparare a servit un sol nativ adiacent de pajişte. Experimentul de revegetare a început în 1975 şi a cuprins parcele nefertilizate şi ferti1izate cu NPK care au fost însămânŃate cu un amestec de graminee şi leguminoase perene sau cu specii individuale de graminee şi leguminoase sau cu floarea-soarelui. In 1980, s-au colectat probe din stratul de 0-20 cm al fiecărei parcele şi al solului nativ pentru determinarea a 4 activităŃi enzimatice (invertazică, dehhidrogenazică, fosfatazică şi ureazică) in reziduuri şi respectiv in sol. S-a constatat că revegetarea a dus la creşterea fiecărei activităŃi in comparatie cu activităŃile măsurate în reziduul crud, dar, exceptând activitatea ureazică, celelalte activităŃi nu au atins valorile găsite în solul nativ. Parcelele fertilizate şi revegetate cu amestecul de graminee-leguminoase au dat rezultatele cele mai bune in privinta procentajului de acoperire cu plante, a biomasei ierboase şi a activităŃilor enzimatice din reziduuri.

Analize enzimologice au fost efectuate şi în cadrul experimentelor de recultivare a solului iazului de decantare de la mina de plumb şi zinc Rodna, jud. BistriŃa-Năsăud (Kiss şi colab., 1989b, 1990, citati de Kiss, Dragan-Bularda, Paşca, 1993).

93

In iunie 1987, pentru recultivare s-au instalat 14 parcele mici (de 7 m2), din care câte 7 cu expoziŃie sud-vestică, respectiv, sud-estică pe terasele (etajele) VIII (de 2 ani), V (de 7 ani) şi III (de 10 ani) din totalul de 9 terase ale haldei cu solul iazului de decantare.

Cele 14 parcele au cuprins următoarele tipuri de variante experimentale: a) copertate cu un strat de 10 cm de pământ lutos +fertilizate cu gunoi de grajd(40t/ha) +N150P250K100

+însămânŃate cu raigras (Lolium multiflorum)(25kg seminŃe/ha) şi trifoi (Trifolium pratense)(60 kg seminŃe/ha); b) fertilizate cu gunoi de grajd + NPK + însămânŃate; c) fertilizate cu NPK + însămîntate; d) fertilizate cu NPK. Îngrăşămintele minerale au fost: azotatul de amoniu, superfosfatul simplu şi sarea

potasică. Pe fiecare terasă, zone netratate din vecinătatea parcelelor au servit drept martori. Parcelele au fost sistematic udate cu apa din râul Someşul Mare care curge la o distanŃă de 25 m de 1a baza haldei.

În iulie 1988 s-au instalat două parcele mari (50 m2) pe terasa VI. Ambele au fost copertate cu pământ lutos (10 cm) şi fertilizate cu NPK. Una din parcele a fost însământată cu raigras şi trifoi, iar cealaltă a fost tratată cu ~50 kg sol de pe terasa 1 (veche de 15 ani), conŃinând seminŃe ale plantelor din flora spontană. S-au folosit aceiaşi fertilizanŃi şi în aceleaşi doze, precum şi aceleaşi cantităŃi de seminŃe de raigras şi trifoi şi aceeaşi sursă de apă ca şi la parcelele mici. Zone netratate de pe terasa VI au servit ca martori.

In perioada iunie 1987-octombrie 1989 s-au colectat de 6 ori probe de sol din adâncimea de 0-10 cm a parcelelor mici şi a zonelor lor martor pentru analize enzimologice. In acelaşi scop, din solul parcelelor mari şi al zonelor lor martor s-au luat probe de 4 ori, in perioada iulie 1988-octombrie 1989. Din probe s-au determinat activităŃile: fosfatazică, catalazică, catalitică neenzimatică, dehidrogenazică actuală şi dehidrogenazică potenŃială. Pe baza vadorilor de activităŃi s-a calculat, pentru fiecaree parcelă şi zonă martor, indicatorul enzimatic, considerat un indice al calităŃii biologice a solului.

