disertacioni a bode

UNIVERSITETI POLITEKNIK I TIRANËS FAKULTETI I GJEOLOGJISË DHE I MINIERAVE DEPARTAMENTI I INXHINIERISË SË BURIMEVE MINERARE Rruga Elbasanit, Tiranë-Albania Tel/fax: ++ 355 4 375 246/5 E-mail: [email protected]

DISERTACION

Tema: Impakti ambiental i faktorëve antropogjenë në pellgun ujëmbajtës të Tiranës

(për marrjen e gradës shkencore “Doktor”)

Disertante: Aida BODE

Udhëheqës shkencor: Prof. Asoc. Dr. Piro ZOGA

Tiranë, 2012

UNIVERSITETI POLITEKNIK I TIRANËS FAKULTETI I GJEOLOGJISË DHE I MINIERAVE DEPARTAMENTI I INXHINIERISË SË BURIMEVE MINERARE Rruga Elbasanit, Tiranë-Albania Tel/fax: ++ 355 4 375 246/5 E-mail: [email protected]

Disertacion i përgatitur nga: MSc. Ing. Aida BODE Për marrjen e gradës shkencore: DOKTOR

Tema: Impakti ambiental i faktorëve antropogjenë në pellgun ujëmbajtës të Tiranës

Mbrojtur më datë 16 mars 2012 para Jurisë:

1. Prof. Dr. Artan Tashko Kryetar(Oponent) 2. Prof. Dr. Skënder Osmani Anëtar 3. Prof. Dr. Sokol Mati Anëtar 4. Prof.Dr. Vladimir Peza Anëtar (Oponent) 5. Prof.Dr. Vasil Jorgji Anëtar

Tiranë, 2012

v

Treguesi i përmbajtes Treguesi i përmbajtes v Parathënie x Abstrakt xi Përmbledhje xiii Lista e figurave xx Lista e tabelave xxvi Indeksi i shkurtimoreve xvii

PJESA I - TË PËRGJITSHME 1 1. Shtrimi i problemit 1

1.1 Aktiviteti antropogjen dhe impakti i tij në cilësinë e ujrave sipërfaqësorë 2

1.1.1 Impakti i aktivitetit antropogjen në lumenj 2 1.1.2 Ndotja dhe burimet e ndotjes së ujrave 3 1.1.2.1 Burimet antropogjene të ndotjeve 4 1.1.2.2 Burimet natyrore të ndotjes së ujit 8 1.1.3 Efektet e ndotjes së ujrave 8

1.1.3.1 Eutrofikimi dhe roli i ushqyesve në ekosistem, eutrofikimi kulturor 8

1.1.3.2 Shpëlarja acide 12 1.1.4 Pasojat e ndotjes së ujrave 12 1.2 Transporti i substancave ndotëse në ujra dhe proçeset e tij 13 1.3 Menaxhimi i cilësisë së ujrave 15 1.3.1 Monitorimi i ujrave sipërfaqësore 17 1.3.1.1 Monitorimi 17 1.3.1.2 Monitorimi i cilësisë së ujrave në Shqipëri 17 1.3.2 Modelimi i ujrave sipërfaqësore 18 1.3.2.1 Përdorimi i modeleve të cilësisë së ujit 20 1.3.2.2 Modelet e cilësisë së ujit 21

1.3.2.3 Përvoja botërore e modelimit të cilësisë së ujit të lumenjve 21

1.3.2.4 Përvoja shqiptare e modelimit të cilësisë së ujit të lumenjve 23

1.3.2.5 Kufizimet e modelimit të cilësisë së ujit të lumit 23

2 Qëllimi dhe objektivat 24 2.1 Qëllimi 24 2.2 Objektivat 24 3 Të dhëna për pellgun e Tiranës 25

3.1 Zona e shtrirjes gjeografike 25 3.1.1 Të dhënat gjeografike të qytetit të Tiranës 25 3.1.2 Klima 25 3.1.3 Organizmat e gjalla në ujra 27 3.1.4 Demografia 27 3.1.5 Përdorimi i ujit 27

vi

3.2 Hidrologjia 28 3.3 Gjeologjia dhe Hidrogjeologjia 28 3.3.1 Gjeologjia 28 3.3.2 Ujrat nëntokësore 29 3.4 Cilësia e ujit: Dimensionet kohore 32 3.4.1 Kritere të vlerësimit kimik 32 3.4.2 Ndotja e ujrave sipërfaqësore 32 3.4.2.1 Ndotja e ujrave në vendin tonë 32

3.4.2.2 Ndotja e ujrave sipërfaqësore të qytetit të Tiranës 33

3.5 Qasja aktuale për ndotjen e ujrave të lumenjve 35 3.5.1 Mbështetja politike dhe publike 35 3.5.2 Kufizimi i përpjekjeve aktuale: Zhvillimet e mundshme 36 4 Metodat dhe Materialet 37

4.1 Provat ujore, vendmarrjet dhe monitorimi 37 4.1.1 Provat ujore 37 4.1.2 Vendmarrjet e provave dhe stacionet të monitorimit 38 4.1.2.1 Lumi i Tiranës 39 4.1.2.2 Lumi i Lanës 40 4.1.2.3 Lumi i Ishmit 40 4.1.3 Monitorimi i ujrave sipërfaqësore dhe plani i monitorimit 43 4.1.3.1 Parametrat mjedisore 43 4.1.3.2 Mjetet dhe teknikat e marrjes së provave. 43 4.1.3.3 Frekuenca e monitorimit 44 4.1.3.4 Metodat e analitike të përcaktimit 45 4.2 Vlerësimi i cilësisë së ujërave 46 4.2.1 Klasifikimi sipas normave të Bashkimit Europian 47 4.2.2 Klasifikimi sipas sistemit norvegjez (NIVA) 47 4.2.3 Ndikimi i shkarkimeve urbane (UNECE) 47 4.2.4 Klasifikimi i ndikimit bakteriologjik (MMPAU) 47

4.2.5 Klasifikimi sipas lidhjes midis treguesit ushqyes, Rott et al., 1999 47

4.3 Sfondi gjeokimik dhe risku mjedisor 48 4.3.1 Sfondi gjeokimik 48 4.3.2 Normalizimi i të dhënave 49 4.4 Përpunimi i të dhënave analitike 49

4.4.1 Shpërndarja statistikore e parametrave, korrelimi dhe balancimi i joneve ndotës 49

4.4.1.1 Histograma e shpërndarjeve të vlerave, korrelacioni midis parametrave 49

4.4.1.2 Balancimi i joneve ndotës 50 4.4.2 Shpërndarja hapësinore e vlerave, ndërtimi i hartave 2D 50 4.4.2.1 Zbatimi i përzgjedhur me SGS 50 4.4.2.1.1 Të dhënat dhe transformimi 51 4.4.2.1.2 Trajektorja e simulimit 52 4.4.2.2 Kriking 52 4.4.2.3 Kontrollet përfundimtare 54 4.5 Modelim simulimi i transportit të ndotësve 56 4.5.1 Hartimi një modeli 56

vii

4.5.2 Bilanci i masës 57 4.5.2.1 Principet e bilancit të masës 57 4.5.2.1.1 Transporti sipas konveksionit 58 4.5.2.1.2 Transporti sipas difuzionit 59

4.5.2.1.3 Transporti i masës sipas difuzionit dhe konveksionit 59

4.5.3 Ekuacioni i difuzion-konveksionit 61 4.5.4 Modelimi i transportit të ndotësve 64

4.5.4.1 Shpërndarja e ndotësit në lum, zbatim i Crank-Nicolson plan 65

PJESA II - REZULTATE DHE DISKUTIME

5 Vendmarrjet e provave dhe stacionet e monitorimit 69 6 Interpretimi i rezultateve të analizave 69

6.1 Parametrat fiziko-kimikë 70 6.1.1 Temperatura 70 6.1.2 pH 71 6.1.3 Kripshmëria 71 6.1.4 Lënda pezull 72 6.1.5 Përcjellshmëria 72 6.1.6 O2 i tretur 73 6.1.7 NKO 74 6.1.8 NBO5 75 6.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 82 6.2.1 NH4+ 82 6.2.2 NO2- 83 6.2.3 NO3- 84 6.2.4 P_PO43- 85 6.2.5 P total 85 6.3 Parametrat bakteriologjikë 92 6.3.1 Për lumin e Tiranës 92 6.3.2 Për lumin e Lanës 92 6.3.3 Për lumin e Ishmit 93 6.4 Monitorimi 93 6.4.1 Parametrat fiziko-kimike 94 6.4.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 96 7 Shpërndarja statistikore e vlerave të matura 99

7.1 Analiza e përgjithshme statistikore e vlerave të matura për pellgun e Ishmit 99

7.2 Analiza statistikore e vlerave të matura për çdo lum 100 7.3 Krahasimi i vlerave mesatare të rezultateve midis lumenjve 101 7.3.1 Parametrat fiziko kimike 101 7.3.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 105 7.3.3 Parametrat bakteriologjike 107 7.4 Analiza statistikore e vlerave të matura sipas klimës 108 7.5 Balancimi i joneve ndotës 110 7.5.1 Për lumin e Lanës 110 7.5.2 Për lumin e Tiranës 110 7.5.3 Për lumin e Ishmit 100

viii

7.5.4 Për pellgun e Ishmit 110 8 Korrelimi linear midis vlerave të matura 113

8.1 Korrelimi midis temperaturës dhe parametrave 115 8.1.1 Parametrat fiziko-kimike 115 8.1.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 118 8.2 Korrelimi midis parametrave dhe pH 121 8.2.1 Parametrat fiziko - kimike 121 8.2.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 124 9 Shpërndarja hapësinore e vlerave të matura, ndërtimi i hartave 2D 127

9.1 Shpërndarja hapësinore e vlerave mesatare, Hartat 2D 127 9.1.1 Parametrat fiziko-kimike 127 9.1.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 134 9.1.3 Parametrat bakteriologjike 138 9.2 Shpërndarja hapësinore e vlerave sipas ekspeditave, Hartat 2D 139 9.2.1 Ekspedita E1 139 9.2.1.1 Parametrat fiziko-kimike 139 9.2.1.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 144 9.2.1.3 Parametrat bakteriologjike 147 9.2.2 Ekspedita E2 148 9.2.2.1 Parametrat fiziko-kimike 148 9.2.2.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 152 9.2.2.3 Parametrat bakteriologjike 154 9.2.3 Ekspedita E3 155 9.2.3.1 Parametrat fiziko-kimike 155 9.2.3.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 158 9.2.3.3 Parametrat bakteriologjike 161 9.2.4 Ekspedita E4 162 9.2.4.1 Parametrat fiziko-kimike 162 9.2.4.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 164 9.2.4.3 Parametrat bakteriologjike 166 10 Vlerësimi i ndikimit antropogjen dhe risku mjedisor 167 10.1 Sfondi gjeokimik 167 10.2 Vlerësimi i ndikimit antropogjen 167 10. 2.1 Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të vlerave me SG 168 10.2.1.1 Parametrat fiziko-kimike 168 10.2.1.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 168 10. 2.2 Normalizimi i vlerave të parametrave të çdo prove me SG 169 10.2.2.1 Parametrat fiziko kimike 169 10.2.2.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 172 10.3 Vlerësimi i riskut mjedisor 175

10.3.1 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normat e lejuara 175

10.3.1.1 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide (rekomanduar).

175

10.3.1.1.1 Parametrat fiziko kimike 175 10.3.1.1.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 176

10.3.1.2 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas NIVA 177

ix

10.3.1.2.1 Parametrat fiziko kimike 177 10.3.1.2.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 177

10.3.1.3 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas UNECE 178

10.3.1.3.1 Parametrat fiziko- kimike 178 10.3.1.3.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 179

10.3.2 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normat e lejuara 180

10.3.2.1 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide (rekomanduar).

180

10.3.2.1.1 Parametrat fiziko-kimike 180 10.3.2.1.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 181

10.3.2.2 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA.

184

10.3.2.2.1 Parametrat fiziko-kimike 184 10.3.2.2.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 185

10.3.2.3 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE

187

10.3.2.3.1 Parametrat fiziko-kimike 187 10.3.2.3.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori 187 11 Zbatimi i modelit të transportit të ndotësve 190 PJESA III - PËRFUNDIME DHE REKOMANDIME

12 Përfundime 194 12.1 Parametrat mjedisorë më kritikë 194 12.2 Klasifikimi i cilësisë së ujrave 196 12.3 Harta e gjendjes së cilësisë të ujrave 197 12.4 Vlerësimi i impaktit antropogjen 198 12.5 Vlerësimi i riskut mjedisor 200 12.6 Korrelimi i parametrave 202 12.7 Modelim-simulimi 202 12.8 Shkaqet e uljes së cilësisë së ujrave 203 13 Rekomandime 205

LITERATURA

ANEKS A

ANEKS B

x

PARATHËNIE Nëpërmjet këtij studimi kemi dashur të paraqesim një kontribut në fushën e ambientale të përcaktimit të ndikimeve antropogjene në pellgun ujëmbajtës të Tiranës të cilat ashmë janë evidente. Në dallim nga punimet e mëparshme të kryera në vendin tonë, vështrimi ynë u përqëndrua në një mënyrë të re të trajtimit të problemit; në atë të kalimit nga mjedisi real (monitorimi), në mjedisin virtual (përpunimi i bazës së të dhënave dhe modelimi) dhe në parashikimin e ndotjes nëpërmjet simulimit.

Ky studim nuk do të realizohej pa mbështetjen dhe shkëmbimin e përvojes me një numër specialistësh dhe ekspertësh të fushave të ndryshme, si nga FGJM, ashtu edhe nga institucionet e tjera. Falenderoj shumë shoqërinë dhe miqësinë e shumë profesorëve, kolegëve dhe miqve të mi, të cilët nuk janë përmendur këtu.

Falenderimet e mia të veçanta janë:

për udhëheqësin tim Prof.Asc.Dr Piro Zoga, për mbikqyrjen e vazhdueshme, për ndihmën e tij, për durimin, bujarinë dhe mbështetjen që kam pasur gjithmonë gjatë formimit tim profesional që në hapat e para.

për profesorët Artan Tashko dhe Skënder Osmani për gatishmërinë e tyre dhe këshillat shumë të vlefshme gjatë përiudhës së përgatitjes së disertacionit.

për Ing. Zamira Rada, për mbështetjen e plotë të saj në këtë punë, për palodhshmërinë në shpjegimin e paqartësive, për bisedat e nevojshme lidhur me ndonjë dyshim, por edhe për bisedat miqësore.

për Ing. Eva Peza, shoqen time të studimeve, për njohjen, prezantimin, ndihmën, për shfrytëzimin e software-ve, për bërjen të mundur punën me to.

për Ing. Ramiz Balla, për ndihmën e tij në përpunimin dhe në paraqitjen grafike me GIS.

për Departamentin e Inxhinerisë së Burimeve Minerale, kanë qenë dhe janë, për mua mbështetje e madhe gjatë punës time, për vërejtjet dhe sugjerimet, për bisedat dhe konsultimet, për shkëmbimin e përvojës dhe të njohurive.

për miqtë dhe kolegët e mi, të gjithë ata që më quajnë mikeshë dhe shoqe të tyre, për durimin, për shtyrjen, për dhënien e një “dore”, në shumë gjëra, qoftë edhe në detajet më të vogla. E di që sa herë të kem nevojë ata do të më gjenden gjithmonë.

Falenderoj në mënyrë të veçantë prindërit dhe të afërmit e mi.

xi

ABSTRAKT Cilësia e ujit në pellgun e Ishmit, Tiranë, ka qenë dhe aktualisht është nën ndikimin e një numri faktorësh. Megjithatë, theksojmë se ndikimi më kryesor vjen nga aktivitetet antropogjene, kryesisht nga rrjedhjet urbane, ndotësit që vijnë nga shkarkimet e ujrave të zeza. Të një rëndësie janë, gjithashtu edhe infiltrimet nga bujqësia, shkarkimet nga industritë, kryesisht industria e lehtë, të cilat kryejnë aktivitetin e tyre në këtë pellg. Kompleksiteti i problemit të cilësisë së ujrave bën të nevojshme marrjen në konsiderate të qasjeve integrale bashkëkohore. Dhe ky përfarim integral më së shumti është bazuar mbi kërkesat e Direktivës Kuadër të Ujit (DKU) të Bashkimit Europian (Direktiva e Këshillit, 2000/60/EC).

Menaxhimi integral i cilësisë së ujit përfshin përdorimin e Sistemit Gjeografik të Informacionit (GIS), theksojmë se së fundmi mjetet që përdoren më shumë janë modelet komplekse të cilësisë së ujit, të cilat janë përdorur për simulimin e cilësisë së ujit, dhe analizimin e proçeseve të ndryshme në trupat ujore. Ky studim ka për qëllim të paraqesë prospektet e përdorimit të përafrimeve integrale dhe të modeleve të cilësisë së ujit në mënyrë që të kontribuojnë për një vlerësim më të mirë dhe për një parashikim të proçeseve të ndryshme fiziko – kimike në trupin ujor (shpërndarjen e ndotësve). Në punim është paraqitur përdorimi i mjeteve të menaxhimit të pellgjeve ujore si Monitorimi ashtu edhe Modelim-Simulimi, për të shprehur kështu të plotë të gjithë kuadrin e kalimit nga mjedisi real në atë virtual dhe së fundmi në prashikim e ndotjeve nëpërmjet simulimit; si mënyrë e plotë për vlerësimin e ndikimit në mjedis të burimeve të ndotjes.

Është kryer monitorimi i pellgut të Ishmit, për 15 parametrat mjedisore, për një periudhë një vjeçare. Si stacione monitorimi u përcaktuan 9 të tilla, 3 prej tyre në pjesën e sipërme të rrjedhës së lumenjve, (Lanabregas, Brar, Ishmi), 3 stacione në rrjedhën e mesme të tyre, (Kolektori Kombinati Ushqimor, Kolektori Siri Kodra, Ura e Gjolës), dhe 3 stacionet e fundit janë vendosur në rrjedhën e poshtme të lumenjve, (kthesa Yrshek, Kthesa Kamëz, grykëderdhja në detin Adriatik). Këto stacione për lumenjtë e Lanës dhe Tiranës, janë edhe stacione që përfaqësojnë ujrat që përshkojnë qytetin.

Vlerësimi i impaktit antropogjen në këtë pellg u bë duke kryer monitorimin dhe analizat kimike të parametrave mjedisorë, përcaktimin e ndotësve kryesorë dhe origjinën e tyre.

xii

Vlerësimi i riksut mjedisor është bërë duke krahasuar rezultatet e arritura me standartet kombëtare dhe ndërkombëtare. Jemi mbështetur në Klasifikimin e Cilësisë së ujrave sipas NIVA, UNECE, MMPAU, BE (Bratli 2000) Rott1999 për klasën e ushqyesve.

Rezultuan vlera të larta të ushqyesve, të lëndës pezull, të ndotësve bakteriologjikë, si dhe vlera të ulëta të oksigjenit të tretur për stacionet që përshkonin zonat urbane.

U vlerësua që parametrat mjedisorë paraqesin një korrelim të fortë pozitiv në lidhje me temperaturën dhe pH.

Për herë të parë janë paraqitur hartat e shpërndarjes hapësinore të parametrave mjedisore, për të gjithë pellgun e Ishmit në koordinata reale. Për të ndërtuar këto harta është përdorur programi PETREL. U vlerësua që ndërtimi i hartave të shpërndarjes së parametrave mjedisorë në përgjithësi dhe ndotësve në veçanti, janë një mënyrë më efikase për vlerësimin e impaktit mjedisor të pellgjeve ujëmbajtëse, gjithashtu janë edhe një ndihmë për vendimmarrësit lokalë.

Është zbatuar ekuacioni i difuzion-konveksionit (ekuacioni i transportit të ndotësve) sipas Crank-Nicolson si dhe janë paraqitur disa simulime të modelit matematik të ekuacionit në MATLAB dhe C++. U vlerësua se nga modelimi matematikor i ekuacionit të difuzion-konveksionit, me rritjen e distancës nga burimi ndotës pikësor, përqëndrimi i ndotësit zvogëlohet. Modelim-simulimi na lejon parashikim e impaktit mjedisor të një ndotësi të ri që shkarkohet në mjedisin ujor.

Së fundmi studimi ofron disa propozime për perspektivën e menaxhimit të cilësisë së ujrave të lumenjve si edhe për mundësinë e zbatimit të tyre në kuadrin rregullues për pellgun ujëmbledhës të Tiranës.

xiii

PËRMBLEDHJE

Rritja e të ardhurave të një popullsie në rritje, sigurohet nga një zhvillim i madh ekonomik, duke u pasuar me një kërkesë në rritje për produkte. Është më se e qartë se kjo ndodh rreth qendrave urbane dhe në mënyrë më të theksuar në pellgun qendror të Shqipërisë. Mos administrimi i mbetjeve të bagëtive, i përdorimit të pesticideve dhe insekticideve në bujqësi, i shkarkimeve industriale, i shkarkimeve të ujrave të zeza të zonave të banuara, si dhe mungesa e masave të një trajtimi të duhur dhe ripërdorimit të mbetjeve, mungesa e menaxhimit të cilësisë së ujrave, kanë çuar në një degjenerim të përhapur të sipërfaqes së tokës dhe të ujërave sipërfaqësorë.

Proçeset e urbanizimit dhe industrializimit janë shumë të shpejtë për administrimin dhe menaxhimin e nevojshëm të ujërave që shkarkohen dhe trajtimit të infrastrukturës për ruajtjen e pellgjeve ujore. Kjo sjell në ujërat sipërfaqësorë sasi të mëdha të ujërave të pa trajtuar që janë shkarkuar nga banesat dhe industria.

Burimi kryesor i ndotjes së ujërave sipërfaqësore në vendin tonë janë shkarkimet urbane, të cilat përmbajnë lëndë organike, komponime të tretshme të fosforit dhe azotit, që favorizojnë proçesin e eutrofikimit, bakterie dhe viruse patogjene, metale te rënda si dhe lëndë që prishin pamjen e ujërave dhe u japin atyre erë të keqe.

Tirana është qyteti me prurjet më të mëdha demografike. Lëvizja e lirë dhe e pakontrolluar e popullsisë ka shkaktuar mbipopullimin e qytetit dhe të zonave periferike, rritjen e numrit të aktiviteteve prodhuese në fushën e industrisë dhe bujqësisë. Të gjitha këto proçese kanë ndikuar në mënyrë të konsiderueshme në rritjen e faktorëve ndotës në mjedis e në veçanti në rritjen e nivelit të ndotjes në ujrat sipërfaqësore në nivele të konsiderueshme, si pasojë e rritjes së shkarkimeve të ujrave të patrajtuara urbane.

Duke qenë se qytetin e përshkojnë dy lumenj, Tirana dhe Lana, duke qenë se akoma kjo zonë nuk ka asnjë impiant të trajtimit të ujrave të zeza, të gjitha shkarkimet urbane, të gjitha shkarkimet e ujrave të zeza janë direkt në këta lumenj.

Problemi bëhet me i rëndë, këta 20 vitet e fundit, me rritjen e numrit të popullsisë, më rritjen e aktiviteteve të bizneseve të ndryshme, dhe mbi të gjitha me neglizhimin e ndërtimit të impiantit të trajtimit të ujrave

xiv

urbane. Këta lumenj janë kthyer tashmë në dy kolektorë të mëdhenj natyrorë, të transportit të ujrave të zeza. Shkarkimi i këtyre lumenjve në Ishëm, bën edhe që këto ndotje të derdhen direkt në det.

Studimi është i ndërtuar nga 2 pjesë kryesore, secila pjesë është e përfaqësuar me kapitujt dhe nënkapitujt e saj, materiali është i shoqëruar me figurat, hartat, fotografitë, tabelat dhe grafikët e nevojshme.

Pjesa e parë, ku jepen të dhëna të përgjitshme shtron në fillim problemin lidhur me ndojen, burimet e ndotjes, shkaqet, efektet dhe pasojat.

Ndikimi antropogjen në lumenj është një proçes i gjërë që çon në pasoja të ndryshme negative. Mënyrat që shprehin një impakt të tillë janë: 1) rishpërndarja e rrjedhjes së lumit në kohë; 2) rishpërndarja e rrjedhjes së lumit në hapësirë; 3) tërheqje e rrjedhjes së lumit; 4) disturbancat fizike të shtratit të lumit 5) ndotja; 6) turbullimi i ujit; 7) ndotja termale.

Nga të gjithë këto ndikime është studiuar dhe paraqitur ndotja e ujrave të lumenjve. Ndotja e ujit është e jashtëzakonshme dhe është një sfidë në rritje e sipër. Sipas origjinës së tyre mund të veçohen tre grupe kryesore të ndotësve të ujit: 1) shkarkimet urbane; 2) ndotjet industriale; 3) ndotjet e bujqësisë. Kërkimet e mëtejshme të impaktit antropogjen në lumenjtë janë të domosdoshëme në mënyrë që të minimizojnë pasojat negative të një impakti të tillë në të ardhmen.

Në këtë pjesë janë shpjeguar hollësisht burimet e ndotjes së ujrave sipërfaqësore të klasifikuara në ndotje antropogjene dhe në ndotje të burimeve natyrore. Një shpjegim më i detajuar jepet për ndotësit antropogjene, klasifikimin dhe burimet e tyre. Burimet antropogjene të ndotjes së ujrave klasifikohen në 6 kategori. Secila prej tyre ka nënkategoritë dhe karakteristikat e veta.

Sigurisht që çdo ndotje e mjedisit shoqërohet me efektet e saj. Për ujrat e ëmbla sipërfaqësore efektet më të rëndësishme dhe kryesore janë eutrofikimi i ujrave dhe shpëlarja acide. Eutrofikimi kulturor është fenomen që ka si origjinë ndotjen e ujrave kryesisht nga shkarkimet e ujrave të zeza urbane apo si rrjedhim i aktivitetit bujqësor (nga drenazhimi i tokave bujqësore).

Fenomeni i shpëlarjes acide është njohur më tepër në industrinë minerare, është efekti që shkaktohet në ujra nga shkarkimet e drenazhimeve acide të minierave, gjatë punimeve të shfrytëzimit, si

xv

pasojë e shkarkimeve direkt në mjedis, pa kryer më parë asnjë trajtim paraprak.

Në këtë pjesë trajtohet transporti dhe fati i substancave kimike të çliruara në një mjedis ujor, nëpërmjet proçeseve të transportit, ku është zbatuar ekuacioni i difuzion-konveksionit. Mjedisi rrallë mund të përafrohet si i mirëpërzierë, dhe substancat kimike në mjedis shpesh nuk janë afër ekuilibrit. Si rrjedhim, transporti dhe fati kimik në mjedis i substancave kimike, kërkon njohuri të thelluara në fizikën dhe transportin e rrjedhjes së fluideve, në termodinamikën kimike, në kinetiken kimike dhe biologjike që ndërvepron me të gjithë këto proçese.

Menaxhimi i cilësisë së ujrave, është kthyer tashmë në një sfidë për shkencëtarët dhe inxhinierët e mjedisit. Në dallim nga studimet e mëparshme kemi tentuar të përfshijmë një vlerësim të plotë të menaxhimit të cilësisë së ujrave në përputhje me standartet bashkëkohore Europiane. Si mjete të menaxhimit të cilësisë së ujrave sipërfaqësore monitorimi dhe modelim-simulimi duhen parë të integruar me njëri - tjetrin në varësi të funksioneve që kryejnë. Monitorimi dhe modelim-simulimi i mjedisit ujor duhet të shërbejnë si një paraqitje e re që ka për qëllim të bëjë kalimin nga mjedisi real, me të dhënat aktuale të përftura nga monitorimi në mjedisin virtual me ndihmën e kompjuterit ku kryhet hedhja e të dhënave të analizave, krijimi i bazës së të dhënave dhe përpunimi statistikor i tyre, në hapin e fundit atë të modelim simulimit të transportit të substancave ndotëse në mjedisin ujor pritës. Modelim-simulimi shërben për të bërë parashikimin e pasojave me të dhënat e simuluara të cilat më pas shërbejnë për përcaktimin e metodave të trajtimit të ujrave ndotëse.

Në punimin ne ofrojmë këtë mënyrë të paraqitjes se vlerësimit të cilësisë të çdo trupi ujor, të gjendjes aktuale të tij, të vlerësimit të ndikimit në mjedis për çdo projekt të ri të propozuar për zbatim, të jetë pjesë e dosjeve shoqëruese të projekteve të reja. Deri më sot të gjithë VNM-të në Republikën e Shqipërisë për sa i përket ndikimit të aktivitetit të propozuar në mjediset ujore janë të reduktuara vetëm me monitorimin e disa parametrave fiziko-kimike, i cili në të shumtën e rasteve nuk kryhet sipas proçedurave të caktuara ose nuk është i plotë.

Qëllimi i parë i këtij studimi është përcaktimi i pranisë, origjinës dhe mobilitetit të ndotësve të shkaktuar nga aktiviteti antropogjen në mjedisin ujor, impakti dhe risku i tyre.

xvi

Së fundmi në këtë pjesë shqyrtohet zona në studim, pellgu i Tiranës, veçanërisht, Lumi i Tiranës, Lanës, dhe i Ishmit. Tirana është qyteti me prurjet më të mëdha demografike. Lëvizja e lirë dhe e pakontrolluar e popullsisë ka shkaktuar mbipopullimin e qytetit dhe të zonave periferike, rritjen e numrit të aktiviteteve prodhuese në fushën e industrisë dhe bujqësisë. Të gjitha këto proçese kanë ndikuar në mënyrë të konsiderueshme në rritjen e faktorëve ndotës në mjedis e në veçanti në rritjen e nivelit të ndotjes në ujrat sipërfaqësore në nivele të konsiderueshme, si pasojë e rritjes së shkarkimeve të ujrave urbane të patrajtuara.

Pjesa metodologjia dhe materialet shpjegon më hollësisht rëndësinë e monitorimit, si mjet i menaxhimit të cilësisë së ujrave, dhe më pas jepet plani i monitorimit. U përcaktuan 9 stacione monitorimi, me frekuencë të ekspeditave vjetore, 4 ekspedita në vit, dhe numri i parametrave që u analizuan është 15. Kampionet u ruajtën në frigoriferë në 4°C dhe u transportuan sipas proçedurës përkatëse. Prova e ujit është e tipit “Individual”. Një pjesë e parametrave u matën direkt në terren (kryesisht parametrat fizikë) ndërsa analizat kimike u kryen në Laboratorin e Kimisë Analitike pranë AMP.

Qëllimi i dytë i disertacionit është studimi i proçesit të transportit të ndotësve në ujrat sipërfaqësore dhe modelimi matematikor i transportit të tyre.

Transporti i substancave në ujrat sipërfaqësore, si për shembull në lumenjtë apo grykëderdhjet, si dhe në ujrat nëntokësore dhe në atmosferë është një nga proçeset më të rëndësishëm që ndikon në cilësinë e këtyre sistemeve natyrore. Për shembull, impaktet e shkarkimeve industriale në një vend specifik të lumit mund të shkaktojnë pasoja të dëmshme në rrjedhjen e lumit, në varësi të kushteve hidrodinamike lokale.

Simulimi mund të bëhet një mjet i vlefshëm për të vlerësuar impaktet e infrastruksturës ekzistuese dhe të parashikojnë pasojat e skenareve të ndryshme.

Goldberg përshkruan një teori drejt modelimit ekonomik, në të cilin koncepti është mbështetur në marrëdhëniet midis saktësisë së modelit dhe kostos së modelimit. Për shembull, një model me saktësi të lartë dhe me kosto të lartë nuk mund të prodhojë një përfitim të krahasueshëm marxhinal në një aplikim inxhinierik, ku mund të përdoren modele me saktësi të ulët. Nga ana tjetër, qëllimi i punës teorike do të jetë gjithmonë

xvii

në minimizimin e gabimeve bashkëshoqëruese, duke i lënë kostot e modelimit në hije. Kështu Goldberg ndërtoi një spektër të modelimit që fillon me modelet me kosto të lartë, e me saktësi të lartë të tilla si ekuacionet e detajuara të lëvizjes, modelet dimensionale dhe modelet sasiore të nyjëzuara (lidhur) dhe mbaron tek kostoja e ulët, modelet me saktësi të ulët, të tilla si ato jo të nyjëzuara.

Sipas Teorisë së ekonomisë së modelimit të Goldbergut, një grafik hipotetik tregon se inxhinieri/shpikësi do të preferonin kosto të ulët, modele me gabime të larta ndërsa matematikani/shkencëtari do të zgjidhte të kundërtën.

Objektivi është zgjidhja dhe zbatimi i ekuacionit 2D të difuzion - konveksionit nëpërmjet zgjidhjes analitike dhe ndërtimit të një programi simulimi të transportit të ndotësit në mjedis fluid, me ndihmën e gjuhëve të programimit. Ne u përpoqëm të zbatojmë teknikat matematikore të difuzion-konveksionit që përdoren për atmosferën, liqenet, lumenjtë, ujrat nëntokësorë dhe oqeanet, duke u varur nga sistemi për të cilin materiali që po studiojmë është më i zbatueshëm. Për një shtrirje të kufizuar, ne gjithashtu zbatuam teknikat matematikore të konveksionit dhe difuzionit për transportin e substancave kimike në këtë mjedis. Në këtë pjesë, jemi përpjekur të formulojmë problemet e transportit dhe fatit të substancave kimike, ato të cilat mund të zgjidhen, pavarësisht nga mjedisi ose proçesi i transportit, e bërë kjo nëpërmjet difuzionit matematikor.

Metodologjia e dytë është krijimi i hartave të shpërndarjes së ndotësve në pellgun ujor të një lumi nëpërmjet modelim- simulimit. Kjo gjë u arrit në mënyrë të sukseshme me ndihmën e programit PETREL, ku si teknikë përdoret SGS (Sequential Gauss Simulation).

Pjesa e dytë e studimit jep rezultatet e analizave, përpunimin statistikor të tyre, vlerësimin e cilësisë së ujrave sipas standarteve kombëtare dhe ndërkombëtare, vlerësimin e ndikimit antropogjen në pellgun e Ishmit, vlerësimin e riskut mjedisor, klasifikimin e cilësisë së ujrave, histogramat e shpërndarjes së vlerave, grafikët e korrelacionit dhe koefiçientët e korrelimit të parametrave, ndërtimin e hartës të gjendjes së cilësisë së ujrave sipas klasifikimit të ndikimit të shkarkimeve urbane, hartat 2D të shpërndarjes hapësinore të parametrave mjedisore, rezultatet e zgjidhjes së ekuacionit 2D të difuzion konveksionit si dhe rezultatet e modelim dhe simulimit matematikor të zbatimit të ekuacionit të transportit të ndotësve.

xviii

Pjesa e tretë paraqet përfundimet dhe rekomandimet. Si përfundim të këtij studimi mund të pohojmë që përbërësi dominues ndotës i ujrave të pellgut të Ishmit është ai i Ptotal, gjë që përcakton se ujrat e Ishmit janë ujra me një ndikim të madh të fosfateve, renditja e përbërësve sipas nivelit të përqëndrimit është Ptotal > P_PO43- > NO2- > NO3-.

Përsa i përket parametrave fiziko-kimikë vihet re përmbajtja shumë e lartë lëndëve të ngurta pezull, si rrjedhojë e erozionit të vrullshëm në pellg. Rritje e vlerave të kripshmërisë së ujrave gjatë rrjedhjes në zonën urbane. Vlera të ulëta të oksigjenit të tretur në pjesën e poshtme të rrjedhjes së lumenjve, për shkak të shkarkimeve të ujërave të zeza të qytetit të Tiranës dhe të komunave përreth. Shkarkimet e mëdha të mbeturinave urbane në ujërat e tyre shkaktojnë ç’oksigjenim të ujërave duke shkaktuar zhdukjen e jetës në to, vlera të larta të NKO dhe të NBO5 në të gjithë stacionet e monitorimit. Në lidhje me normat e BE-së, ujërat e lumit Ishëm, Tiranë dhe Lanë duket se janë jashtë normave të lejuara për mbijetesën e peshqve (salmonidet dhe ciprinidet).

Përsa i përket ushqyesve, azotit dhe fosforit u vunë re vlera të larta të NH4+ thuajse në të gjitha stacionet e pellgut, si pasojë e shkarkimeve të lëngëta urbane. Përmbajtja e NO2 është tregues i ndotjeve nga shkarkimet e ujërave të zeza, ku nivele të larta janë gjetur në ujërat e Lanës. Vlera të larta të NO3 në stacionet që përshkojnë qytetin e Tiranës; për të gjithë stacionet e monitoruara përqëndrimet e P_PO4 janë më të larta se kufiri 0.2 mg/l i Direktivës së BE për ujërat salmonide dhe 0.4 mg/l për ujërat ciprinide. Rritja e përqendrimit të fosfateve mbi vlerat e nevojshme të prodhimit të biomasës përbën rrezik, duke nxitur lulëzimin e algave planktonike dhe kalimin e ujërave në gjendje eutrofike deri edhe distrofike. Burimet kryesore të fosfateve në ujërat natyrore janë detergjentët dhe plehrat fosfatike.

Vlerësojmë që nga rezultatet e parametrave të ndotësve në ujrat e pellgut të Ishmit, u arrit edhe qëllimi i studimit, pra këto rezultate përcaktojnë dhe tregojnë qartë praninë e ndotësve në këto ujra, tipin dhe zonën e shtrirjes së tyre, tregojnë origjinën antropogjene të këtyre ndotësve, gjithashtu me ndihmën e hartave të ndotjes jepet shpërndarja (mobiliteti) hapësinor i tyre në të gjithë pellgun.

Përsa i përket qëllimit të dytë atij të studimit të proçesit të transportit dhe të modelim simulimit matematior u zgjidh modeli i transportit të ndotësve duke zbatuar skemën numerike Crank-Nicolson, ndërkohë që vlerat e parametrave të ndryshme janë të ndryshueshme. Vumë re në përgjithësi ulje të përqëndrimit të ndotësit.

xix

Modelimi matematikor, gjatë zbatimit të programit në dy gjuhë programimi C++ dhe MATLAB, u vu re që MATLAB është më komod në ndërtimin e paraqitjes grafike të rezultateve të zgjidhjes së ekuacionit. Mendojmë që kjo është përparësia kryesore e këtij programi nga C++, pra komoditeti në ndërtimin e paraqitjes grafike.

Studimi sugjeron në të ardhmen përdorimin e mjeteve kryesore të menaxhimit më të mirë të cilësisë së ujrave, Monitorim - Modelimit, pra kalimit nga mjedisi real në atë virtual, si ndihmë më shumë për ligjëvënësit apo politikëbërësit, lokalë dhe vendorë në vendimmarrje më të drejtë për çdo situate të krijuar.

Në të gjithë literaturën shqiptare që shqyrtuam nuk hasëm në asnjë klasifikim të cilësisë së ujrave se si janë dhe aq më pak sesi duhet të jenë. Në qoftë se duam që të përmbushim direktivën e BE për menaxhimin e pellgjeve ujëmbledhëse që deri në 2015 duhet të kenë cilësinë të mirë (Klasa II), sugjerojmë se: duhet që të krijohen hartat e klasifikimit të ujrave dhe hartat e gjendjes cilësore të ujrave sipërfaqësore me ndihmën e programeve të cilësisë së ujrave, si dhe të bëhet standartizimi i cilësisë së kërkuar të ujërave sipërfaqësore, në varësi të përdorimit të tyre dhe në përputhje me Direktivën Kuadër të BE (Direktiva e Këshillit, 2000/60/EC) për cilësinë e ujrave.