Rezultatele au arătat că activităŃile enzimatice (dar nu şi activitatea catalitică neenzimatică), indicatorii enzimatici calculaŃi pe toată perioada de studiu (1987-1989) şi masa ierboasă pe anul 1989 au furnizat valorile cele mai mari în parcelele copertate cu pământ, fertilizate organic şi mineral sau numai mineral şi însământate cu raigras şi trifoi sau cu plante din flora spontană. Tratamentul complex al parcelelor mici a fost mai eficient în crearea unui potenŃial enzimatic şi productiv în solul iazului de decantare decât fertilizarea minerală singură sau fertilizarea minerală şi însămânŃarea de raigras şi trifoi. Copertarea cu pământ s-a dovedit o măsură mai importantă în comparaŃie cu fertilizarea organică. Indicatorii enzimatici ai zonelor manor au arătat o tendinŃă de creştere cu vârsta teraselor. TotuŃi, chiar pe terasa III, veche de 10 ani, zonele martor au manifestat un potenŃial enzimatic mai slab decât parcelele mici şi mari copertate cu pământ numai cu ~2,5, respeetiv ~1,5 ani în urmă.

S-a mai constatat că expoziŃia sud-vestică sau sud-estică a parcelelor supuse aceluiaşi tratament nu a afectat semnificativ valoarea indicatorilor enzi- matici şi producŃia de masă ierboasă.

BIBLIOGRAFIE:

ANDREW BALL, 2002. Bioremedierea solurilor si apelor. In. Managementul deşeurilor. Cap 5. Rds. V. Oros, Camelia Draghici, Ed. Univ, Transilvania Braşov, 2002, p.129-133 BRADSHAW A.D., CHADWICK M.J., 1980. The Restoration of Land. The Ecology and reclamation of Derelict and Degragaded Land. Blackwell science publisher, Oxford./ Bradshaw, 1995, CIPLEA, L., CIPLEA, A., 1978, Poluarea mediului ambiant. Ed. Tehnică, Bucureşti, 188-191.