Studimi sugjeron gjithashtu për të ardhmen, në kushtet e përmirësimit të cilësisë së ujrave të pellgut të Ishmit, vazhdimin e studimeve monitoruese, ndërtimin e Impiantit të trajtimit të ujrave urbane, ndalimin e shkarkimeve urbane direkt në ujrat e lumenjve, kalibrimin e modelit, krijimin e Qendrës së Modelimit të ujrave dhe të cilësisë së tyre, marrjen e masave konkrete paraprakisht për eleminimin ose minimizimin e efekteve të dëmshme.

xxi

Lista e figurave Figura 1. Gjendje eutrofike e ujrave, lumi i Lanës 9

Figura 2. Përroi i Seftës, fenomeni i shpëlarjes acide 9 Figura 3. Efekti i lulëzimit të algave në organizmat ujore 11 Figura 4. Dispersioni 14 Figura 5. Proçesi i Difuzionit 15 Figura 6. Difuzion-konveksioni 15 Figura 7. Mjetet e menaxhimit të cilësisë së ujrave 16 Figura 8. Teoria e ekonomisë së modelimit të Goldberg 18

Figura 9. Shembull i teorisë së ekonomisë së modelimit të zbatuar në simulimin e transportit të ndotësve 19

Figura 10. Harta pellgu i Ishmit a) satelitore, b) administrative, c) gjeografike 26 Figura 11 Zgjerimi i Tiranës 27 Figura.12 Harta gjeologjike e rajonit 29 Figura 13 Harta hidrogjeologjike e rajonit 29 Figura 14. Profil litologjik në sinklinalin e Tiranës 31 Figura 15. Zona e Lumit të Tiranës dhe e Lanës që përshkojnë qytetin 34 Figura 16. Ura e Brarit; T1 42 Figura 17. Lumi i Tiranës pas shkarkimit të kolektorit kryesor;T2 42 Figura 18. Ura e Kamzës; T3 42 Figura 19. Lanabregas; L1 42 Figura 20. Kombinati Tekstil; L2 42 Figura 21. Kthesa Yrshek; L3 42 Figura 22. Pamje e lumit Ishëm në urën e Rinasit; Ish1 42 Figura 23. Pamje e lumit Ishëm në Urën e Gjolës; Ish2 42 Figura 24. Dhjetë realizimet për temperaturën (SGS) 55 Figura 25. Mesatarja e llogaritur për temperaturën nga 10 realizimet (SGS) 55 Figura 26. Krijimi i hartave a) nga 10 realizimet dhe b) nga mesatarja e tyre 56 Figura 27. Skema me pesë pika në një sipërfaqe dy përmasore 64 Figura 28. Përcaktimi i nyjeve 66 Figura 29. Stacionet e monitorimit, pellgu i Ishmit 70 Figura 30. Ecuria e vlerave mesatare të temperaturës (ºC) 75 Figura 31. Vlerat maksimale dhe minimale të temperaturave (ºC) 75 Figura 32 Ecuria e vlerave mesatare të pH 76 Figura 33 Vlerat maksimale dhe minimale të pH. 76 Figura 34. Ecuria e vlerave mesatare të kripshmërisë (g/kg) 74 Figura 35. Vlerat maksimale dhe minimale të kripshmërisë 74 Figura 36. Ecuria e vlerave mesatare të lëndës pezull (mg/l) 78 Figura 37. Vlerat maksimale dhe minimale të lëndës pezull (mg/l) 78 Figura 38. Ecuria e vlerave mesatare oksigjenit të tretur (mg/l) 79 Figura 39. Vlerat maksimale dhe minimale të oksigjenit të tretur (mg/l). 79 Figura 40. Ecuria e vlerave mesatare NKO (mg/l) 80 Figura 41. Vlerat maksimale dhe minimale të NKO (mg/l) 80 Figura 42. Ecuria e vlerave mesatare NBO5 (mg/l) 42 Figura 43. Vlerat maksimale dhe minimale të NBO5 (mg/l) 43 Figura 44. Shkalla e kalimit të NH4+ në NH3 në varësi të pH-it dhe temperaturës 83 Figura 45. Ecuria e vlerave mesatare NH4+-N (mg/l) 87 Figura 46. Vlerat maksimale dhe minimale të NH4+ (mg/l) 87 Figura 47. Ecuria e vlerave mesatare NO2- (mg/l) 88 Figura 48. Vlerat maksimale dhe minimale të NO2- (mg/l) 88 Figura 49. Ecuria e vlerave mesatare të NO3- (mg/l) 89 Figura 50. Vlerat maksimale dhe minimale të NO3- (mg/l 89

xxii

Figura 51. Ecuria e vlerave mesatare P-PO4 (mg/l) 90 Figura 52. Vlerat maksimale dhe minimale të P-PO43- (mg/l) 90 Figura 53. Ecuria e vlerave mesatare Ptotal (mg/l) 91 Figura 54. Vlerat maksimale dhe minimale të Ptotal 91 Figura 55. Monitorimi i temperaturës T °C për çdo stacion 94 Figura 56. Monitorimi i pH për çdo stacion 94 Figura 57. Monitorimi i kripshmërisë g/kg për çdo stacion 94 Figura 58. Monitorimi i lëndës pezull mg/l për çdo stacion 95 Figura 59. Monitorimi i përcjellshmërisë μS/cm për çdo stacion 95 Figura 60. Monitorimi i O2mg/l për çdo stacion 95 Figura 61. Monitorimi i NKO mg/l për çdo stacion 96 Figura 62. Monitorimi i NBO5 mg/l për çdo stacion 96 Figura 63. Monitorimi i NH4+ mg/l për çdo stacion 96 Figura 64. Monitorimi i NO2 - mg/l për çdo stacion 97 Figura 65. Monitorimi i NO3- mg/l për çdo stacion 97 Figura 66. Monitorimi i P_PO4 mg/l për çdo stacion 97 Figura 67. Monitorimi i P total mg/l për çdo stacion 98 Figura 68. Vlerat mesatare të temperaturës, sipas lumenjve. 102 Figura 69. Vlerat mesatare të pH, sipas lumenjve. 103 Figura 70. Vlerat mesatare të kripshmërisë, sipas lumenjve. 103 Figura 71. Vlerat mesatare të Lëndës pezull, sipas lumenjve. 103 Figura 72. Vlerat mesatare të oksigjenit të tretur, sipas lumenjve. 104 Figura 73. Vlerat mesatare të NKO-së, sipas lumenjve. 104 Figura 74. Vlerat mesatare të NBO5, sipas lumenjve. 104 Figura 75. Vlerat mesatare të amoniumit, sipas lumenjve. 106 Figura 76. Vlerat mesatare të nitriteve, sipas lumenjve. 106 Figura 77. Vlerat mesatare të nitrateve, sipas lumenjve. 106 Figura 78. Vlerat mesatare të fosfateve, sipas lumenjve. 107 Figura 79. Vlerat mesatare të fosforit total, sipas lumenjve. 107 Figura 80. Vlerat mesatare të Col. Fecale, sipas lumenjve 108 Figura 81. Vlerat mesatare të Str. Fecale, sipas lumenjve 108 Figura 82. Balancimi i joneve ndotës, lumi Tirana 111 Figura 83. Balancimi i joneve ndotës, lumi Lana 111 Figura 84. Balancimi i joneve ndotës, lumi Ishëm 112 Figura 85. Balancimi i joneve ndotës, pellgu Ishëm 112 Figura 86. Korrelimi linear i kripshmërisë nga temperatura 115 Figura 87. Korrelimi linear i lëndës pezull nga temperatura 116 Figura 88. Korrelimi linear i përcjellshmërisë nga temperatura 116 Figura 89. Korrelimi linear i O2 të tretur nga temperatura 117 Figura 90. Korrelimi linear i NKO nga temperature 117 Figura 91. Korrelimi linear i NBO5 nga temperatura 118 Figura 92. Korrelimi linear i NH4+ nga temperatura 118 Figura 93. Korrelimi linear i NO3- nga temperatura 119 Figura 94. Korrelimi linear i NO2- nga temperatura 119 Figura 95. Korrelimi linear i P_PO43- nga temperatura 120 Figura 96. Korrelimi linear i Ptotal nga temperature 120 Figura 97. Korrelimi linear i kripshmërisë nga pH 121 Figura 98. Korrelimi linear i lëndës pezull nga pH 121 Figura 99. Korrelimi linear i përcjellshmërisë nga pH 122 Figura 100. Korrelimi linear i O2 nga pH 122 Figura 101. Korrelimi linear i NKO nga pH 123 Figura 102. Korrelimi linear i NBO5 nga pH 123 Figura 103. Korrelimi linear i NH4+ nga pH 124

xxiii

Figura 104. Korrelimi linear i NO2- nga pH 124 Figura 105 Korrelimi linear i NO3- nga pH 125 Figura 106. Korrelimi linear i P_PO43- nga pH 125 Figura 107. Korrelimi linear i Ptotal nga pH 126 Figura 108. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të T (ºC) 130 Figura 109. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të pH 130 Figura 110. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të kripshmërisë (g/kg) 131 Figura 111. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të lëndës pezull (mg/l). 131 Figura 112. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të përcjellshmërisë (mg/l) 132 Figura 113. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të O2 të tretur (mg/l) 132 Figura 114. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NKO- së (mg/l) 133 Figura 115. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NBO5 (mg/l) 133 Figura 116. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NH4+ (mg/l) 135 Figura 117. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NO2- (mg/l) 136 Figura 118. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NO3- (mg/l) 136 Figura 119. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të P_PO43- (mg/l) 137 Figura 120. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të Ptotal (mg/l) 137 Figura 121. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të Col. Fecale (MNP) 138 Figura 122. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të Str. Fecale (MNP). 139 Figura 123. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E1 140 Figura 124. Shpërndarja hapësinore e pH në E1 140 Figura 125. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë në E1 141 Figura 126. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E1 141 Figura 127. Shpërndarja hapësinore e përcjellshmërisë në E1 142 Figura 128. Shpërndarja hapësinore e oksigjenit të tretur në E1 142 Figura 129. Shpërndarja hapësinore e NKO-së në E1 143 Figura 130. Shpërndarja hapësinore e NBO5 në E1 143 Figura 131. Shpërndarja hapësinore e NH4+ në E1 144 Figura 132. Shpërndarja hapësinore e NO2 në E1 144 Figura 133. Shpërndarja hapësinore e NO3 në E1 145 Figura 134. Shpërndarja hapësinore e P-PO4 në E1 145 Figura 135. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E1 146 Figura 136. Shpërndarja hapësinore e Col.Fecale në E1 147 Figura 137. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E1 147 Figura 138. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E2 148 Figura 139. Shpërndarja hapësinore e pH në E2 148 Figura 140. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë (salinitetit) në E2 149 Figura 141. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E2 149 Figura 142. Shpërndarja hapësinore e përcjellshmërisë në E2 150 Figura 143. Shpërndarja hapësinore e O2 te tretur në E2 150 Figura 144. Shpërndarja hapësinore e NKO në E2 151 Figura 145. Shpërndarja hapësinore e NBO5 në E2 151 Figura 146. Shpërndarja hapësinore e NH4 në E2 152 Figura 147. Shpërndarja hapësinore e NO2 në E2 152 Figura 148. Shpërndarja hapësinore e NO3 në E2 153 Figura 149. Shpërndarja hapësinore e P-PO4 në E2 153 Figura 150. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E1 154 Figura 151. Shpërndarja hapësinore e Col.Fecale në E2 154 Figura 152. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E2 155 Figura 153. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E3 155 Figura 154. Shpërndarja hapësinore e pH në E3 156 Figura 155. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë në E3 156 Figura 156. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E3 157

xxiv

Figura 157. Shpërndarja hapësinore e O2 te tretur në E3 157 Figura 158. Shpërndarja hapësinore e NKO në E3 158 Figura 159. Shpërndarja hapësinore e NH4 në E3 158 Figura 160. Shpërndarja hapësinore e NO2 në E3 159 Figura 161. Shpërndarja hapësinore e NO2 në E3 159 Figura 162. Shpërndarja hapësinore e P-PO4 në E3 160 Figura 163. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E3 160 Figura 164. Shpërndarja hapësinore e ColFecal në E3 161 Figura 165. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E3 161 Figura 166. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E4 162 Figura 167. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë në E4 162 Figura 168. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E4 163 Figura 169. Shpërndarja hapësinore e O2 te tretur në E4 163 Figura 170. Shpërndarja hapësinore e NBO5 në E4 164 Figura 171. Shpërndarja hapësinore e NO2 në E4 164 Figura 172. Shpërndarja hapësinore e NO3 në E4 165 Figura 173. Shpërndarja hapësinore e P-PO4 në E4 165 Figura 174. Shpërndarja hapësinore e Col.Fekale në E4 166 Figura 175. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E4 166

Figura 176. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko-kimike me SG 168

Figura 177. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të ushqyesve me SG 169 Figura 178. Normalizimi i vlerave të pH të çdo prove me SG 170 Figura 179. Normalizimi i vlerave të temperaturës të çdo prove me SG 170 Figura 180. Normalizimi i vlerave të kripshmërisë të çdo prove me SG 171 Figura 181. Normalizimi i vlerave të lëndës pezull të çdo prove me SG 171 Figura 182. Normalizimi i vlerave të oksigjenit të tretur të çdo prove me SG 171 Figura 183. Normalizimi i vlerave të NKO të çdo prove me SG 172 Figura 184. Normalizimi i vlerave të NBO5 të çdo prove me SG 172 Figura 185. Normalizimi i vlerave të amoniumit të çdo prove me SG 173 Figura 186. Normalizimi i vlerave të nitriteve të çdo prove me SG 174 Figura 187. Normalizimi i vlerave të nitrateve të çdo prove me SG 174 Figura 188. Normalizimi i vlerave të fosfateve të çdo prove me SG 174 Figura 189. Normalizimi i vlerave të fosforit total të çdo prove me SG 175

Figura 190. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko- kimike me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide 176

Figura 191. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare vjetore të parametrave ushqyes me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide 176

Figura 192. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko - kimike me normën e lejuar me NIVA 177

Figura 193. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave ushqyes me normën e lejuar me NIVA 178

Figura 194. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko - kimike me normën e lejuar sipas UNECE 179

Figura 195. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të ushqyesve me normën e lejuar sipas UNECE 179

Figura 196. Normalizimi i përmbajtjeve të pH në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 182

Figura 197. Normalizimi i përmbajtjeve të temperaturës në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 182

xxv

Figura 198. Normalizimi i përmbajtjeve të lëndës pezull në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 182

Figura 199. Normalizimi i përmbajtjeve të oksigjenit të tretur në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 183

Figura 200. Normalizimi i përmbajtjeve të NBO5 në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 183

Figura 201. Normalizimi i përmbajtjeve të azotit amoniakal në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 183

Figura 202. Normalizimi i përmbajtjeve të nitriteve në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 184

Figura 203. Normalizimi i përmbajtjeve të fosfateve në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 184

Figura 204. Normalizimi i përmbajtjeve të pH-it në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 185

Figura 205. Normalizimi i përmbajtjeve të lëndës pezull në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 186

Figura 206. Normalizimi i përmbajtjeve të NKO në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 186

Figura 207. Normalizimi i përmbajtjeve të amoniumi në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 186

Figura 208. Normalizimi i përmbajtjeve të fosforit total në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 187

Figura 209. Normalizimi i përmbajtjeve të oksigjenit të tretur në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 188

Figura 210. Normalizimi i përmbajtjeve të NKO-së në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 188

Figura 211. Normalizimi i përmbajtjeve të NBO5 në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 189

Figura 212. Normalizimi i përmbajtjeve të azotit amoniakal në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 189

Figura 213. Normalizimi i përmbajtjeve të nitrateve në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 189

Figura 214. Normalizimi i përmbajtjeve të fosforit total në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 190

Figura 215. Harta vektor e shpërndarjes së përqëndrimit 192 Figura 216. Harta njollë e shpërndarjes së përqëndrimit 192 Figura 217. Harta 2D e shpërndarjes së përqëndrimit. 192 Figura 218. Shpërndarja e përqëndrimit 193 Figura 219. Shpërndarja e përqëndrimit (Izolinjat) 193 Figura 220. Gjendja e cilësisë së ujrave të pellgut të Ishmit 198

xxvi

Lista e tabelave Tabela 4-1: Tabela e koordinatave të vendmarrjeve të kampioneve 39 Tabela 4-2: Parametrat mjedisorë të monitorimit 44 Tabela 4-3: Frekuenca e ekspeditave të monitorimit 45 Tabela 4-3: Kushtet kufitare dhe shpejtësitë e rrjedhjes së fluidit 65 Tabela 6-1: Parametrat bakteriologjike për lumin e Tiranës 92 Tabela 6-2: Parametrat bakteriologjike për lumin e Lanës 92 Tabela 6-3: Parametrat bakteriologjike për lumin e Ishmit 93 Tabela 7-1: Rezultatet e analizës statistikore të parametrave sipas klimës 109 Tabela 8-1: Matrica e korrelimit linear të temperaturës dhe pH me ushqyesit 113 Tabela 8-2: Matrica e korrelimit linear të parametrave 114 Tabela 10-1: Sfondi Gjeokimik i parametrave fiziko-kimike 167 Tabela 10-2: Sfondi Gjeokimik i parametrave ushqyes 167 Tabela 12-1: Klasifikimi i ujrave sipas NIVA 196 Tabela 12-2: Klasifikimi i ujrave sipas UNECE 196 Tabela 12-3: Klasifikimi i ujrave të stacioneve, sipas NIVA 196 Tabela 12-4: Klasifikimi i ujrave të stacioneve, sipas UNECE 197 Tabela 12-5: Klasifikimi i ujrave sipas klasave ushqyese 197

xviii

Indeksi i shkurtimoreve

MMPAU Ministria e Mjedisit Pyjeve dhe Administrimit të Ujrave AMP Agjensia e Mjedisit dhe Pyjeve BE Bashkimi Europian NIVA Instituti i Studimit të Ujrave të Norvegjisë UNECE Komisioni Ekonomik i Kombeve te Bashkuara DKU/WFD Direktiva Kuadër e Ujit EPA Environmental Protection Agency SGS Sequential Gaussian Simulation 2D 2 Dimensionale 1D 1 Dimensional PDF Partial Differential Function CC Përqëndrimi KMM Komiteti i Mbrojtjes se Mjedisit AKM Agjencia Kombetare e Mjedisit EDK Ekuacioni I difuzion-konveksionit st Stacioni max maksimumi min minimumu

Impakti ambiental i faktorëve antropogjenë në pellgun ujëmbajtës të Tiranës

1

PJESA I –TË PËRGJITSHME

1. Shtrimi i problemit Ndotja dhe keqpërdorimi i burimeve natyrore të përtëritshme, konsiderohet një problem kryesor për sindromën e ndryshimeve globale, në veçanti, lumenjtë e vendeve në zhvillim vuajnë nga degradimi i madh i cilësisë së ujit[8][19]. Trupat ujore rrisin presionin për shkak të rritjes së numrit të popullsisë, zhvillimit ekonomik dhe shfaqjes në rritje të aktivitetit antropogjen në pellgjet e lumenjve, veçanërisht në zonat e rrethinave urbane dhe rurale[85][86]. Ujërat sipërfaqësorë mbledhin sasi gjithmonë e më të shumta të ujërave të ndotura dhe të patrajtuara nga zonat e banuara, zona këto me kapacitet të tepruar për t’u përshtatur me një ngarkesë të tillë, nga veprimtaritë e industrisë, nga prodhimi intensiv i bagëtive, si dhe nga prodhimi bujqësor[21]. Cilësia e ujrave, që rezulton e keqe, është një kërcënim si për vetë ekosistemin ashtu dhe për shëndetin e njerëzve. Ky është një problem veçanërisht i rëndë dhe shfaq një interes të madh për zgjidhje për vendet në zhvillim, ku praktikat e administrimit të mjedisit nuk mund të sigurojnë përshtatje me zhvillimin ekonomik[22][41].

Rritja e të ardhurave të një popullsie gjithmonë në rritje sigurohet nga një zhvillim ekonomik duke u pasuar me një kërkesë në rritje për produkte[41][47]. Mos administrimi i shkarkimeve të ujrave urbane të zonave të banuara, i shkarkimeve industriale, i përdorimit të pesticideve dhe insekticideve në bujqësi, i jashtëqitjeve të bagëtive si dhe mungesa e masave të një trajtimi të duhur dhe ripërdorimit të mbetjeve, kanë çuar në një degjenerim të përhapur të cilësisë së ujërave sipërfaqësore, por edhe të vetë sipërfaqes së tokës[42][44].

Proçeset e urbanizimit dhe industrializimit janë shumë të shpejtë për një administrim dhe menaxhim të nevojshëm të cilësisë së ujërave që shkarkohen, për ruajtjen e cilësisë së pellgut ujor. Ky proçes sjell në ujërat sipërfaqësorë sasi të mëdha të ujërave të patrajtuar që janë shkarkuar nga banesat dhe industria[7][11][26].

Burimi kryesor i ndotjes së ujërave sipërfaqësore në vendin tonë janë shkarkimet urbane, që përmbajnë lëndë organike, komponime të tretshme të fosforit dhe azotit, të cilat favorizojnë proçesin e eutrofikimit, bakterie dhe viruse patogjene, metale të rënda si dhe lëndë që prishin pamjen e ujërave dhe u japin atyre erë të keqe[12][13][26][28].

Në zonat me dendësi të ulët të popullsisë problemet e ndotjes së ujërave sipërfaqësorë nuk vërehen për shkak të aftësisë vetëpastruese të ujërave. Me rritjen e urbanizimit aftësia vetëpastruese e ujërave nuk arrin të përballojë shkarkimet e ujërave urbane të patrajtuara, si pasojë vërehen ndikime të dëmshme në biotën ujore, rrezik të infenksioneve etj[39][40][46][66].


2

Kështu në fakt, si pasojë e rritjes së shpejtë të zonave urbane dhe industriale të cilat shkarkojnë mbeturinat e tyre të patrajtuara në mjedis, në pellgun e Ishmit, lumi që mban dhe presionin më të madh të shkarkimeve të ujrave të ndotura në Shqipëri, në disa pjesë të tij, ai është më shumë një rrjedhë që zhvendos ujërat e ndotur dhe nivelet e ndotjes janë të madhësive të një rendi më të lartë se vlerat e lejuara për ujrat e ëmbël natyrore[12][26][28].

Shkarkimet e lëngëta urbane, industriale dhe bujqësore në ujrat sipërfaqësore, janë një dukuri e cila në mënyrë progresive ka ndikuar në uljen e cilësisë së ujrave të lumenjve, liqeneve, të zonave bregdetare dhe të mjedisit në përgjithësi[15][85]. Në këtë kuptim merr rëndësi vlerësimi i cilësisë së ujërave sipërfaqësore dhe përcaktimi i ndotësave kryesorë që shkarkohen në to, me synim mbrojtjen dhe/ose rehabilitimin e mjedisit si dhe krijimi i bazës së të dhënave për një menaxhim integral e të qëndrueshëm të burimeve ujore[7][39][48][61].

Shkurtimisht, kur shfletojmë literaturën, kur hulumtojmë nëpër punimet e konferencave, artikujve të revistave, zërave të internetit dhe gazetave, disa shtangen prej vlerave të ndotjes së ujit të lumenjve si dhe me betejat e tentativat, shpesh të pasuksesshme, për të nxjerrë në pah këto ndryshime me shpresën për të arritur një shpëtim efektiv të mjedisit.

1.1 Aktiviteti antropogjen dhe impakti i tij në cilësinë e ujrave sipërfaqësorë Karakteristikat kimike dhe biologjike të ujërave mund të pësojnë ndryshime të rëndësishme si pasojë e veprimtarive antropogjene. Veprimtaritë njerëzore ndikojnë si në hidrosferë dhe në litosferë, ndërmjet tyre ekziston një lidhje e fortë[18][39]. Kështu p.sh kthimi i pyjeve dhe kullotave në toka bujqësore dhe intensifikimi i prodhimit bujqësor mund të shkaktojnë pakësimin e bimësisë[11][57]. Kjo shoqërohet me pakësimin e sasisë së ujit që avullon nga bimët, gjë që çon në ndryshime në mikroklimë[61]. Si pasojë do të ndodhë intensifikimi i erozionit të tokave, grumbullimi i llumrave në mjediset ujore, pasurimi i ujrave me lëndë ushqyese dhe me substanca ndotëse. Në fund si rezultat do të ketë ndryshime të rëndësishme në karakteristikat kimike dhe biologjike të mjedisit ujor[9][42][48].