94

CRISTEA V., HODISAN I., POP I., EMILIA BECHIS, GROZA G., GALAN P., 1990. ReconstrucŃia ecologică a haldelor de steril minier. I. Dezvoltarea vegetaŃiei spontane. În ContribuŃii botanice, Univ. din Cluj-Napoca, Grădina botanică: 33-38. CRISTEA, V., SIMONE DENAEYER, HERREMANS J-P., GOIA I., 1996. Ocrotirea naturii şi protecŃia mediului în România. Ed. Cluj University Press, Cluj-Napoca. CRISTEA, V., SIMONE DENAEYER, 2004. De la biodiversitate la OGM-uri ? Colectia UNIVERSITAS, seria BIOLOGIE, Ed. Eikon, Cluj-Napoca) CRISTEA V., GAFTA D., PEDROTTI F., 2004. Fitosociologie. Ed. Presa Universitară Clujană D.CHERECHEŞ, 2000. Reâmpădurirea ca o posibilă strategie pentru reabilitarea ecologică a hălzilor de mină. În DENUł I. (eds.), Reabilitarea ecologică şi managementul siturilor degradate de industria minieră. Ed. Univ.de Nord, Baia-Mare, 2000. DALEA VIORICA, FLORICA MANEA, 2002. Monitorizarea solului. In Poluarea si monitorizarea mediului. Ed.Univ. Transilvania, Brasov. p.55-60 DORDEA MANUELA, COMAN N., 2005. Ecologie umană. Casa CărŃii de ŞtiinŃă, Cluj-Napoca DENUł I., 2000. Aplicatii de teren. În DENUł I. (eds.), Reabilitarea ecologică şi managementul siturilor degradate de industria minieră. Ed. Univ.de Nord, Baia-Mare, 2000. DRAGAN-BULARDA M., SAMUEL ALINA DORA, 2006. Microbiologie generală. Ed. Univ. din Oradea DRĂGAN-BULARDA, M.,2000. Lucrări practice de Microbiologie generală, Univ.Babeş-Bolyai. DRĂGAN-BULARDA,M., KISS, S., 1986. Microbiologia solului. Univ.Babeş-Bolyai, Cluj-Napoca. ELIADE G., GHINEA L., ŞTEFANIC G., 1975. Microbiologia solului. Ed. Ceres Bucuresti. FABIAN ANA, ONACA RODICA, 1999. Ecologie aplicată. Casa de editură SARMIS, Cluj-Napoca. IOVANCA HAIDUC, 2006. Chimia verde şi poluanŃii chimici. Ed.Fundatiei Studii Europene, Cluj GHIDRA V., ZAHARIA C. 2002. Ecotoxicologie. Ed. Studia, Cluj-Napoca. GHIDRA V. 2004. Ecotoxicologia si monitorizarea principalilor poluanti. Ed. Studia.Cluj-Napoca. GHIDRA V., SESTRAŞ R., BOTU M., BOTU I.,2004. Biodiversitate şi bioconservare. Ed. AcademicPres,Cluj-Napoca: 56-100. HANS-JOACHIM JÖRDENING, JOSEF WINTER Eds., 2005. Environmental Biotechnology. Concepts and Applications. WILEY-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA, Weinheim ISBN: 3-527-30585-8. KISS ŞT. ŞTEFANIC GH., DANIELA PAŞCA, DRAGAN-BULARDA M.,EVA ZBOROVSCHI, CRIŞAN R., 1991. Enzimologiea mediului înconjurător. Enzimele şi fertilitatea solului. Vol. I. Ed. CERES, Bucureşti KISS ŞT., DRAGAN-BULARDA M., DANIELA PAŞCA, 1993. Enzimologia mediului înconjurător. Enzimologia solurilor tehnogene.Vol. II. Ed. CERES, Bucureşti. KOVACS, M., 1992. Biological Indicators in Environmental Protection, Ellis Horwood, London. RICHARD G. LUTHY and.col., 2003. Bioavailability of Contaminants in Soils and Sediments: Processes, Tools, and Applications. Committee on Bioavailability of Contaminants in Soils and Sediments, Water Science and Technology Board. Division on Earth and Life Studies. National Research Council. ISBN: 0-309-50578-X, 432 pages, Printed in the United States of America. The National Academies Press Washington, D.C. http://www.nap.edu/catalog/10523.html MALSCHI DANA, STAN GHEORGHE, 2006. ReconstrucŃia ecologică - principii, noi orientări, perspective. Environment&Progress 7/2006. Eds. I.Petrescu, T. Rusu, I.Oroian. ED. Fundatia pentru Studii Europene, Cluj, p. 49-56. MALSCHI DANA, 2007, 2008. Biotehnologii si depoluarea sistemelor ecologice. Note de curs pentru uz intern. Ingineria mediului, anul 2, Facultatea de Stiinta Mediului, UBB Cluj. MAN C., IVAN I.,1999.Strategii în managementul deşeurilor şi reziduurilor. Cap.3. Biodegradarea (stabilizarea) nepoluantă a deşeurilor şi reziduurilor organice. Ed.MESAGERUL, Cluj.p 73-107. NICOLESCU CARMEN, 2002. Microbiologia apei şi a produselor acvatice. Ed. Cetatea de Scaun, Târgovişte. OROS, V., 1996, Aspecte ecotoxicologice ale poluării apelor cu metale grele. În vol.: Cercetări noi in mineritul şi metalurgia neferoasă". Lucrările sesiunii Ştiintifice 35 ani de ÎnvăŃământ Superior in Baia Mare 17-19 oct. Vol. III, "Ingineria Mediului", 133 - 139. Vasile OROS V., 2000. Recultivarea biologică a terenurilor degradate datorilă activităŃii miniere de suprafaŃă şi depozitării deşeurilor. În DENUł I. (eds.), Reabilitarea ecologică şi managementul siturilor degradate de industria minieră. Ed. Univ.de Nord, Baia-Mare, 2000. OROS V., 2002. Biomonitoring. In Poluarea si monitorizarea mediului, Ed..Univ.Transilvania, Brasov. p.60-73. OROS VASILE, 2002. Reabilitare ecologică a siturilor degradate industrial. Ed. Univ. Transilvania Braşov. Cap.IV. Recultivarea biologica a terenurilor degradate p.134-153 OROS VASILE, CAMELIA DRĂGICI, 2002. Managementul deşeurilor. Ed. Univ. Transilvania Braşov. 25. V. OROS, AL. OZUNU, 2002. Testele de biodegradabilitate. In: Al. Ozunu, Carmen Teodosiu, 2002. Prevenirea poluarii mediului .ed. Univ. Transilvania brasov. OZUNU AL., CARMEN TEODOSIU, 2002. Prevenirea poluării mediului. Ed. Univ. TRANSILVANIA Brasov.