1.1.1 Impakti i aktivitetit antropogjen në lumenj

Impakti antropogjen në lumenj është një proçes i gjërë që çon në pasoja të ndryshme negative[40][42][94]. Mënyrat që shprehin një impakt të tillë janë: 1) rishpërndarja e rrjedhjes së lumit në kohë; 2) rishpërndarja e rrjedhjes së lumit në hapësirë; 3) tërheqje e rrjedhjes së lumit; 4)


3

disturbancat fizike të shtratit të lumit; 5) ndotja; 6) turbullimi i ujit; 7) ndotja termale[42][94].

Mënyra e parë ndodh kryesisht në rastet e krijimit të rezervuarëve, është karakteristike për ShBA-në, Rusinë, Kanadanë, Brazilin dhe Kinën. Balancimi i rishpërndarjes në hapësirë është përdorur për furnizimin me ujë, për lundrim, për hidrocentralet, për ujitje etj. Transferimet më të mëdha ujore janë tipike për Kanadanë, ShBA-në, Turkmenistanin dhe Indinë. Konsumi i pazëvendësueshëm ujor aktualisht konsiston afërsisht 150km3/vit, i cili është 1% i balancës normale të ujit të ëmbël. Bujqësia përdor 70.1% të ujit të ëmbël, industria kërkon 20% dhe sektori komunal 9.9%. Me disturbancë të shtratit të lumit ne kuptojmë çdo ndryshim, që ka bërë njeriu, të nivelit të ujit (prerjet, ndryshimet në thellësi të lumenjve nga gërryerja ose mbulimi i terrenit etj.). Gropat e hapura në shtratet e lumenjve për marrjen e materialeve të ndërtimit dhe punimet e gërryerjes për qëllime lundrimi janë shembujt që hasen më shpesh për këtë lloj impakti[40][57]. Ndotja e ujit është e jashtëzakonshme dhe është një sfidë gjithmonë në rritje. Sipas origjinës së tyre mund të veçohen tre grupe kryesore të ndotësve të ujit të lumenjvë: 1) shkarkimet urbane; 2) ndotjet industriale; 3) ndotjet e bujqësisë. Me turbullim të ujit kuptojmë grumbullimin e substancave të huaja, kryesisht të patretshme. Ndotja termale lidhet kryesisht me ujin e ftohtë që shkarkohet nga hidrocentralet[40][94][96][98].

Kërkimet dhe studimet e mëtejshme të impaktit antropogjen në lumenj janë të domosdoshme në mënyrë që të minimizojnë pasojat negative të një impakti të tillë në të ardhmen.

1.1.2 Ndotja dhe burimet e ndotjes së ujrave

Deri në fillimet e Revolucionit Industrial në Europë dhe në Amerikën e Veriut ujërat e hidrosferës kanë qenë “të pandotura”, ose më saktë në gjendjen natyrale cilësore të tyre. Tani të gjithë ujrat e Tokës, me përjashtim të akujve Polare, janë të ndotura nga veprimtaria antropogjene[85][86][100]. Kur flasim për cilësinë e ujërave dhe nivelin e ndotjeve të tyre kemi parasysh vetitë fizike, kimike dhe biologjike (përfshirë edhe ato mikrobiologjike). Nivelet kufi të treguesve cilësore do të varen kryesisht nga qëllimi i përdorimit të ujërave[107].

Ndotje të mjedisit kuptohet ndryshimi mjedisit, kur këto ndryshime janë të padëshirueshme, sepse ndikojnë për keq në jetën e njeriut apo të qënieve të tjera të gjalla, në kushtet e jetesës, në proçeset industriale, në aspektin kulturor, ose kur këto ndyshime mund të ndikojnë në shterimin e rezervave të lëndëve të para[98][102].

Duhet të kemi mirë parasysh se jo çdo përmbajtje e lartë apo e ulët e elementeve kimike përbën ndotje, por vetëm ato që sjellin pasoja të padëshirueshme[21]. Nga ana tjetër ndryshimi i ekosistemit gjeokimik që


4

sjell si pasojë ndotjen mund të shkaktohet jo vetëm nga veprimtaria antropogjene por edhe nga faktorë natyrore[98][102].

Burimet e ndotjes së ujit

Ndotja e ujrave të ëmbla sipërfaqësore dhe nëntokësore është një problem serioz sepse ato përbëjnë burimin e ujit të pijshëm dhe janë mjedisi ku rritet biota akuatike. Efektet toksike shkaktohen nga metalet e rëndë, kur përmbajtja e tyre kalon vlerat e lejuara.

Burimet e ndotjes së ujrave kanë origjinë natyrore dhe/ose antropogjene dhe mund të ndahen në dy grupe: burime pikësore dhe jo-pikësore[38][79].

Burime pikësore: Burimet pikësore më të rëndësishme janë: shkarkimet e mbeturinave të lëngëta urbane (ujrat e zeza), shkarkimet e mbeturinave të industrisë, shkarkimet e mbeturinave të lëngëta të fermave blegtorale, ujërat e shpëlarjes (ekstraktet) nga venddepozitimet e mbeturinave të ngurta etj.

Burime jo-pikësore: Burimet jo-pikësore më të zakonshme janë: shkarkimet e ujërave të drenazhimit të tokave bujqësore, rreshjet e ndotura (në veçanti depozitimet acide), rrjedhjet e tubacioneve të ujërave të zeza, ujërat e shpëlarjes së rrugëve etj [19].

Më poshtë po shtjellojmë disa nga burimet e ndotjes së ujrave sipas origjinës së tyre[38][57]. Klasifikimi i burimeve të ndotjes së ujrave sipas origjinës është në burime antropogjene dhe në burime natyrore të ndotjeve.

1.1.2.1 Burimet antropogjene të ndotjeve

Ndotja kimike me burim antropogjen shkaktohet nga veprimtaria urbane që përfshin mbeturinat e prodhuara nga jetesa e përditshme në banesa, punë, komunikacion si dhe nga veprimtaria teknogjene që përfshin prodhimin industrial[57]. Industria minerale dhe ajo kimike janë dy burimet më të rëndësishme të ndotjeve kimike, ndonëse ndikim jo të pakët kanë edhe industritë e tjera si ato të pesticideve, elektrike, prodhimit dhe përpunimit të lëkurave, letrës, si dhe mbetjet urbane[12][14].

Burimet antropogjene të ndotjes së ujrave klasifikohen në 6 kategori[38][27]. Secila prej tyre ka nënkategoritë dhe karakteristikat e veta. Ato janë:

1. Burimet industriale të ndotjes së ujrave; 2. Burimet komunale të ndotjes; 3. Burimet bujqësore të ndotjes; 4. Burimet e rrjedhjeve nga reshjet; 5. Burimet nga depozitimet e ngurta;


5

6. Burimet e ndotjes së ujit nga rrjedhjet e depozitave nëntokësore. i. 1 Burimet industriale të ndotjes

Në industri, uji që merr pjesë për përdorim në proçesin industrial, i marrë nga sistemi i trajtimit të tij apo nga puset, gjatë rënies në kontakt me një proçes apo produkt të caktuar mundet që në të të shtohen ndotës në varësi të proçesit apo produktit të përdorur[7][8][100]. Atëherë ky ujë që përftohet klasifikohet si ujë i ndotur. Në secilin nga këto klasifikime industritë mund të kenë kontribuar në ndotjen e ujit në qoftë se burimet e furnizimit të tyre me ujë janë përdorur në proçesin industrial. Shembujt e burimeve industriale ndotëse të ujit janë[12][26][39]:

Uji jo i kontaktit Ku bëjnë pjesë:

- Uji i ushqimit të boliereve; - Uji i ngrohjes; - Uji i ftohjes; - Kondesatorët e ftohjes.

Uji i kontaktit - Uji i përdorur për transportin e produkteve, materialeve ose

substancave kimike; - Uji i larjes dhe shpëlarjes (produkteve, pajisjeve, dyshemeve); - Uji i tretësirave (solucioneve); - Uji i tretjes (i hollimit); - Uji i kontaktit të drejtpërdrejtë në pajisjet e ftohjes dhe të ngrohjes; - Mbetjet e lëngëta urbane (ujrat e zeza); - Uji i lavanderive;

Mbetjet e lëngëta industriale janë të ndara në [7][38]:

1) ujrat e reaksionit, që janë ujrat e ndotura si nga substancat kimike hyrëse në reaksion ashtu dhe nga ato të produkteve të reaksionit; 2) ujrat që fitohen nga lëndët e para dhe nga produktet e papërpunuara; 3) Rrjedhjet pas shpëlarjes së lëndëve të para, të paketimit, të pajisjeve, etj.; 4) ekstraktuesit e ujit dhe përthithësit (absorbentet); 5) ujrat e zeza nga industritë; 6)precipitimet atmosferike, që rrjedhin poshtë në territoret e ndërmarrjeve industriale.

Fatkeqësitë industriale kontribuojnë në masë të madhe në ndotjen e lumit. Më të dëmshme janë aksidentet në dampat e sterileve të minierave dhe të fabrikave të pasurimit[12][14][108]. Veçanërisht vihen në dukje dy shkatërrime në dampat e sterileve në ndërmarrjet e minierave të arit në Guyana dhe në Rumani, rasti më i fundit i shkatërrimit të dampave është


6

ai i tetorit 2010 në Hungari. Impakti i pallogaritshëm negativ i dy aksidenteve të para u shkaktua nga veçantitë e teknologjisë së pasurimit të arit.

i.2 Burimet komunale të ndotjes së ujit

Burimet tipike jo-industriale komunale të ujit janë si më poshtë:

Banesat; Institucionet (shkollat, spitalet, etj.);

Qendrat tregtare; Administrata qeveritare.

Supozohet që burimet jo-industriale komunale të ujrave të zeza do të përmbajnë asnjë ndotës tjetër përveç se:

- Feçe; - Letër; - Urinë; - Mbetje ushqimore; - Ujrat e lavanderive; lavazheve të automjeteve.

Këta ndotës janë biologjike dhe si të tilla ata mund të biodegradojnë lehtësisht[18][19][40]. Çdo ndotës tjetër jo-industrial, përveç atyre të përmendur më lart mund të jenë të natyrës fizike ose kimike dhe idealisht duhet të parandalohen nga futja e tyre në sistemin komunal me një urdhëresë të para-trajtimit ose të hiqen nga ujrat e zeza komunale duke përdorur metodat e para-trajtimit të ujrave.

Mbetjet urbane kryesisht konsistojnë në jashtëqitjet humane dhe përmbajnë relativisht pak ndotës kimike, akoma, ato nuk janë të dukshme për përqëndrim të lartë të organizmave patogjene. Mbetjet komunale, ose ujrat e zeza, bëjnë afërsisht 20% të vëllimit të të gjithë shkarkuesve dhe pjesa e tyre vazhdimisht zvogëlohet sa herë që sasia e shkarkimeve industriale rritet. Ato kanë pak a shumë strukturë permanente. Një person prodhon në ditë 65 gram të masës pezull, 8 gram të azotit amoniakal, 3,3 gram fosfate, 9 gram klorure (chloride), 60 – 75 gram të masës organike [21][22][39].

Impakti i mbetjeve komunale mbi lumenj ndryshon nga vendi në vend, nga zona në zonë si dhe nga qyteti në qytet. Në Shqipëri nga 36 qytete vetëm në 3 prej tyre janë ndërtuar së fundmi (dekadën e fundit) impiantet e trajtimit të ujrave të zeza, në qytetin e Pogradecit, në Qerret (Kavajë) dhe në Durrës, nga të cilët në punë, por jo me kapacitet të plotë janë vetëm impiantet e Qerretit dhe të Pogradecit. Janë në zbatim ai i Shkodrës, i Vlorës dhe Sarandës[85][86][91].

Zakonisht, ujrat e zeza shkarkohen direkt në lumenj ose përrenjtë që përshkojnë qytetet[88][89]90]. Natyrisht, një situatë e tillë nuk është dhe aq shumë e rëndë në vendet e zhvilluara, ku ndotja e lumenjve edhe aty është një çështje delikate dhe e ndjeshme, një situatë e tillë është e rëndë vëçanërsiht për vendet në zhvillim[39][86].

i.3 Burimet e ndotjes së ujit nga ndotësit bujqësorë


7

Normalisht, ndotësit bujqësorë të ujit transportohen në trupat pritës sipërfaqësorë ose nëntokësorë nëpërmjet rreshjeve të dendura periodike[19][38]. Ujrat e ndotur bujqësorë mund të jenë me origjinë nga kafshët ose nga bimët ose mund të jenë nga burimet e ushqyesve, fertilizuesve, pesticideve ose herbicideve. Burimet e kafshëve dhe bimëve janë të kufizuara në biodegradimin e feçeve, urinave ose në varësi të zgjedhjes së perimeve. Ushqyesit ose plehrat (fertilizuesit) janë në mënyrë tipike disa përbërje të karbonit, azotit, fosforit dhe / ose gjurmë të metaleve[19][21].

Pesticidet dhe herbicidet përbëhen nga përbërjet kimike organike, që janë struktura molekulare shumë komplekse, të prodhuara për të qenë veprues shumë jetëgjatë në mjedis[18][19[38][86].

Pesticidet e tilla si chlorodane dhe heptachlor, të cilat bëjnë pjesë në grupin e substancave kimike organike të ndryshme, akoma ekzistojnë në tokë rreth gërmadhave të Luftës së Dytë Botërore[19][38].

Aktivitetet bujqësore mund gjithashtu të lejojnë erozionin e tokës në lumenjtë pritës[11][12]. Në raste të tilla, ndotësit mund të kenë përbërje organike ose jorganike të tokës.

Mbetjet bujqësore janë të karakterizuara nga sasi të mëdha të fosforit dhe azotit, duke qenë pjesë e plehrave dhe mbeturinave të blegtorisë, po ashtu dhe nga përqëndrime të larta të pesticideve dhe të herbicideve. Mbeturinat bujqësore gjithashtu paraqesin një rrezik serioz për habitatët e lumit. Bujqësia ushtron në lumenj gjithashtu edhe ndikim indirekt. Plugimi i tokës intensifikon erozionin dhe rrit sasinë e substancave të ndryshme që hyjnë në lumenj[18][38].

i.4 Burimet e ndotjes nga rrjedhjet e reshjeve

Ato klasifikohen në burimet e shkarkimeve industriale dhe në atë të burimeve të shkarkimeve komunale[38][57].

Çdo material ose substancë kimike e depozituar në tokë në një bashki apo komunë ka të ngjarë që të mund të transportohet në lumenjtë pritës si ndotës[18][39]. Këto përfshijnë:

Rrjedhjet dhe derdhjet të produkteve të naftës;

Plehrat dhe mbeturinat;

Shpëlarje (rrjedhje) të tokës;

Sistemet e kanalizimeve sipërfaqësore dhe nën-tokësore;

Derdhjet dhe rrjedhjet nga transporti i materialeve ose i kimikateve;

i.5 Burimet e ndotjes nga depozitat e ngurta

Depozitat e ngurta (Landfill-et) publike, private dhe industriale mund të jenë burime të ndotjes së ujrave për arsye të rrjedhjeve sipërfaqësore dhe


8

nëntokësore[18]. Rregullat e landfilleve kërkojnë mbulim ditor, por gjatë ditës, rrreshjet mund të shkaktojnë ndotje për shkak të shpëlarjes së sipërfaqes.

i.6 Burimet e ndotjes nga rrjedhja e depozitave nëntokësore

Këtu përfshihen të gjitha depozitimet nëntokësore të ruajtjes së naftës apo të mbetjeve të rrezikshme. Është përcaktuar qartë me anë të rregullave që në këto depozitime të parandalohen rrjedhjet[27][38]. Në qoftë se do të ndodhë rrjedhje, atëhere kjo përbën një burim ndotje për ujrat nëntokësore si dhe një burim i mundshëm ndotjeje për ato sipërfaqësore.

1.1.2.2 Burimet natyrore të ndotjes së ujit

Zonat e painfektuara nga aktiviteti antropogjen mund akoma të ndosin lumenjtë pritës nëpërmjet rrjedhjes (shpëlarjes) së rreshjeve, të cilat mund të klasifikohen në ato të burimeve të kafshëve, bimëve dhe tokës[27][[42]. Përsëri, burimet ndotëse të kafshëve dhe të bimëve duhet të jenë lehtësisht të biodegradueshme. Burimet ndotëse të tokës do të përmbajnë çdo material organik dhe jorganik të tokës.

1.1.3 Efektet e ndotjes së ujrave

Çdo ndotje e mjedisit shoqërohet me efektet e saj në mjedisin pritës. Për ujrat e ëmbla sipërfaqësore efektet kryesore janë eutrofikimi i ujrave dhe shpëlarja acide. Eutrofikimi është fenomen që ka si origjinë ndotjen e ujrave kryesisht nga shkarkimet e ujrave të zeza urbane apo si rrjedhim i aktivitetit bujqësor (nga drenazhimi i tokave bujqësore). Në figurën 1 jepet një pamje e gjendjes eutrofike të ujrave si pasojë e shkarkimeve të ujrave urbane[18][27][42].

Fenomeni i shpëlarjes acide i njohur më tepër në industri dhe në atë minerare në veçanti, është efekti që shkaktohet në ujra nga shkarkimet e drenazhimeve acide (të minierave) direkt në mjedis, pa kryer më parë asnjë trajtim paraprak të tyre. Një efekt të tillë të shpëlarjes acide të ujrave, në Shqipëri është i njohur në përroin Sefta, zona e Gurth-Spaçit (Figura 2), ku uji që del nga minierat e mbyllura tashmë, shkarkohen direkt në mjedis me një pH=3.4. [12][14] Ndryshe shpëlarja acide njihet edhe si efekti “Yellow Boy”.

1.1.3.1 Eutrofikimi dhe roli i ushqyesve në ekosistem, eutrofikimi kulturor

Me emrin “elementë ushqyes” (nutrientë) në ujëra konsiderohen komponimet e tretshme të azotit dhe të fosforit në to. Quhen kështu, sepse këto komponime përcaktojnë, në kushte specifike, shpejtësinë e proçeseve të fotosintezës dhe të rritjes së bimësisë në ujrat[27][39].


9

Figura 1. Gjendje eutrofike e ujrave, lumi i Lanës (Foto A.Bode)

Figura 2. Përroi i Seftës, fenomeni i shpëlarjes acide (Foto A.Bode)

Kur shpejtësia e rritjes së algave është shumë e madhe, ndodh i ashtuquajturi “lulëzim i algave” (Figura 3), si pasojë e të cilit pamja e ujit ndryshon duke u bërë një lëng jeshil, i turbullt dhe viskoz.

Eutrofikimi kulturor

Eutrofikimi i ujërave për shkak të ndotjeve antropogjene quhet nganjëherë edhe eutrofikim artificial (ose kultural) për ta dalluar atë nga rritja graduale (shumë e ngadaltë) e shkallës së eutrofikimit të liqeneve për shkaqe natyrore të moshës së tyre (Figura 2)[26][40][57].

Reshjet që bien mbi sipërfaqen e tokës tresin mineralet gjatë depërtimit në tokë. Në zonat e virgjëra përbërja kimike e ujërave varet kryesisht nga dheu i tokës dhe shkëmbi amnor poshtë saj, duke bërë që niveli i ushqyesve të jetë i ulët. Vendbanimet dhe shpyllëzimet shoqëruese, zhvillimi bujqësor dhe urbanizimi e nxisin shumë shplarjen e lëndëve dhe ushqyesve në lumenj dhe liqene. Një gjë e tillë nxit rritjen e fitoplanktonit, bimëve të tjera ujore dhe me radhë të organizmave të sipërm të zinxhirit ujor ushqyes, ky proçes njihet me emrin ’eutrofikim kulturor’. Rritja e biomasës dhe dukuritë shoqëruese të eutrofikimit janë më të zakonshme në liqene dhe zonat bregdetare pranë grykë-derdhjeve të lumenjve. Fosfori dhe azoti janë ushqyes që nxitin këtë prodhim të lartë biologjik [42].

Pasojat ekologjike të eutrofikimit kulturor, të shkaktuar prej sasive të larta të ushqyesve mund të provokojnë ndryshimin e strukturës biologjike, ku mbizotërues bëhet fitoplanktoni, ujërat bëhen të turbullta, algat blu të gjelbra zhvillohen shumë duke shkaktuar formimin e shkumave dhe helmeve të fuqishme për kafshët dhe njeriun[28]. Kalbëzimi i fitoplanktonit në fund shkakton uljen e oksigjenit në vlera të papranueshme për botën e gjallë. Nivelet e ulëta të oksigjenit shpejtojnë dhe çlirimin e fosforit prej sedimenteve, duke nxitur më tej prodhimin e fitoplanktonit, duke ndikuar në uljen e vlerave përdoruese dhe estetike të ujërave.


10

Në basene me aktivitet njerëzor të pakët vlerat e fosforit në ujëra janë përgjithësisht më të ulëta se 25 μg P/l, kurse vlera më të larta se 50 μg P/l tregojnë për ndikim të njeriut, p.sh. shkarkim ujërash të zeza ose shpëlarje bujqësore [26][42]. Kur ujërat marrin shkarkime urbane ose shkarkime nga fermat e kafshëve shtëpiake vlerat e amoniumit rriten dhe ato të oksigjenit ulen; në ujërat e ndotur rëndë vlerat e amoniumit mund të rritet nga 1 deri 5 μg N/l, i cili kur kthehet në amoniak mund të shkaktojë ngordhje peshqish dhe kafshësh të tjera ujore[42][94].

Aktiviteti i njeriut shkakton edhe rritjen e përmbajtjes së lëndëve kimike në mjediset ujore, sidomos të metaleve të rënda dhe të mikrondotësave organikë (pesticideve, poliklor-difenilet, lëndët organike të kloruara, hidrokarburet aromatike policiklike, etj.), me anë të shkarkimeve të ngurta, të lëngëta dhe të gazta, urbane, industriale, bujqësore dhe minerare. Të gjitha paraqesin rrezik për ekosistemet ujore dhe për vetë njeriun. Ujërat sipërfaqësore të ndotura nga shkarkime fekale të njerëzve dhe kafshëve mund të transportojnë shumë patogjenë, si baktere dhe viruse, më e theksuar në zonat me popullsi të dendur, sidomos pranë qyteteve të mëdha[92].

Gjendja eutrofike e ujrave dhe sidomos “lulëzimi i algave” (Figura 3) ka pasoja të dëmshme për organizmat ujore. Në veçanti, ajo shoqërohet me zvogëlimin e theksuar të përqëndrimit të oksigjenit të tretur në ujë, sepse kur bimët thahen dhe bien në fund, ato shpërbëhen duke konsumuar oksigjenin e tretur. Veç kësaj, rritja e tepërt e bimësisë pengon lëvizjet e ujit (valët) dhe kjo sjell pakësimin e dukshëm të tretjes së oksigjenit të ajrit në sipërfaqen e ujit. Në mungesë të oksigjenit do të ndodhin proçese anaerobike me çlirim të H2S, NH3 dhe gazeve të tjera. Në kushte të tilla, shumë organizma ujore nuk mund të mbijetojnë dot.

Gjendja eutrofike e ujërave karakterizohet nga këto veti specifike[27][42]:

- shpejtësia e prodhimit të bimësisë të ujërave (fitoplanktonit dhe algave) është mjaft më e madhe sesa shpejtësia e konsumit të saj nga herbivorët;

- përmbajtja e oksigjenit të tretur në ujë është shumë e vogël (deri zero) dhe kjo shoqërohet shpeshhere me çlirim të H2S;

- përbërja e ekosistemit prishet duke shfaqur mungesën e disa specieve dhe zhvillimin e tepërt të disa specieve të tjera;

- kthjelltësia e ujërave zvogëlohet. Ndër problemet kryesore që eutrofikimi i ujërave shkakton për njerëzit përmendim[18][21][39]:

- vështirësohet mjaft trajtimi i ujit për ta bërë atë të përshtatshëm për përdorim urban (në veçanti për ujë të pijshëm), sepse shpeshherë ky ujë ka shije dhe erë të papranueshme;

- uji nuk të jep kënaqësi dhe mund të jetë i dëmshëm për shëndetin e njerëzve që lahen në të;


11

- mund të zhduken specie të peshqve me rëndësi ekonomike (në veçanti ato salmonide);

- në raste të veçanta mund të paraqitet vështirësi për lundrim. Për të bërë një vlerësim të saktë të gjendjes së cilësisë së ujërave (oligo apo eutrofike) mund të maten parametra të ndryshme[27][92].

Për ujërat e ëmbla, fosfori është zakonisht elementi kufizues për fotosintezën, prandaj për të parandaluar eutrofikimin e ujërave të liqeneve dhe lumenjve kërkohet zvogëlimi i shkarkimeve të fosfateve në ujërat. Por ka edhe raste, kur rritja e algave mund të kufizohet nga faktorë të tjerë si p.sh. nga pamjaftueshmëria e komponimeve të azotit ose pamjaftueshmëria e rrezatimit diellor (p.sh kur ujërat janë shumë të turbullta).

Eutrofikimi i ujërave të lumenjve është një dukuri në rritje sidomos në vëndet me urbanizim dhe zhvillim industrial të lartë. Shkaku kryesor është rritja e burimeve antropogjene të shkarkimeve të mbeturinave të lëngëta shtëpiake dhe industriale, në veçanti e fosfateve dhe e komponimeve të azotit nga ujërat e zeza, e lëndëve larëse si dhe nga përdorimi intensiv i plehrave kimike në bujqësi, rrjedhat shkarkuese nga fermat e prodhimit të kafshëve, si dhe depozitimet e azotit nga ajri si rezultat i çlirimit të madh nga gazet e shkarkimit të automjeteve, plehut dhe urinës së kafshëve.

Figura 3. Efekti i lulëzimit të algave në organizmat ujore


12

1.1.3.2 Shpëlarja acide

Shpëlarja acide përbën një risk gjithashtu të konsiderueshëm për mjedisin ujor. Shpëlarja ujore konsiderohet acide kur pH është 6 ose më pak, duke pasur substanca acide më shumë sesa substanca alkalinore[27][48]. Kjo dukuri mund të ndodhë nga shpëlarja e xeherorëve në miniera, e stoqeve të mineraleve, produkteve të përpunimit, ose shkëmbinjve (Figura 2). Një rast të veçantë përbën precipitimi acid i reshjeve në zona ku ajri është shumë i ndotur. Aciditeti i ujrave natyrore rrit ndjeshëm tretshmërinë e metaleve të rëndë në to. Aciditeti dhe, rrjedhimisht përmbajtja e metaleve të rëndë bie shpejt me largimin e ujrave nga burimi i shpëlarjes acide. Kështu kur përmbajtja e Zn në ujrat pranë një trupi sulfuror është rreth 15 ppb, përmbajtjet sfond të tij janë gjetur vetëm 2,6 km poshtë rrjedhjes.

1.1.4 Pasojat e ndotjes së ujrave

Efektet e ndotjes kimike shprehen në toksicitetin që ato shkaktojnë tek organizmat. Toksiciteti akut jep ç’rregullime që për pak kohë shkaktojnë prishjen e sistemit fiziologjik dhe zhdukjen e organizmit, ç’ka njihet si helmim vdekjeprurës. Toksiciteti subkronik, sjell ç’rregullime të cilat nuk kanë efekte të konsiderueshme në shkurtimin e jetës normale, të paktën jo më shumë se një të dhjetën e saj. Toksiciteti kronik sjell ç’rregullime të cilat nuk kanë efekte të ndjeshme në kohën e jetesës së organizmave[98].

Efektet toksike shkaktohen nga elemente kimike që shkaktojnë ndotje kimike, pra nga elemente toksike. Midis elementeve që mund të shkaktojnë ndotje kimike dallohen elementet esenciale dhe jo esenciale. Çdo organizëm i gjallë ka nevojë, përveç elementeve kryesore, edhe për një sërë elementesh gjurmë që kërkohen nga disa enzima për metabolizmin si p.sh Cu për të bërë që të funksionojë hemoglobinën, ose sepse janë përbërës të disa vitaminave, si Co në vitaminën B12, ose sepse janë të rëndësishëm për furnizimin me elektrone si Fe+2 → Fe+3 për hemoglobinën, apo Cu+1 → Cu+2 dhe Mo+5 → Mo+6 në proçese të tjera etj. Këto elemente të domosdoshëm për organizmin quhen esenciale. Një përmbajtje më e lartë ose më e ulët e këtyre elementeve mund të jetë me pasoja të padëshirueshme. Elementet jo esenciale nuk janë të domosdoshëm për organizmin, si pasojë mungesa e tyre nuk sjell pasoja. Ato tolerohen nga organizmat deri në një nivel të caktuar, mbi të cilin sjellin pasoja toksike. Risku shkaktohet nga ato elemente që mund të sjellin efekte toksike, në rastet kur përmbajtja e tyre në mjedis është më e lartë ose më e ulët se përmbajtja normale për organizmat. Nga ana tjetër duhet që forma e gjendjes së elementit në mjedis të jetë e kapshme nga organizmat[98][102].

Në pikpamje të efekteve toksike, elementet kimike mund të klasifikohen në:


13

Jo toksike, që nuk sjellin pasoja të dëmshme pavarësisht përmbajtjes;

Toksike, por që nuk sjellin pasoja të dëmshme, sepse gjenden në forma të patretshme ose me përmbajtje normale;

Toksik me risk të lartë, sepse gjenden në forma të kapëshme nga organizmat dhe në përmbajtje jonormale.

Temperatura, pH, mineralizimi i përgjithshëm, oksigjeni i tretur etj., ndikojnë gjithashtu në riskun e metaleve të rëndë në ujra. Forma kimike e komponimeve është një faktor shumë i rëndësishëm jo vetëm në pikëpamje të mundësisë për t’u kapur nga organizmat. Kështu, toksiciteti i disa elementeve kimike përcaktohet nga forma e metilizuar e tyre. Njihen komponime metilike të Hg, As, Se, Sn, Pb, Bi, Sb, etj. Mërkuri është shumë toksik kur gjendet në formë të metiluar si monomethylmerkur CH3Hg+. Këto komponime organike, që fillimisht mendoheshin të formuara vetëm në rrugë industriale janë gjetur në formë natyrore të formuara nga bakteriet dhe organizma të tjera më të larta. Duhet theksuar që efektet toksike të elementeve varen edhe nga mënyra e reagimit të një organizmi konkret.

Efektet toksike varen dhe nga mjedisi ku ndodhen elementet siç janë tokat, ujrat, sedimentet dhe ajri[57][98][102].

1.2 Tranporti i substancave ndotëse në ujra dhe proçeset e tij

Vlerësimi i transportit dhe fatit të substancave kimike të çliruara në mjedis është një detyrë interesante dhe sfiduese. Mjedisi rrallë mund të përafrohet si i mirëpërzierë, dhe substancat kimike në mjedis shpesh nuk janë pranë ekuilibrit. Si rrjedhim, transporti dhe fati kimik në mjedis i substancave kimike, kërkon njohuri në fizikën dhe transportin e rrjedhjes së fluideve, në termodinamikën kimike, në kinetikën kimike dhe biologjike që ndërvepron me të gjithë këto proçese. Ne do të duhet të ndjekim substancat kimike gjatë lëvizjes së tyre, difuzionit dhe dispersionit (shpërndarjes) nëpër mjedis. Këto substanca në mënyrë të pashmangëshme do të reagojnë për të formuar substanca të tjera kimike në një mënyrë që afrohet-por rrallë arrin-një ekuilibër local[27][56].

Mjedisi global si koncept është i gjerë si në transportin kimik dhe në atë të shkallës së fatit të substancave kimike.

Në këtë pjesë, ne do të përpiqemi të formulojmë problemet e transportit dhe fatit të substancave kimike, ato të cilat mund të zgjidhen, pavarësisht nga mjedisi ose proçesi i transportit, e bërë kjo nëpërmjet difuzionit matematikor.

Proçeset e transportit të ndotësve

Një proçes transporti, është proçesi që lëviz substancat kimike dhe karakteristikat e tjera të fluidit nëpër mjedisin ku ndodhen susbtancat kimike[56][61].


14

Në proçeset e transportit të ndotësve interes paraqet shpërndarja e substancave ndotëse në ujërat. Substancat ndotëse pasi kalojnë në ujërat e lumenjve ose të liqeneve, sillen në mënyra të ndryshme: disa treten dhe pësojnë zhvendosje për shkak të rrymave ujore, të tjerat ndajthithen nga grimcat e ngurta në pezulli dhe sedimentojnë dhe të tjerat mund të hyjnë në cikle biokimike të ndryshme duke kaluar nga njëri organizëm në tjetrin.

Shpërndarja e substancave ndotëse në mjediset ujore kryhet nëpërmjet po atyre mekanizmave, që shkaktojnë shpërndarjen e substancave ndotëse në atmosferë, siç janë difuzioni, difuzioni molekular, difuzioni turbulent, dispersioni (Figura 4) dhe adveksion /konveksioni.

Ndër mekanizmat më të rëndësishëm që ndikojnë në shpërndarjen e ndotësve në mjediset ujore përmendim[[27]82]:

Rrymat e konveksionit, që shkaktohen nga lëvizjet në largësi të konsiderueshme të masave ujore, dhe

Difuzioni, për shkak të lëvizjeve të rastit, të cilat janë shkak i shkëmbimeve të substancave ndotëse në afërsi. Transporti i substancës së tretur kryhet nga e majta në të djathtë; lëvizja e substancave të tretura kryhet nëpërmjet gradientit të përqëndrimit (dC/dx). (Figura 5).

Efekti i kombinuar i këtyre faktorëve njihet si shpërndarje (dispersion) e ndotësve në në mjedisin ujor (Figura 6).

Keqësimi i cilësisë së ujrave për shkak të shkarkimeve të substancave ndotëse manifestohet dukshëm në lumenj, në dallim nga detet dhe oqeanet, për të cilët konsiderohet se kanë një kapacitet të pafund për mënjanimin e ndotjeve[22][46][72].

Figura 4. Dispersioni


15

Ilustrimi i dispersionit gjatësor në një gjurmë “plane” për t=0 në “njollën” e shpërndarë në t=Tº C është seksioni i tërthortë i vlerës mesatare të përqëndrimit.

Figura 5. Proçesi i Difuzionit

Figura 6. Difuzion-konveksioni

Paraqitja e difuzionit dhe konveksionit të një njolle të substancës kimike përgjatë boshtit x.

1.3 Menaxhimi i cilësisë së ujrave Një rëndësi të madhe paraqet pasja e një ideje të detajuar të gjendjes së ndotjes për çdo trup ujor, sepse në këtë mënyrë administron më mirë menaxhimin e këtyre ujrave.

Përcaktimi i përafruar i vetive fiziko-kimike nëpërmjet monitorimit të ndotjes së ujrave është mënyra më e përdorshme (zakonshme), por që të jep një mozaik jo të plotë të gjendjes së mjedisit.

Analizat kimike, megjithëse të vlefshme dhe të domosdoshme, nuk ofrojnë të gjithë informacionin e kërkuar në vlerësimin e ndotjes. Edhe korrelacioni i ndotësve nuk mjafton si informacion.


16

Transporti dhe shpërndarja hapësinore si dhe efektet e këtyre ndotëse japin një informacion më të plotë të gjendjes mjedisore të lumenjve (ose trupave ujorë).

Ndotja e shkaktuar nga aktivitetet antropogjene luan një rol negativ si në shëndetin e njerëzve ashtu edhe në jetën ujore (ekosistem). Për këtë arsye është rritur interesi në kuptimin dhe studimin e proçeseve mjedisore për të përmirësuar kështu planifikimin e tij si dhe për një menaxhim më të mirë të mjedisit. Mjetet e këtij menaxhimi Monitorimi dhe Modelim-Simulimi duhen parë të integruar me njeri – tjetrin në varësi të funksioneve që kryejnë, për një menaxhim të mirë të cilësisë së ujrave sipërfaqësore. Monitorimi dhe modelim-simulimi i mjedisit ujor duhet të shërbejnë si një paraqitje e re që ka për qëllim të bëjë kalimin nga mjedisi real, me të dhënat aktuale të përftuara nga monitorimi në mjedisin virtual ku kryhet hedhja e rezultateve të analizave, krijimi i bazës së të dhënave dhe përpunimi statistikor i tyre, në hapin e fundit atë të parashikimit të ndotjes; modelim simulimi (Figura 7). Modelim-Simulimi mund të bëhet një mjet i vlefshëm për të vlerësuar impaktet e infrastruksturës ekzistuese si dhe të parashikojë pasojat e skenareve të ndryshme. Simulimi i shpërndarjes së substancave, në mënyrë të veçantë simulimi i shpërndarjes së një ndotësi në një burim pikësor të palëvizshëm është edhe një nga qëllimet e tezës së paraqitur[60].

Deri në ditët e sotme të gjithë VNM në Republikën e Shqipërisë, për sa i përket ndikimit të aktivitetit të propozuar në mjediset ujore, janë të reduktuara vetëm në paraqitjen e vlerave të monitorimeve të disa parametrave fiziko-kimike, monitorime këto që në të shumtën e rasteve nuk kryhen sipas proçedurave të caktuara ose shpeshherë nuk janë të plotë[91]. Në këtë tezë ne ofrojmë një mënyrë të re të vlerësimit dhe paraqitjes së cilësisë së trupave ujorë sipërfaqësorë, me mjetet e menaxhimit Monitorim-Modelim-Simulimit.

Mjedisi real

Monitorim

Mjedisi virtual

Parashikim i ndotjes

Modelim - Simulim

Figura 7. Mjetet e menaxhimit të cilësisë së ujrave


17

Gjithashtu propozojmë që çdo projekt i ri i propozuar për zbatim, të ketë në dosjet shoqëruese parashikimin e ndotjes të nxjerrë nga rezultatet e simulimeve të modeleve matematikore.

Këtë propozim e mbështesim në këto arsyetime: Monitorimi: bën një vlerësim të integruar të karakteristikave fizike,

kimike dhe biologjike të sistemit ujor në lidhje me rreziqet në shendetin e njeriut, ekosistemin, dhe përdoruesit të përcaktuar.

Monitorimi shërben gjithashtu si mjet për të verifikuar gjendjen e ndryshuar të mjedisit me parashikimet e modelit të zbatuar.

Modelimi i cilësisë së ujrave nëpërmjet modeleve matematikore ka gjetur një përdorim të gjerë për parashikimin e ndryshimit të parametrave mjedisore në kushte të caktuara, nëpërmjet proçesit të transportit të ndotësit.

Modeli i ujrave në krahasim me monitorimin është relativisht më pak i kushtueshëm, sepse hartohet vetëm njëherë.

1.3.1 Monitorimi i ujrave sipërfaqësore

1.3.1.1 Monitorimi

Monitorimi është grumbullimi, vlerësimi dhe përgjithësimi i të dhënave mjedisore me anë të vëzhgimit të vazhdueshëm ose periodik të një grupi treguesish mjedisor, cilësor dhe sasior, që karakterizojnë përbërësit e mjedisit dhe ndryshimet e tyre nga ndikimi i faktorëve natyrorë ose antropogjene[27].

Qëllimi i studimit tonë është vlerësimi i cilësisë së ujrave sipërfaqësore në pellgun e Tiranës në përputhje me Direktivën Kuadër të Ujrave të Bashkimit Europian.

1.3.1.2 Monitorimi i cilësisë së ujrave në Shqipëri

Monitorimi i cilësisë së ujërave në Shqipëri ka filluar prej vitit 1988 në 8 lumenj të mëdhenj, dy herë në vit, në rreth 20 stacione. Për shkak të monitorimit jo sistematik, kryesisht gjatë periudhës 1990 deri 1996, të dhënat e përftuara ofrojnë pamje të kufizuar dhe jo shumë të besueshme për gjendjen mjedisore[99]. Për fat të keq, të dhënat nuk gjenden lehtë për shkak të mungesës së publikimeve. Komiteti Mbrojtjes së Mjedisit (KMM/CEP, 1995-1996) më vonë nga Agjensia Kombëtare e Mjedisit (AKM/NEA, 1997-1998) janë botuar dy buletine mjedisore[26][28]. Parametrat e matur në këto monitorime u përkasin joneve kryesore (Ca2+, Mg2+, Na+, K+, Cl-, SO42-, CO32-, HCO3-), ushqyesve (N, P, Si), përqendrimit të oksigjenit, NBO, NKO dhe lëndët e ngurta në ujëra[88].

Më vonë pas vitit 2000 është përcaktuar numri i vendmarrjes të provave ujore si dhe frekuenca e monitorimit. Por për arsye të mungesës së


18

buxhetit apo arsye të tjera në varësi të kushteve atmosferike apo gjeografike, monitorimi shpesh herë vazhdon të mos bëhet në kohën dhe vendin e duhur. Sot nëpërmjet AMP, MMPAU boton një Raport vjetor të gjendjes mjedisore me të dhënat e monitorimeve të stacioneve të përhapura në të gjithë Republikën e Shqipërisë[88][89][90]. Sipas strategjisë kombëtare të mjedisit në këtë raport duhet të paraqiten përpunimet statistikore, ku nënkuptojnë vlerën max, min dhe mesataren e vlerave[91].

1.3.2 Modelimi i ujrave sipërfaqësore

Transporti i substancave në ujrat sipërfaqësore, si për shembull në lumenjtë apo grykëderdhjet, në ujrat nëntokësore dhe në atmosferë është një nga proçeset më të rëndësishëm që ndikon në cilësinë e këtyre sistemeve natyrore[1][3][95]. Për shembull, impaktet e shkarkimeve industriale në një vend specifik të lumit mund të shkaktojnë pasoja të dëmshme në rrjedhën e lumit, në varësi të kushteve hidrodinamike lokale. Simulimi i shpërndarjes së ndotësve, ashtu si modelet e tjera, është parë në perspektivën inxhinierike si një mjet për të zgjidhur problemet dhe në fushat shkencore dhe ato matematikore si një problem që duhet të zgjidhet[110]. Teoria e ekonomisë së modelimit të Goldberg-ut mund të zbatohet në simulimin e shpërndarjes së ndotësve[43]. Spektri i modelimit i përcaktuar nga Goldberg shkon nga qëllimi i matematikanit/shkencëtarit (ose teorik) tek ai i inxhinierit/ shpikësit (ose praktik) (Figura 8).