95

OZUNU AL., 2000. Elemente de hazard şi risc în industrii poluante. Ed. Accent, Cluj. PRETTY JULES, OROS VASILE, CAMELIA DRĂGHICI, 2003, Waste management. Ed. Academiei Române, Bucureşti. PRODAN I., BUIA A., 1958. Flora mică ilustrată a Republicii Populare Române. Ed. Agrosilvică de Stat, Bucureşti. ROJANSCHI, V., BRAN, F., DIACONU, G., 1997, Protectia şi Ingineria Mediului, Ed. Economică, Bucureşti. ROJANSCHI, V.L, 1991, PosibilităŃi de evaluare globală a impactului poluării asupra calităŃii ecosistemelor, Mediul Înconjurător, 2, 1-2. RĂUłĂ C., CÂRSTEA S., 1983. Prevenirea şi combaterea poluării solului. Ed. Ceres, BRUCE E. RITTMANN and. col., 1993. In Situ Bioremediation. When does it work ? Committee on In Situ Bioremediation Water Science and Technology Board. Commission on Engineering and Technical Systems. National Research Council. NATIONAL ACADEMY PRESS. Washington, D.C. 1993. ISBN: 0-309-58550-3, 224 pages, 6 x 9. http://www.nap.edu/catalog/2131.html C.M. RITCEY, 1999. Biohydrometallurcy and the environment toward the mining of the 21st century. Part B. MoIecuIar BioIogy, Biosorption, Bioremediation. Process Metallurgy, R. Amils, A. Ballester Eds., IBS.ELSEVIER. Madrid 1999. VED PAL SINGH, RAYMOND D. STAPLETON Jr.Eds., 2002. Biotransformations: Bioremediation Technology for Health and Environmental Protection. Progress in industrial microbiology. Vol. 36. ISA ELSEVIER. Amsterdam . STUGREN BOGDAN , 1994. Ecologie teoretică. Ed. Sarmis, Cluj – Napoca. ŞTEFANIC G., SĂNDOIU D.I., GHEORGHIłĂ NICULINA, 2006. Biologia solurilor agricole. Ed. ELISAVAROS, Bucureşti. TODOR I., 1968. Mic atlas de plante din flora Republicii Populare Române. Ed. Didactică şi pedagogică, Bucureşti. TRACI C., 1985. Împădurirea terenurilor degradate. Ed. CERES, Bucureşti. TRACI C., COSTIN E., 1966 . Terenurile degradate şi valorificarea lor pe cale forestieră. Ed. Agrosilvică, Bucureşti. VĂDINEANU V., 1998. Devoltare durabilă. Ed. Univ. Bucureşti. •Ordonanta de urgenŃă a Guvernului 195/ 22.12.2005 privind protectia mediului. Monitorul Oficial al României nr.1196/30.12,2005 •Ordinul 876/2004 al Ministerului Mediului şi Gospodăririi Apelor pentru autorizarea activitatilor cu impact semnificativ asupra mediului. Monitorul Oficial al României. Partea I. Nr. 31/11.01.2005.