Figura 8. Teoria e ekonomisë së modelimit të Goldberg.

Në figurën 9 është treguar një adaptim i kësaj teorie në simulimin e shpërndarjes së ndotësit, i cili përfshin një klasifikim të objektivave të modeleve të ndryshme.

Objektivi i modeleve, me saktësi të lartë/kosto të lartë, si studimi i ligjeve të lëvizjes së grimcave, korespondojnë në zhvillimet e supozimeve teorike, të cilat duhet të konsiderohen në çdo fushë kërkimi. Në shembullin e përshkruar, është konsideruar që ndotja ka ndodhur nga grimcat lëvizjet e të cilave ndjekin principet e mirenjohura të fizikës statistikore dhe


19

ekuacioni diferencial i difuzion- konveksionit përshkruan në një shkallë të gjerë transportin e substancës në fluid. Një model i transportit të substancës duhet të parametrizohet me shpejtësinë e ujit, nivelet e ujit dhe koefiçientët e turbulencës përpara se të aplikohet në mjedis real[52][65]. Në këtë pjesë jepet hollësisht rruga dhe hapat që duhen ndjekur për ndërtimin e një modeli matematikor të transportit të ndotësve. Duke ndjekur këto parime, atëherë do të zhvillohet difuzion-konveksioni i qëndrueshëm dhe konvergjent ose metodat numerike të zhvendosjes së grimcës që kanë një numër minimal ose të vogël gabimi.

Në të dy situatat, zhvillimi i metodave numerike dhe zbatimi i modelit, kostoja e modelimit dhe rëndësia e zvogëlimit të gabimit janë akoma të larta. Megjithatë, në një situatë të dytë, gabimi numerik nuk është konsideruar si motivimi kryesor për zgjedhjen e metodës numerike specifike. Zgjidhja si konsekuence do të bazohet kryesisht në mundësinë e saktësisë (sigurisë) së metodave numerike të ndryshme, meqenëse metodat e tjera shqetësohen të ndikojnë në kalibrimin dhe vlerësimin e modelit[66][70].

Hapi tjetër i spektrit të modelimit mund të jetë vendi i burimit të ndotjes, i cili është integruar në inxhinieri ose në studimet e vlerësimit të ndikimit mjedisor. Për shkak të kufizimeve kohore, ata zakonisht kërkojnë një model të vërtetuar më parë. Prandaj, kostoja e modelimit duhet të jetë e ulët, edhe në qoftë se gabimi i përftuar është i lartë për shkak të supozimeve të modelit dhe thjeshtësive ose për shkak të mungesës së të dhënave reale[43].

Figura 9. Shembull i teorisë së ekonomisë së modelimit të zbatuar në simulimin e transportit të ndotësve.


20

Një nga qëllimet e disertacionit është prezantimi i dy metodologjive të reja: Metodologjia e parë ka të bëjë me metodat numerike të difuzion-konveksionit, që drejtojnë proçeset e shpërndarjes të shumë substancave kimike dhe grimcave (gjithashtu të ndotësve) në lëngje. Objektivi është zgjidhja e ekuacionit 2D të difuzioni-konveksionit nëpërmjet zgjidhjes analitike dhe ndërtimit të një programi simulimi të transportit të ndotësit në mjedis fluid. Metodologjia e dytë është përpjekja për krijimin e hartave të shpërndarjes hapësinore të ndotësve në pellgun ujor të një lumi nëpërmjet modeleve të cilësisë së ujit që mbështeten në modelim - simulimin.

1.3.2.1 Përdorimi i modeleve të cilësisë së ujit

Të dhënat e monitorimit janë forma më e preferuar e informacionit për të identifikuar ujrat e ndotur. Parashikimet e modelit mund të përdoren si shtesë ose në vend të monitorimit të parametrave për një sërë arsyesh[65][71]:

Modelimi mund të jetë i realizueshëm në disa situata ku monitorimi nuk është i tillë.

Monitorimi i integruar me sistemet e modelimit mund të japin së bashku informacion më të mirë sesa vetëm njëri ose tjetri për të njëjtën kosto totale. Për shembull, analizat e regresionit që lidhin përqëndrimin e ndotësve me disa faktorë më lehtë të matshëm (të tilla si përrenjtë, lumenjtë) mund të përdoren për të zgjatur monitorimin e të dhënave për renditjen paraprake të qëllimeve. Modelet gjithashtu mund të përdoren në kuadrin e teorisë Bayesiane për të përcaktuar probabilitetin paraprak të shpërndarjeve të ndotjes që mund të ndihmojë përpjekjet e drejtpërdrejta të monitorimit dhe për të zvogëluar sasinë e të dhënave (parametrave) të monitorimit, të nevojshme për marrjen e vendimeve të renditura dhe që të jenë në një nivel të dhënë besueshmërie[82].

Modelimi mund të përdoret për të vlerësuar dhe parashikuar situata të ardhme të cilësisë së ujit që rezultojnë nga strategjitë e ndryshme të menaxhimit. Për shembull, vlerësimin e përmirësimit të cilësisë së ujit pas ndërtimit të një impianti të ri trajtimi të ujërave të zeza, apo rritjen e efektit të rritjes industriale dhe shkarkimet e tyre në mjedisin ujor pritës.

Rrjedhjet e kombinuara dhe modelet e parashikimit të cilësisë së ujit bëjnë lidhjen e trysnive (burimet e ndotësve dhe ndotja) me përgjigjet. Trysnia përfshin aktivitetet antropogjene të cilat shkaktojnë dëme të pakthyeshme, të tilla si prania e sipërfaqeve ndotëse rezistente në një pellg ujor, kultivimi i tokave pranë lumenjve, mbi ujitja e kulturave bujqësore me rrjedhjet e ndotura të rikthyera, shkarkimet e ujrave shtëpiake dhe industriale në trupat ujore, ndërtimi i digave dhe i punimeve të tjera kanalizuese, futjen në trupin ujor të popullatave jo indogjene si dhe mbipopullimi[53]. Efektet indirekte të njerzve përfshijnë ndryshime të mbulesës së tokës të cilat çojnë në ndryshimin e normave të shkarkimit të ndotësve, ujit dhe sedimenteve në trupat ujore[104].


21

Një vlerësim i efekteve direkte dhe indirekte të aktiviteteve antropogjene sugjerojnë 5 tipe kryesore të stresorëve mjedisorë:

- ndryshimet në habitatin fizik;ndryshimet në rrjedhën sezonale të ujit; ndryshimet në sistemit bazë të ushqimit; ndryshimet në bashkëveprimet brenda biotës së lumenjve; çlirimin e ndotësve (ndotësve konvencionale);

Idealisht, modelet e hartuara për të menaxhuar cilësinë e ujit duhet të marrin në konsiderate të 5 tipet e masave alternative të menaxhimit. Një qasje me bazë të gjerë që i konsideron këto pesë karakteristika ofron një qasje më integruese për të reduktuar shkakun ose shkaqet e degradimit.

1.3.2.2 Modelet e cilësisë së ujit

Për të përcaktuar ndikimin e një shkarkimi të veçantë në cilësinë e një mjedisi ujor, zakonisht është i domosdoshëm modelimi i difuzion konveksionit të shkarkimit në trupin përkatës ujor. Modelimi zbatohet në të dyja rastet; tek shkarkimet e reja dhe tek përmirësimi i burimeve ekzistuese[1][17].

E rëndësishme në një model është numri i madh i parametrave; një zbatim modeli përqëndrohet veçanërisht në pak prej tyre, si për shembull oksigjeni i tretur, bakteria koliform ose ushqyesit.

Parashikimi i impaktit mjedisor të ujit nga një shkarkues i vetëm (burim pikësor) zakonisht mund të bëhet shpejt dhe me saktësi të mjaftueshme vetëm me një model. Planifikimi i cilësisë së ujrave rajonale (krahinë, qark, zonë) zakonisht kërkon një model me shkallë të gjerë gjeografike, me shumë të dhëna, dhe një strukturë modelimi më kompleks[1][3]. Në aneks A jepen më hollësisht:

a) Klasifikimi i modeleve, b) Të dhënat që kërkohen, c) Shembuj të modeleve të cilësisë së ujit.

1.3.2.3 Përvoja botërore e modelimit të cilësisë së ujit të lumenjve

Kompleksiteti i modeleve ekzistues luhaten nga modeli i thjeshtë Streeter-Phelps me vetëm dy ndryshore të gjendjes, deri tek QUAL2E dhe tek instrumentet që përdorin rreth 10 variabla që të përshkruhet në mënyrë të kuptueshme oksigjeni, azoti dhe cikli fosforik. Sistemet ekologjikë konsiderojnë, në plotësim, dhe lëndët e ngurta ne suspension, algat, zooplanktonin, jo vertebrorët, bimët dhe peshqit[1] [29]. Modeli përzgjidhet me objektivin për tu bazuar në analizën dhe kohën e të dhënave në dispozicion.


22

Së fundi, programi kompjuterik, që njihet si më i përhapuri për modelimin e cilësisë së ujit të lumenjve, është Modeli i Zgjeruar i Cilësisë së Ujit të Rrjedhave QUAL2E, një plotësim i versioneve të modeleve QUAL2 dhe QUAL1, që është zhvilluar nga Agjencia e Mbrojtjes Mjedisore të Shteteve të Bashkuara [1][29].Modeli simulon parametrat e oksigjenit të tretur, dhe që bashkohet me cilësinë e ujit në lumenjtë, duke konsideruar njëtrajtshmëri të rrjedhës dhe shkarkimit të ndotësit. Ky është një model me një ndarje, i zgjeruar me burimet e sedimentit dhe të kushteve të shkarkimit [70]. QUAL2E u zhvillua për procesin e përcaktimit të vendndodhjes të mbeturinave në ShBA, me qëllim të përcaktimit të vendndodhjes së ngarkesës maksimale të lejuar për burime ndotjesh të ndryshme në përputhje me konceptin e Ngarkesës Totale Maksimale Ditore (TMDL). TDML tregon “sasinë maksimale të ndotësit që një ujëmbledhës mund të pranojë dhe të mbetet ende në standardet e cilësisë së ujit, dhe vendndodhjen e asaj sasie në burimet e ndotjes” [101]. Ngarkesa ndotëse në sistemin e lumit modelohet në total si shkarkim burimi pikësor në basenin e lumit, duke përdorur të dhënat hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit, shkallën e njësisë vlerësuese të ngarkesës (dmth. shkarkimin e ndotjes specifike për kokë ose për sipërfaqe) dhe të dhënat GIS si të dhëna hyrëse. Rezultatet e gjendjes së pandryshuar dhe të një skenari, më tej krahasohen me standardet e cilësisë së ujit, ose me vlerësimet TMDL.

Sot, në Europë dhe kudo, standardi për modelimin e cilësisë së ujit të lumit ndjek përafrimin QUAL2E. Modelet më të përparuar për cilësinë e ujit të lumit, të ngjashme me QUAL2E, të cilët lidhen me formulimin e proçesit të ndryshimit të cilësisë së ujit, por ndryshon në përafrimin e vlerës dhe karakterizon këto proçese në lumë, si dhe të ndryshoreve përcaktuese [1][29].Programet sofware që simulojnë cilësinë e ujit, të cilat aktualisht përdoren në vendet aziatike përfshijnë QUAL2E, WASP dhe MIKE1.1[1][29][41].

Aftësia parashikuese e modeleve me një ndarje të cilësisë së ujit të lumit në gjendje të stabilizuar është i kufizuar në QUAL2E. Ato nuk mund të simulojnë në mënyrë të kënaqshme ndikimin e situatave të ndryshimeve të tregut në ngarkesën ndotëse të lumit, si rrjedha e lumit, morfometria, ose karakteristika të tjera bazë.[29][41]. Për të trajtuar këto kufizime Solyódy etj., kanë zhvilluar një kuadër modelimi më të kuptueshëm, Modelin e Cilësisë së Ujit të Lumit (RwQM1 River water Quality Model). Ky model përfshin një ndarje për sedimentet, me formulimin bazë të proçesit të transformimit biokimik dhe mund të përfshijë oksigjenin, azotin dhe ciklin fosforik në bashkësi ujë dhe sediment. Në këtë mënyrë mundësohet një perceptim më i mirë i proçesit ekologjik në ujin e rrjedhshëm si dhe identifikimin e efektivitetit të strategjisë së administrimit ekologjik [41]. Gjithashtu, me qëllim zgjerimin e përfshirjes së kompleksitetit ekologjik në lumenj, u zhvillua programi kompjuterik AQUASIM . Ky program mbështet shkencëtarët mjedisorë për simulimin e cilësisë së ujit dhe kushteve hidrodinamike në sistemet e ndryshëm ujorë, duke përdorur modele të ndryshëm.


23

1.3.2.4 Përvoja shqiptare e modelimit të cilësisë së ujit të lumenjve

Nga hulumtimet në literaturë arrijmë në konkluzionin që, përvoja shqiptare lidhur me modelimin e ujrave, lë shumë për të dëshiruar. Përsa i përket modelimit të cilësisë së ujrave të lumenjve mungon një përvojë e tillë. Nga ShGJSh, Departamenti i Hidrogjeologjisë është përdorur programi MODFLOW, në projektin Modelimi Hidrogjeologjik i Gjirit të Vlorës[5].

1.3.2.5 Kufizimet e modelimit të cilësisë së ujit të lumit

Modelet konvencionalë të cilësisë së ujit të lumit (qofshin modele linearë apo të bazuar në ujëmbledhësin) kërkojnë një bazë të stërmadhe të dhënash, për të arritur saktësinë e dëshiruar. Të gjitha burimet e ndotjes konsiderohen si shkarkime pikësore në lumë; burimet e ndotjes të shpërndarë nuk trajtohen veçanërisht[17][25]. Duke u përqëndruar në pikat fundore të ndotjes së vetë lumit, këto modele nuk hetojnë për origjinën e ndotjes aktuale, dhe kështu dështon njohja e proçesit aktual që gjeneron ndotjen. Interesi më i madh është parashikimi i përgjigjeve të ekosistemit, në aktivitetet e përdorimit të tokës dhe tërësive të burimeve ndotëse, ose me fjalë të tjera për të simuluar marrëdhënien ndërmjet “ekuivalentit të ndotjes” prej ngarkesave ndotëse dhe përqëndrimet e ndotjes në rrjedhë [36]. Projektimi i cilësisë së ujit dhe skenarët e zbutjes së ndikimit, përgjithësohen gjerësisht duke na drejtuar në planifikimin e strategjive, të cilat nuk identifikojnë ose caktojnë prioritete, të në masat konkrete të zbutjes së pasojave. Kështu p.sh, opsionet e ndryshme të administrimit të mbetjeve nuk mund të krahasohen realisht me qëllimin për zvogëlimin e ngarkesave ushqyese në ujërat sipërfaqësorë [36].


24

2 Qëllimi dhe objektivat

2.1 Qëllimi

Qëllimi i parë i këtij studimi është përcaktimi i pranisë, origjinës dhe mobilitetit të ndotësve të shkaktuar nga aktiviteti antropogjen në mjedisin ujor, impakti dhe risku i tyre.

Qëllimi i dytë i disertacionit është studimi i proçesit të transportit të ndotësve në ujrat sipërfaqësore dhe modelimi matematikor i transportit të tyre.

Qëllimi i tretë i tij është përdorimi integral i mjeteve të menaxhimit të cilësisë së ujrave, monitorim dhe modelim-simulimit të tyre.

2.2 Objektivat Për të arritur këto qëllime objektivat gjatë realizimit të këtij punimi kanë qenë:

Monitorimi për një periudhë një vjeçare i lumit të Tiranës, Lanës, Ishmit;

Analizat kimike në laborator si dhe në terren të parametrave mjedisore;

Ruajtja e rezultateve, krijimi i një baze të dhënash; Përpunimi i rezultateve; Shpërndarja statistikore e rezultateve; Ndërtimi i hartave 2D të shpërndarjes hapësinore të parametrave

mjedisore; Përcaktimi i ndotësve kryesorë dhe origjina e tyre; Vlerësimi i ndikimit antropogjen në pellgun e Ishmit; Vlerësimi i riskut mjedisor duke u mbështetur në standartet

kombëtare dhe ndërkombëtare; Klasifikimi i cilësisë së ujrave sipas NIVA dhe UNECE; Zbatimi i ekuacionit të difuzion-konveksionit 2D; Modelimi i ekuacionit të transportit (Code C++ dhe MATLAB); Simulimi i këtij modeli për variabla të ndryshueshme, vx, vy, Dx, Dy,

ρ, t, CC;


25

3. Të dhëna për pellgun e Tiranës

3.1 Zona e shtrirjes gjeografike Pellgu ujëmbledhës i lumit Ishëm së bashku me atë të lumit Erzen ka një sipërfaqe të përbashkët prej 1439km2 dhe shtrihet në Shqipërinë e Mesme. Pellgjet ujëmbledhëse të këtyre lumenjve janë pranë njëri tjetrit dhe në përgjithësi kanë kushte të njëjta fiziko - gjeografike. Këto pellgje karakterizohen nga lëkundje sinkrone të rrjedhjes, si dhe nga një përputhje e cikleve ujëshumtë e ujëpaktë. Në pjesën e tyre të sipërme kalojnë në Krahinën Malore Qendrore, ndërsa pjesa e poshtme shtrihet në Ultësirën Perëndimore, pranë Adriatikut. Lumi Ishëm ka lartësinë mesatare të pellgut ujëmbledhës 357m dhe i grumbullon ujrat në një territor kryesisht kodrinor (Figura 10)[58].

3.1.1 Të dhënat gjeografike të qytetit të Tiranës

Rajoni Tiranë shtrihet në Shqipërinë e mesme në lartësinë 110 m mbi nivelin e detit, në një rrafsh i cili përshkohet nga lumi i Tiranës. Në perëndim midis rrugës Tiranë -Durrës shtrihet Kodra e Gjatë me 491 m lartësi. Ky masiv i vogël mund të kalohet nga Vora ose në jug në Qafa e Erzenit. Në lindje rrafshnalta kufizohet nga Masivi i Dajtit (1612 m) dhe nga Mali i Priskës (1365 m). Ndërmjet tyre shtrihet Qafa e Priskës (850 m). Në jug shtrihet Qafa e Kërrabës (933 m) mbi nivelin e detit. Tirana ka një sipërfaqe rreth 40 km², në të cilën jeton 35% e popullsisë së Shqipërisë[58][84].

3.1.2 Klima

Qyteti i Tiranës karakterizohet nga një klimë mesdhetare, ku vera është e nxehtë dhe e thatë dhe dimri i butë dhe i lagësht[58].

Në pellgun Ishmit periudhat me më shumë reshje janë dimri dhe vjeshta, gjatë të cilave bie 24% deri 36% e reshjeve vjetore. Muajt me më shumë reshje janë nëntori dhe dhjetori, gjatë të cilave bien përkatësisht 9%-13% dhe 12-13% të shumës vjetore të reshjeve. Periudha e lagët e vitit (tetor-maj) përfshin 80%-82% të reshjeve vjetore, ndërsa në periudhën e thatë (qershor-shtator) bie përkatësisht 18-20% të shumës vjetore të reshjeve. Muajt më të ftohtë të vitit janë janari dhe shkurti. Në këto muaj temperatura mesatare e ajrit arrin vlerat nga 1.2 deri 7.0°C. Si muaj më të ngrohtë të vitit paraqiten korriku dhe gushti, ku temperatura mesatare mujore arrin shifrat nga 20.0°C deri 24.5°C. Lagështia relative e ajrit ndryshon si vlerë mesatare shumëvjeçare nga 59% deri 78%[58].


26

a)

b)

c)

Figura 10. Harta pellgu i Ishmit a) satelitore, b) administrative, c) gjeografike


27

3.1.3 Organizmat e gjalla në ujra

Ujrat e pellgut të Ishmit janë të pasura me tipe të algave dhe gjallesave ujore që janë edhe banorët kryesorë të këtyre ujrave.

Në zonën e Lanës/ Kashar në substrate të ndryshme në afërsi të ujit vihen re koloni të dendura cianofitesh dhe bakteresh. Në këtë zonë nuk është gjetur asnjëherë Chladophora[26].

Në Lumin e Tiranës/ në këtë zonë janë gjetur dhe mbledhur: gramore, mikroalga dhe makroalga (Chladophora)[26].

Në lumin Ishëm/ Në ujëra duken se zhvillohen mirë koloni bakteresh dhe algash fijëzore (cianofite). Chladophora nuk është hasur asnjëherë[26].

3.1.4 Demografia

Tirana është qyteti me prurjet më të mëdha demografike. Lëvizja e lirë dhe e pakontrolluar e popullsisë ka shkaktuar mbipopullimin e qytetit dhe të zonave periferike, rritjen e numrit të aktiviteteve prodhuese në fushën e industrisë dhe bujqësisë (Figura 11). Të gjitha këto proçese kanë ndikuar në mënyrë të konsiderueshme në rritjen e faktorëve ndotës në mjedis e në veçanti në rritjen e nivelit të ndotjes në ujrat sipërfaqësore në nivele të konsiderueshme, si pasojë e rritjes së shkarkimeve të ujrave urbane të patrajtuara. Në vitin 2009, popullsia urbane e qytetit të Tiranës zyrtarisht është vlerësuar 650,837 banorë, me një dendësi 586 banorë për km2, ndërsa numri i popullsisë së rrethit të Tiranës vlerësohet 717,291 banorë. (INSTAT 2009).

Figura 11. Zgjerimi i Tiranës nga 1990 deri 2005

3.1.5 Përdorimi i ujit

Ujrat e pellgut të Ishmit, përdorimin kryesor e kanë për ujitje në bujqësi[26][28][84].

Lumi i Tiranës dhe Lana kanë shërbyer si kolektorë shkarkimi për ujrat e zeza të qytetit të Tiranës dhe të zonave rurale përreth, për një kohë prej mbi 50 vjeçare. Sot, përveç shtimit të sasisë së shkarkimit të ujrave të


28

zeza në këto lumenj, si pasojë gjithmonë e rritjes së numrit të popullsisë së këtij qyteti, fenomen i ri është edhe se lumi i Tiranës shërben gjithashtu edhe si zonë e shkarkimit të mbetjeve të ngurta. Gjatë rrjedhjes së tij, nga zona e hyrjes në qytet pranë Rrapi treshit deri tek kthesa e Kamzës, vihet re që në të dy anët e brigjeve ka shumë mbeturina të ngurta urbane si dhe mbetje të ngurta nga bizneset e ndryshme që ushtrojnë aktivitetin e tyre pranë rrjedhjes së lumit.

3.2 Hidrologjia Lumi Ishëm formohet nga ujrat e lumit të Tiranës, të përroit të Tërkuzës dhe të përroit të Zezës. Para se të bashkohet me ujërat e Tërkuzës lumi i Tiranës, i cili është dega kryesore e lumit të Ishmit e njëkohësisht edhe dega e tij më e gjatë, merr dhe ujërat e Lanës. Këta tre degë të lumit të Ishmit, ruajnë karakteristikat e përrenjve malorë [81]. Delta e lumit Ishëm ndodhet në Kepin e Rodonit[58]. Prurja maksimale është 1’980 m3/sek. Temperatura e ujit luhatet nga 6.12oC në janar deri në 24.7oC në gusht.

Karakteristikat kryesore hidrografike të pellgut të lumit Ishëm janë: gjatësia L = 57km, lartësia mesatare Hm=357m, sipërfaqja F=673km2 dhe gjërësia mesatare B=0.9 km.

3.3 Gjeologjia dhe Hidrogjeologjia

3.3.1 Gjeologjia

Rajoni në studim bën pjesë në sinklinalin e Tiranës, i cili i përket depresionit të Tiranë-Ishmit. Sinklinali i Tiranës ndërtohet nga dy kate strukturore. I poshtmi ndërtohet nga shkëmbinjte karbonatik të kretakut të sipërm dhe eocenit si dhe nga flishet e oligocenit, ndërsa i sipërmi nga depozitime mollasike argjilo-alevrolitore-ranore dhe gëlqeror lithotamnik të moshes Seravalian-Tortonianit, të vendosura trangresivisht mbi ato të katit të poshtëm (Figura 12).

Sipër depozitimeve të Tortonianit, ndodhen ato të Pleistocen-Holocenit. Nga pikëpamja gjenetike, në zonën në studim, ato janë kryesisht aluvione të lumenjve Tirana e Lana. Këto përbëhen kryesisht nga suargjila dhe zhavorre. Suargjilat ndodhen në sipërfaqe, ndërsa zhavorret poshtë tyre[103].

Depozitimet aluviale dalin në një sipërfaqe të madhe, duke filluar me shtrirje të gjerë nga qyteti i Tiranës e duke u ngushtuar në afërsi të Mëzesit dhe Domjes, duke marrë kthesën pranë Kamzës futen thellë deri në afërsi të Zall Herrit. Këto depozitime ndjekin rrjedhën e lumit të Tiranës dhe Tërkuzës ku mbulojnë të gjithë ultësirën sinklinale ndërmjet


29

luginave të këtyre lumenjve duke pësuar zgjerim dhe zhytje të mëtejshme në drejtim të veri përendimit. Depozitimet aluvionale ndahen nga pikëpamja moshore në të vjetra (Q1-3al) dhe në të reja (Q4al).

Sipas përbërjes litologjike të depozitimeve aluviale nga lart- poshtë dallojmë: suargjilat dhe zhavorret (Figura 14)[103].

Suargjilat. Këto janë mjaft të përhapura në rajon duke iu referuar dhe të gjitha prerjeve gjeologo -hidrogjeologjike. Të dhënat e shpimeve të kryera të zhveshjeve erozionale të terrenit tregojnë se në përgjithësi kemi të bëjmë me suargjila ngjyrë kafe në të verdhë ose të kuqerremtë me përmbajtje oksidesh hekuri. Ato kanë trashësi të ndryshueshme.

Zhavorret. Zhavorret e kuaternarit, formojnë një shtresë 3 deri 3.5 m, e cila shtrihet mbi suargjilat e përshkuara më sipër. Zhavorret karakterizohen prej guralecash ose zajesh të dimensioneve të ndryshme nga 2-6 deri 10 cm. Masën më të madhe e përbëjnë guralecët e gëlqerorëve dhe të kuarciteve më rrallë takohen zaje të shkëmbinjve ranore të shkëputura nga flishi oligocenik.

Trashësia e zhavorreve në depozitimet e vjetra aluviale arrin në 7-8 m. Trashësia maksimale e tyre takohet në taracën e dytë të lumit Tirana pikërisht aty ku është vendosur qyteti i Tiranës[103].

Depozitimet e reja aluviale përfaqësohen nga një ose disa shtresa zhavorrore me trashësi të përgjithshme 20-25 m, trashësia e përgjithshme e depozitimeve aluviale lëkundet nga 5.5-68 m[103].

Figura 14. Profil litologjik në sinklinalin e Tiranës (Aliaj.Sh., Tafilaj I., Eftimi R., 1998)

3.3.2 Ujrat nëntokësore

Duke u mbështetur në kushtet e shtrirjes dhe përbërjen litologjike të depozitimeve të zonës së depresionit Tiranë-Ishëm (Harta, Figura 13), dallojmë këto tipe ujrash nëntokësore[30].


30

-Ujra nëntokësore në shkëmbinj të shkrifët; -Ujra nëntokësore në shkëmbinj kompakte; Ujrat nëntokësore në shkëmbinjtë e shkrifët janë të lidhur me depozitimet kuaternare. Në zonën që studiojmë ato përfaqësohen nga kompleksi ujëmbajtës i depozitimeve kuaternare të Tiranës, i cili shtrihet në gjithë depresionin e Tiranë-Ishmit ndërmjet luginave të lumenjve të Tiranës, Tërkuzës, Drojës e Gjolës. Ujrat nëntokësore të kuaternarit në pellgun ujëmbajtës të Tiranë-Ishmit lidhen me kolektorët e tyre kryesore, zhavorret aluviale, të cilët përbëjnë njëkohësisht horizontin ujëmbajtës më të pasur. Mbi shtresën e zhavorreve aluviale ujëmbajtëse janë vendosur shtresat e depozitimeve të shkrifta me ujëpërshkrueshmëri shumë të vogël ku hyjnë depozitimet e mbulesës suargjilore, surërore e rërore. Në rajonin e studimit dhe rreth tij, zhavorret aluviale kanë përhapje të madhe në plan dhe në thellësi. Ato fillojnë me shtrirje të gjerë nga qyteti i Tiranës pastaj fillojnë të ngushtohen deri në afërsi të Mëzezit dhe të Domjes. Thellësia e kapjes së tabanit të zhavorreve, lëkundet në një diapazon të gjerë. Trashësia e zhavorreve varion nga 1-5 m duke u nisur në drejtim të VP në 30-35m. Në ultësirën midis lumenjve Tërkuza e Tirana trashësia e depozitimeve zhavorrore rritet nga jugu në veri dhe nga lindja në perëndim. Në shkëmbinjtë me ujëpërcjellshmëri të ulët (T < 500 m2/ditë), përfshihet pjesa më e madhe e përhapjes së vetë qytetit të Tiranës (përjashtohet sektori qendror e jug – perëndimor i qytetit) si dhe gjithë periferia veri – lindje, veri, veri – perëndim etj, nga Alliasi deri në Laprake e deri afër Laknasit. Në shkëmbinjtë praktikisht pa ujë, bën pjesë edhe mbulesa suargjilore e surërore, e cila shtrihet kryesisht mbi depozitimet zhavorore e më pak mbi ato të Tortonianit (formacioni Mëzezi). Këta shkëmbinj takohen në prerjet erozionale të lumit Lana si dhe gjatë brigjeve në pjesët e poshtme të lumenjve Tirana e Tërkuza. -Ujrat nëntokësore në shkëmbinj kompakte takohen në kompleksin ujëmbajtes të depozitimeve të Tortonianit N12t, i cili përfaqësohet nga pako ranorësh masive dhe shtresore, me ujëmbajtje mesatare deri në të dobët. Si rezultat, në hartën hidrogjeologjike (figura 15.) veçohen dy komplekse ujëmbajtëse: a-kompleksi i shkëmbinjve kompakte me ujëmbajtje të ulët (formacionet Mëzezi N13t(d)) dhe Skutera N13t(b )); dhe b- kompleksi i shkëmbinjve kompakte me ujëmbajtje mesatare deri të ulët (formacionet Iba N13t(c) dhe Priska N13t(a)).


31

Figura 12 Harta gjeologjike e pellgut të Tiranës. (Harta Gjeologjike të Shqipërisë, shkalla 1:200.000, viti 2002)

Figura 13. Harta hidrogjeologjike e pellgut të Tiranës.

(Harta hidrogjeologjike e Shqipërisë, shkalla 1:200.000, viti 1983).


32

3.4 Cilësia e ujit: Dimensionet kohore Kërkesat/Dosmosdoshmeria e cilësisë së ujrave sipërfaqësore dhe standartet e shkarkimeve

3.4.1 Kritere të vlerësimit kimik

Vlerësimi i cilësisë së ujërave të lumenjve dhe krahasimi i niveleve të parametrave kimikë me normat paraqet vështirësi. Megjithatë, janë ende në fuqi disa norma për shkarkimet e ujërave industriale, sipas Urdhërit të Ministrit të Industrisë dhe Minierave, Nr. 506/29, dt. 16.10.1974, të paraqitur në tabelën A-4 (Aneks).

Disa nga normat e cilësisë së ujrave që përdoren në Shqipëri janë të shprehura në Standartet e cilësisë së ujërave sipas MMPAU të Republikës së Shqipërisë:

1. Cilësia e ujërave natyrore për të lejuar rritjen e peshqve (EC Desig: 78/659, dt. 18.07.1978; BMZ, 1995)[9]

2. Klasifikimi i cilësise së ujërave të ëmbla sipas Institutit për Studimet e Ujërave të Norvegjisë – (NIVA)[15];

3. Ndikimi i shkarkimeve urbane

Klasifikimi i cilësisë së ujërave sipas UNECE[23];

4. Normat e shkarkimeve të lëngëta urbane nga impiantet e trajtimit[104];

5. Normat e ndotjes baktereologjike[69];

6. Klasifikimi i ndotjes nga substancat e rrezikshme sipas NIVA[15]

3.4.2 Ndotja e ujrave sipërfaqësore

3.4.2.1 Ndotja e ujrave në vendin tonë

Burimi kryesor i ndotjeve të ujrave natyrore në veçanti janë shkarkimet e ujrave të zeza. Në rajonet me dendësi të ulët të popullsisë problemet e ndotjeve të ujrave nuk vërehen për shkak të aftësisë vetpastruese të ujrave. Por me rritjen e shkallës së urbanizimit aftësia vetpastruese e ujrave nuk arrin të përballojë shkarkimet e ujrave të zeza të patrajtuara dhe si pasojë vërehen ndikime të dëmshme në biotën ujore, rrezik të infeksioneve etj[88][89][90].

Në vendin tonë në dy dekadat e fundit burimi kryesor i ndotjes së ujrave sipërfaqësore janë shkarkimet urbane. Ujrat e zeza urbane dhe shkarkimet e tjera industriale derdhen drejtpërdrejt në kanalet ujëmbledhëse dhe shkarkohen të papërpunuara në lumenj, det ose liqen


33

duke sjellë ndotjen e tyre. Në zonat urbane me dendësi të lartë të popullsisë, kryesisht në qytetet e mëdha si Tirana, Elbasani, Shkodra apo Korça dhe në zonat bregdetare, ku aktivitetet social-ekonomike janë më intensive në krahasim me pjesën tjetër të vendit, problemi i ndotjes së ujrave sipërfaqësore është më i mprehtë dhe manaxhimi i cilësisë së ujrave në këto pellgje merr një rëndësi të veçantë.

3.4.2.2 Ndotja e ujrave sipërfaqësore të qytetit të Tiranës

Sistemi i kanalizimeve të ujrave të zeza të qytetit të Tiranës është një sistem i kombinuar, që përfshin ujrat e përdorura urbane, të industrisë që lidhet me rrjetin e kanalizimeve si dhe ujrat e shirave që shkarkojnë nga sipërfaqet e rrugëve, shesheve dhe gjithë sipërfaqeve të papërshkueshme. I gjithë rrjeti i kanalizimeve është me vetërrjedhje dhe shkarkimi i tij bëhet në pjesën e poshtme të lumit të Tiranës dhe lumit të Lanës[13].

Segmenti i lumit të Tiranës nga burimi e deri tek ura e Brarit përfaqëson rrjedhjen e sipërme të lumit të Tiranës, që sjell ujrat e pastra të zonës malore të pandotura nga aktiviteti njerëzor.

Zona ujore nga Ura e Brarit e deri poshtë Urës së Kamzës, shërben si kolektor për shkarkimin e ujrave urbane të patrajtuara të një pjese të rrjetit të kanalizimeve të qytetit të Tiranës dhe të aktiviteteve të shumta tregëtare dhe industriale.

Në lumin e Tiranës shkarkohet kolektori i Rrugës “Siri Kodra“ i cili përmbledh rrjetin e pjesës së sipërme të qytetit, kolektorin e Rrugës “Bajram Curri“ si dhe një pjesë të unazës.

Në krahun e majtë të lumit shkarkon kolektori i Rruges “5 Maji“, i cili përveç zonës së sipërme të banimit përmbledh dhe kolektorin e ish zonës industriale (ish Kombinati Mish- Qumësht).

Është e rëndësishme të theksojmë se këtu derdhen dhe ujrat e spitalit infektiv shpesh të patrajtuara për arsye të mosfunksionimit të rregullt të impiantit përpunues.

Ujrat e Lanës në hyrje të qytetit të Tiranës kanë cilësinë afër ujit të pijshëm, kurse nga zona e Lanabregasit e deri në Yrshek ujrat e Lanës përshkojnë qytetin si dhe zonat e banuara periferike të tij. Në këtë segment ujrat e Lanës grumbullojnë pjesën më të madhe të shkarkimeve të kolektorëve urbanë të qytetit të Tiranës, të Lagjes Nr 6 Kombinat, të zonës së Yzberishtit dhe të zonave periferike e lagjeve me ndërtesa të paligjëshme.

Një rrjet kanalizimi prej betoni me gjatësi 510 km, që shtrihet në pjesën më të madhe të qytetit siguron shkarkimin e ujrave urbane të patrajtuara në të djathtë e në të majtë të Lanës deri në Urën e Rrugës “Konferenca e Pezës“. Gjithashtu kolektori i Rrugës “Kongresi i Përmetit“ i cili merr kanalizimet e Laprakës, kolektorin e ish Shkollës së Partisë, të Mine Peza


34

dhe të Unazës, kalon mbrapa serave dhe derdhet në krahun e djathtë të Lanës.

Në zonat periferike brigjet e lumit të Tiranës dhe të Lanës shërbejnë dhe si kolektor i shkarkimeve të mbetjeve të ngurta urbane (Figura 15). Ato janë të mbushura me mbeturina urbane e mbetje inertesh të cilat rrisin në nivele të konsiderueshme ndotjen e ujrave të tyre (Foto Aneks A).

Figura 15. Zona e Lumit të Tiranës dhe e Lanës që përshkojnë qytetin

Lumi i Ishmit. Ura e Rinasit është segmenti ujor që përfaqëson bashkimin e ujrave të lumit të Tiranës, të Lanës dhe të përroit të Limuthit. Lumi i Ishmit duke qenë edhe bashkim i ujrave të lumit të Tiranës dhe Lanës përfaqëson në këtë mënyrë ndotjet e të dy trupave ujore, që nëpërmjet rrjedhjes së ujit shkarkohen në det.

Në urën e Rinasit përfshihet aksi ujor i lumit të Lanës nga Kthesa Yrshek - deri në bashkimin me lumin e Tiranës si dhe aksi ujor i lumit të Tiranës nga Ura Kamëz- bashkimi me lumin e Tiranës.

Për lumin e Lanës është e rëndësishme të theksojmë se në këtë segment (kthesa Yrshek deri ne bashkimin me lumin e Tiranës) ai grumbullon pothuajse të gjitha shkarkimet e mbetjeve të lëngëta të aktiviteteve industriale të ngritura në të dy anët e autostradës.

Në këtë zonë mjaft kompani zhvillojnë aktivitetin e tyre prodhues, krysisht në degë të ndryshme të industrisë ushqimore, si fabrika e prodhimit “Coca-Cola“, fabrika e prodhimit të birrës “Stela“, ajo e prodhimit të sallamit “EHW”, fabrika e prodhimit dhe përpunimit të qumështit “Arbi” etj. të cilat mbetjet e tyre të lëngëta industriale të patrajtuara i shkarkojnë drejtpërdrejt në Lanë.

Kurse në Përroin e Limuthit shkarkohen mbetjet industriale të kompanisë Deka, dhe pikërisht të fabrikës së prodhimit të vajit “Olim”. Shkarkimi i mbetjeve të lëngëta industriale bëhet në afërsi të urës së autostradës Tiranë –Durrës, në anën jug-perëndimore të saj.


35

Karakteristikë dalluese e ujrave mbeturinë të kësaj fabrike është ngjyra, e cila në përgjithësi është e bardhë dhe në raste të veçanta, sipas proçesit teknologjik, është e errët dhe me densitet më të ulët duke mbuluar sipërfaqen e ujit të lumit me një shtresë vajore. Mbetjet e lëngëta të kësaj fabrike shkarkohen në ujrat e përroit të Limuthit, duke ja ndryshuar komplet ngjyrën, sidomos në kohën kur prurjet e tij janë të pakta.

Gjithashtu në këtë segment dhe sidomos pas Urës së Limuthit (ura e vjetër) shtrati i përroit dhe brigjet e tij janë të mbushura me inerte e mbeturina të ngurta urbane, të cilat ndikojnë në rritjen e ndotjes së ujrave te tij.

Sipas KMM/CEP (1995-1996) ujërat e Ishmit dhe të Tiranës janë nga më të ndoturat. Mbeturinat urbane janë burimi kryesor i lëndëve ndotëse. Shumë kritike është gjendja në lumin e Lanës. Është vlerësuar se shkarkimet e mbeturinave urbane në Lanë janë 1’640 l/s. Disa të dhëna po sipas KMM/CEP (1995-1996) tregojnë se NBO5 arrin deri 35.9 mg/l (deri në 93 mg/l), azoti-nitrit rritet deri në 6 mg/l, azoti-nitrat në 2.86 mg/l dhe azoti-amoniakal në 56.3 mg/l [27].

Sipas Cullaj A., etj., 2005 Lumi i Tiranës, Lanës dhe Ishmit i përkasin cilësisë së keqe të ujrave dhe ato janë shumë të ndotura[27].

Pavarësisht risistemimit të Lanës, që ju bë në vitin 2001 nga prishja e mbi 400 objekteve që ishin ndërtuar përgjatë saj gjatë viteve 1992-1996, cilësia e ujërave mbetet ende shqetësuese, përderisa shkarkimet urbane nuk janë të sistemuara në kanale të mbyllura. Kjo vihet re dhe ndihet menjëherë; përgjatë brigjeve të lumit ndjehet dukshëm era e ujërave të zeza[13].

3.5 Qasja aktuale për ndotjen e ujrave të lumenjve

3.5.1 Mbështetja politike dhe publike

Legjislacionet në lidhje me ujin në Republikën e Shqipërisë janë vazhdimësi e trendit të BE, e reflektuar me praninë e një numri rregullash dhe ligjesh[23]. Dokumenti më i përgjithshem është Ligji mbi Ujrat në 1991, i amenduar disa here[91]. Kryesisht, të gjitha rregullat dhe ligjet mund të grupohen në 4 sektorë:

mbrojtja e ujit (plani për mbrojtjen e ujrave nga ndotja, ujrat e pijshëm, cilësia e mbetjeve të ujrave, substancat e rrezikshme; klasifikimi i ujrave);

përdorimi i ujrave (Ligji i ujrave, Ligji i përdorimit të ujrave; ligjet që varen nga autoritet përkatëse, strukturat e menaxhimit të ujit dhe objektet, politika e çmimit për shkarkimet e mbetjeve të ujrave, vendimet bashkiake për pastrimin dhe shpërndarjen e ujrave);


36

mbrojtja nga efektet shkatërruese të ujit (mbrojtja nga rrjedhjet) dhe

mbrojtja mjedisore (Ligji i mbrojtjes mjedisore dhe Ligji Vlerësimit të mbrojtjes së mjedisit; ligje të tjera dhe vendime të ndryshme; rregulla në lidhje me dhënien e lejeve integrale; studimi i vlerësimit mjedisor etj.).

Më hollësisht këto rregulla jepen në lëgjislacionin bazë ekzistues në fushën e ujërave, si dhe në Strategjinë Kombëtare Mjedisore 2007, të MMPAU[91], ligje këto të renditura në Aneks A.

3.5.2 Kufizimi i përpjekjeve aktuale: Zhvillimet e mundshme

Modeli i Direktivës së BE (2000/60/EC), për ujin, është pjesa më e konsiderueshme e legjislacionit të ujit të prodhuar ndonjëherë nga Komisioni Europian dhe siguron parimet bazë për arritjen e menaxhimit të qëndrueshëm të ujit për shumë vite që do të vijnë[23].

Ajo kërkon që të gjitha ujrat e brendshme dhe ato bregdetare të një pellgu të përcaktuar të lumit duhet të arrijnë të paktën statusin e të qenurit “të mirë”, deri në vitin 2015 dhe përcakton se si kjo duhet të arrihet nëpërmjet vendosjes së objektivave mjedisore dhe qëllimeve ekologjike për ujrat sipërfaqësore dhe ata nëntokësore[23].

Rezultati do të jetë arritja e pasjes së ujrave të shëndetshëm duke marrë në konsideratë mjedisin dhe kushtet social-ekonomike.

Direktiva Kuadër e Ujit (Water Frame Directive 2000/60/EC), inkurajon përfshirjen në aktivitet të të gjitha palëve të interesuara në zbatimin e tij. Në veçanti, konsultimet publike janë të dosmosdoshme gjatë prodhimit, rishikimit dhe përditësimit të “Planit të menaxhimit të pellgut të lumit” e cila formon edhe temën qendrore të Direktivës.

Një “Plan menaxhimi të basenit lumor” nënkupton zbatimin e veprimeve të më poshtëme:

Përcaktimin e asaj që nënkuptohet me “statusin e mirë”, me vendosjen e objektivave të cilësisë mjedisore të ujërave sipërfaqësore dhe ujërave nëntokësore;

Identifikimin në detaje të karakteristikave të basenit të lumit, duke përfshirë ndikimin mjedisor të veprimtarisë njerëzore;

Vlerësimin e cilësisë aktuale të ujit në basenin e lumit;

Realizimin e analizave të parametrave kryesore të cilësisë së ujit që do të menaxhohen;

Identifikimin e matjeve të nevojshme për kontrollin e ndotjes për të arritur objektivat ambientale;


37

Konsultimin me grupet e interesit për kontrollin e ndotjes, koston përkatëse dhe përftimet që do të arrihen;

Zbatimin e masave të kontrollit, monitorimit, përmirësimit të cilësisë së ujit të rënë dakord dhe rishikimin e progresit dhe të planeve të menaxhimit të ujit, për të arritur objektivat e cilësisë.

Zbatimi i rregullave ekzistuese nuk jep pamje të saktë në intensitetin e ndryshimit të kushteve të cilësisë së ujit në kanale dhe lumenj. Me shumë, ka një problem të përcaktimit jo të saktë të shkarkimeve relative për ndotës të veçuar. Rregullat në klasifikimin e Ujrave klasifikojnë të gjithë trupat ujore në V kategori (Sipas UNECE) dhe në IV kategori (sipas NIVA) në lidhje me cilësinë e ujit. Megjithatë, rregulli nuk i referohet cilesisë së ujit që duhet të arrihet (p.sh WFD kërkon arritjen “ujë të cilësisë së mirë”, qëllimi është cilësia e ujit të habitateve natyrore të ekorajonit). Për pellgun e Tiranës cilësia e ujit të kërkuar duhet të jetë e kategorisë II që suporton jetën e peshqve cyprinid, dhe të banoreve tipike të shtretërve lumorë. Ka kufizim të shkarkimeve rrjedhëse të substancave të rrezikshme që dëmtojnë cilësinë e ujrave pritëse, por kjo nuk është e lidhur me kushtet e rrjedhjes (hidrologjike, ekologjike, etj).

4. Metodat dhe materialet

4.1. Provat ujore, vendmarrjet dhe monitorimi

4.1.1 Provat ujore

Uji është tepër i lëvizshëm dhe karakterizohet nga një homogjenitet i madh. Trajta kryesore e ndodhjes së elementëve kimikë në të është kimikisht e tretur dhe koloidale[37].

Provat që u morrën për analizë përfaqësojnë karakteristikat e sistemit ujor që është në studim. Mund të dallohen dy raste të shpërndarjes johomogjene të substancave në një mjedis ujor: (1) kur sistemi është i përbërë nga dy ose më shumë shtresa, të cilat nuk përzihen plotësisht me njëra - tjetrën, p.sh për shkak të shtresimit termik në liqene, të shkarkimeve sipërfaqësore në lumenjtë ose liqenet etj; (2) kur substanca ndotëse shpërndahet në mënyrë jouniforme në shtresën e ujit, p.sh. nafta dhe produktet e saj vendosen në sipërfaqen e ujit, ndërsa grimcat e ngurta kanë tendencë të sedimentojnë në fund. Për ujrat e lumenjve, mostrat nuk duhet të merren afër brigjeve, sepse përqëndrimet e elementeve gjurmë janë më të larta në pjesët ku shpejtësia e rrjedhjes së ujit është më e madhe, në krahasim me pjesët ku kjo shpejtësi është më e vogël.


38

4.1.2 Vendmarrjet e provave dhe stacionet e monitorimit

Për zgjedhjen e stacioneve të marrjes së mostrave u bazuam në skemën monitoruese të shkarkimeve të lëngëta sipas së cilës: kolektori shkarkues përfaqëson burimin ndotës dhe pasi është shkarkuar në mjedisin pritës, në distancën 500-1000 m, pas përzierjes dhe hollimit është përcaktuar stacioni i monitorimit.

Për të parë ndikimin e shkarkimeve urbane në mjedisin pritës provëmarrja është realizuar në të dy tipet e zonave ujore me ndryshime të dukshme të nivelit të ndotjes[92]:

Zona ujore të pandotura nga aktiviteti antropogjen, që korespondon me pjesën e rrjedhjes së lumenjve para së të futen në qytet.

Zona ujore të prekura nga shkarkimet e ujrave urbane dhe industriale të qytetit të Tiranës që korespondon me zonën pasi lumenjtë kanë përshkuar qytetin. Këto stacione ndodhen kryesisht në rrjedhjen e poshtme të lumenjve.

Vendmarrjet e provave, që janë edhe stacionet e monitorimit, u përcaktuan në pjesën e sipërme, të mesme dhe të poshtme të rrjedhjes së çdo trupi ujor. Për lumin e Tiranës dhe atë të Lanës, pjesa e sipërme e rrjedhjes përfaqëson edhe stacionet e zonës para ndotjes sepse këto stacione L1 dhe T1 korespondojnë me pjesën e rrjedhjes së lumenjve para se të futen në qytetin e Tiranës. Për pellgun e Ishmit u përcaktuan 9 stacione monitorimi me kodet përkatëse të tyre: për lumin e Tiranës, 3 stacione monitorimi, për Lanën 3 stacione, edhe për Ishmin u përcaktuan 3 stacione monitorimi.

Në figurën 29 jepet harta me stacionet e përcaktuara të vendmarrjes së provave, në tabelën 4-1 jepen koordinatat e stacioneve, kodi dhe përshkrimi i stacioneve).

Në fotografitë e paraqitura nga figurat 16 deri 23 jepen pamje të lumenjve në stacione të ndryshme si dhe çaste nga marrja e mostrave.

Më poshtë po japim disa saktësime të përgjithshme mbi secilin stacion për të ndihmuar në interpretimin e të dhënave.

Në çdo stacion është matur temperatura e ujit, pH, filtrimi për lëndët pezull, oksigjeni i tretur dhe përcjellshmëria; gjithashtu, është bërë vlerësimi i përafërt (me kite) i nitrateve, nitriteve, amoniumit dhe fosfateve. Këtyre të fundit ju bë analiza kimike në laborator. Prova u morën edhe për analizat e ndotjeve bakteriologjike.


39

Tabela 4-1: Tabela e koordinatave të vendmarrjeve të kampioneve

Nr Pellgu hidrografik Kodi Vendmarrjet Koordinata WGS-1984 Koordinata

karteziane

Veri Lindje X Y

1 Lumi Tiranës T1 Ura e Brarit 41 22 44.4 19 51 32.4 4404659.4 4583428

2 T2 500-m larg kolektorit “Siri Kodra”

41 20 52.8 19 47 52.8 4399532.7 4580073

3 T3 Ura te kthesa Kamëz 41 21 18.0 19 46 19.2 4397380 4580876

4 Lumi Lanës L1 Lanabregasi 41 19 48.0 19 52 48 4406388.2 4577971

5 L2 500-m pas kolektorit Komb.Tekstil

41 19 19.2 19 47 24 4398953.8 4577260

6 L3 Kthesa Yrshek 41 20 16.8 19 46 33.6 4397732.4 4578988

7 Lumi Ishëm Ish1 Ura e Rinasit 41 26 09.6 19 41 49.2 43911212 4589948

8 Ish2 Ura e Gjolës 41 28 01.2 19 41 31.2 4390859.9 4593395

9 Ish3 Lumi Ishëm para derdhjes 41 32 27.6 19 36 36.0 4384187.3 4601732

4.1.2.1 Lumi i Tiranës përfaqësohet me stacionet T1, T2 dhe T3:

T1 - Ura e Brarit, (poshtë uzinës së Artilerisë) (Figura 16) është një stacion që ndodhet në pjesën veriore të qytetit dhe i përket segmentit lumor para se të hyjë në qytet. Nga pikëpamja mjedisore përfaqëson një zonë jo të ndotur (para ndotjes). Ujrat e lumit janë në përgjithësi të kthjellët. Lumi këtu ka brigje shkëmbore (gëlqerore) të thepisura. Ujërat janë nën ndikimin e shkarkimeve prej fshatit Brar dhe tokave bujqësore të tyre. Në shpate ka shkurreta mesdhetare gjethegjëra. Gjerësia e shtratit arrin deri në 50 m dhe thellësia rreth 30 cm, ujërat janë të ndriçuara. Shtrati përmban kryesisht gurë të mëdhenj (mbi 40 cm) dhe mesatarë (20-40 cm); është i varfër në zhavor, rërë dhe lëndë organike.

T2 - Zona 500 m larg kolektorit “Siri Kodra” i përket një zone të ndotur si pasojë e shkarkimit të kolektorit të ujrave urbane të qytetit të Tiranës. Vendi i zgjedhur për marrjen e kampionit korrespondon në një largësi rreth 500 m nga kolektori kryesor (Figura 17).

T3 - Zona tek Ura në Kthesa Kamëz. Kjo zonë përfaqëson stacionin e tretë të rrjedhjes së lumit të Tiranës, pasi ka kaluar nëpër zonën e banuar (periferike). Stacioni ndodhet në një largësi rreth 200 – 400 m larg urës (Figura 18). Ujërat këtu janë nën ndikimin e shkarkimeve urbane të një


40

pjese të mirë të qytetit të Tiranës dhe të shumë ndërmarrjeve ose punishteve industriale (Foto Aneks A), artizanale të vendosuara përgjatë brigjeve të lumit nga të dy anët. Gjithashtu, përgjatë lumit ka edhe toka bujqësore të kultivuara. Shtrati i lumit arrin deri në 15 m dhe thellësia rreth 30 cm. Prurjet dhe shpejtësia e ujërave pësojnë luhatje të dukshme stinore.

4.1.2.2 Lumi i Lanës përfaqësohet me stacionet L1, L2, L3:

L1 – Lanabregasi (Figura 19). Në këtë stacion përroi i Lanës i sjell ujrat nga rrjedha e sipërme e tij. Ky stacion përfaqëson një zonë që konsiderohet e pastër nga ndotja, pasi i përket segmentit të lumit para se të hyjë në qytet.

L2 - Zona 500m larg kolektorit të Kombinatit Tekstil (Figura 20). Ky stacion ndodhet në rrjedhjen e mesme të Lanës, pasi lumi ka përshkuar përmes qytetin dhe merr me vete pjesën më të madhe të shkarkimeve të ujrave urbane të qytetit të Tiranës dhe zonës së Yzberishtit.

L3 - Zona në Kthesën Yrshek (Figura 21). Kjo zonë është edhe stacioni i fundit përgjatë rrjedhjes së lumit të Lanës, para se të bashkohet me lumin e Tiranës. Edhe në këtë segment Lana vazhdon të grumbullojë shkarkimet urbane të Kombinatit dhe mbeturina të ngurta urbane duke e bërë këtë kthesë një zonë me ndotje të konsiderueshme. Ujrat janë gjithmonë të turbullta dhe me erë të rëndë.

4.1.2.3 Lumi i Ishmit përfaqësohet me stacionet Ish1, Ish2, Ish3:

Ish1 - Ura e Rinasit (Figura 22). Përfaqëson një zonë ujore të ndotur ku kemi bashkimin dhe përzierjen e ujrave shumë të ndotura të lumit të Tiranës, Lanës dhe përroit të Limuthit. Vendi i marrjes së provës është rreth 500-600 m nga ura e Rinasit. Lumi ka prurje të konsiderueshme, me ngjyrë të errët, shpesh herë i turbullt, në sipërfaqen e të cilit shpesh notojnë mbetje të ndryshme plastike. Veç kësaj duhet të theksojmë praninë e madhe të mbetjeve të ngurta urbane në brigjet e lumit, të cilat merren nga ujrat e lumit kur ai zgjeron shtratin e tij në kohë rreshjesh nga prurjet e shumta.

Duhet theksuar se mbetjet e ngurta urbane kanë qenë të pranishme dhe të shumta kudo në brigjet dhe ujërat sipërfaqësore të studjuara nga ana jonë, të cilat ndikojnë në rritjen e nivelit të ndotjes.

Ish2 - Vendi i marrjes së mostrës është në Urën e Gjolës dhe nga pikëpamja mjedisore i përket një zone të ndotur (Figura 23). Lumi në këtë segment ujor ka shtrat të thellë dhe me prurje të shumta. Ky segment ujor ka prurje të konsiderueshme, shpesh të turbullta dhe me ngjyre të errët në të zezë si pasojë e ndotjes. Për ndotjen e ujrave të lumit, sidomos vitet e fundit, shprehen dhe banorët e zonës, për të cilët është shtuar era e rëndë dhe e keqe sidomos në stinën e verës. Ata tregojnë se shumë vite më parë uji i lumit ka qenë i pastër dhe e përdornin për nevoja shtëpiake.


41

Ish3 - Lumi Ishëm. Vendi i marjes së provës është në komunën e Ishmit, pak kilometra nga grykëderdhja e lumit në detin Adriatik. Prova u mor në Urën Salmer siç e quajnë banorët vendas. Rrjedha e lumit në përgjithësi kalon nëpër një zonë pak të populluar dhe me banesa të veçuara nga njëra - tjetra dhe larg rrjedhës së lumit.

Zona është fushore dhe sistemi i kullimit të tokave bujqësore shkarkon në ujrat e lumit, të cilat sjellin rritjen e prurjeve të tij.

Lumi kalon nëpër një shtrat të gjerë, me ujra të turbullta në kohë reshjesh. Në ujrat e tij shpesh notojnë mbetje të ngurta, sidomos materiale plastike të cilat shkarkohen në grykëderdhjen e tij.

Nga pikëpamja mjedisore, në raport me ndotjen i përket një zone ku kemi reduktim të ndotjes.


42

Figura 16. Ura e Brarit; T1

Figura 17. Lumi i Tiranës pas shkarkimit të kolektorit kryesor;T2

Figura 18. Ura e Kamzës; T3 Figura 19. Lanabregas; L1

Figura 20. Kombinati Tekstil; L2 Figura 21. Kthesa Yrshek; L3

Figura 22. Pamje e lumit Ishëm në urën e Rinasit; Ish1

Figura 23. Pamje e lumit Ishëm në Urën e Gjolës; Ish2


43

4.1.3 Monitorimi i ujrave sipërfaqësore dhe plani i monitorimit

Objektivi i monitorimit të cilësisë së ujit është që të përmbajë informacion sasior në lidhje me karakteristikat fizike, kimike, dhe biologjike të ujit nëpërmjet një mostrimi statistikor[27][31].

Plani i monitorimit përfshiu zgjedhjen ose përcaktimin e:

Parametrave që u matën;

Metodat dhe mjetet e kampionimit;

Frekuencën e monitorimit;

Metodave analitike të përcaktimit;

Ruajtjen e të dhënave dhe përdorimin e informacionit, duke përfshirë të dhënat e analizave dhe raportimin.

Në studimin tonë objektivi i monitorimit ishte studimor (akademik) dhe ai përshiu zonën lokale të qytetit të Tiranës dhe të rrethinave të saj.

4.1.3.1 Parametrat mjedisore

Gjatë këtij studimi janë matur parametrat fiziko-kimikë dhe kimikë që konsiderohen si tregues me rëndësi të dorës parë dhe të dytë, matja e të cilëve kërkohet nga rrjeti EUROWATERNET (rrjeti i monitorimit të ujërave të brendshme të Agjensisë Europiane të Mjedisit (EEA)) dhe rekomandohen në Direktivat e Komisionit të Bashkimit Europian (WFD) për monitorimin e gjendjes të ujërave sipërfaqësore[31][67]. Parametrat mjedisorë sipas klasifikimit u grupuan në parametra fiziko-kimike, ushqyesit dhe parametrat bakteriologjike.

Në tabelën 4-2 jepen parametrat që u analizuan dhe u monitoruan me njësitë matëse të tyre, ndarjen në grupe dhe numrin e përgjithshëm të provave për çdo parametër.

Në Aneks A jepet më hollësisht shpjegimi i çdo parametri mjedisor për të cilin u kryen analizat kimike.

4.1.3.2 Mjetet dhe teknikat e marrjes së provave.

Për marrjen e mostrave në lumenj janë patur parasysh rekomandimet e literaturës, prova nuk u morr afër brigjeve ku shpejtësia e lëvizjes së ujit është më e vogël. Në çdo stacion është mbushur një skedë e posaçme me të dhëna të përgjithshme dhe me disa nga të dhënat e matura drejtpërdrejt[21][27].

Sasia e provës përcaktohet nga kërkesat e laboratorit në varësi të analizave që do të kryhen. Provat e ujit për analizën fiziko-kimike dhe bakteriologjike janë marrë në të njëjtën mënyrë. Për analizat fiziko-kimike është marrë 1.5 litra ujë, si sasi e mjaftueshme në bazë të parametrave të përcaktuara për analiza. U përdorën enë prej polietileni, kurse për


44

analizat baktereologjike sasia e ujit për analizë ka qenë 0.5 litra dhe janë përdorur shishe qelqi të sterilizuara.

Përsa i përket periudhës së kohës ndërmjet marrjes së provave dhe analizës kimike të tyre, analizat në laborator për ushqyesit, për NKO, NBO5 dhe për analizat bakteriologjike u kryen brenda 24 orëve.

Transporti dhe ruajtja e mostrës u bë me paisje ftohëse (frigoriferë) në temperaturë 4°C.

Tabela 4-2: Parametrat mjedisorë të monitorimit

Nr Parametrat Njësia Nr_provave

Parametrat fiziko-kimike

1 Temperatura °C 4 2 pH pH 4

3 Përcjellshmëria elektrike μS/cm 4

4 Kripshmëria g/kg 4 5 Lënda pezull mg/l 4 6 02 i tretur mg/l 4 7 NKO mg/l 4 8 NBO5 mg/l 4

Parametrat ushqyes

9 NO2- mg/l 4 10 NO3- mg/l 4 11 NH4+ mg/l 4 12 P-PO43- mg/l 4 13 Ptotal mg/l 4

Parametrat bakteriologjikë

14 Col.fecale MPN 4 15 Str.fecale MPN 4

4.1.3.3 Frekuenca e monitorimit

Frekuenca e marrjes se provave përcaktohet në varësi të saktësisë së kërkuar dhe të kostos ekonomike. Për studimin tonë ajo u krye 4 herë në vit, të katërta ekspeditat u kryen brenda vitit në muajt prill, qershor, shtator dhe nëntor. Qëllimi i këtyre ekspeditave ishte njohja me gjendjen


45

mjedisore të lumenjve në studim dhe monitorimi direkt në terren të parametrave mjedisore.

Në tabelën 4-3 jepen hollësitë lidhur me frekuencën e ekspeditave të monitorimit, kodin, numrin dhe datat e tyre.

Tabela 4-3: Frekuenca e ekspeditave të monitorimit

Ekspeditat Nr Kodi Data 1 E1 22.04. 2 E2 16.06. 3 E3 23.09. 4 E4 13.11.

4.1.3.4 Metodat e analitike të përcaktimit

Shumë përcaktime kimike të ujrave sot bëhen drejtpërdrejt në terren si pH-i dhe vetitë fiziko-kimike, ngjyra, era dhe shija. Gjithë testimet, analizat fiziko-kimike u kryen nga Laboratori i Flotimit dhe të Mjedisit, Departamenti i Inxhinierisë së Burimeve Minerale, në Fakultetin e Gjeologjisë dhe të Minierave, nga Laboratori i Kimisë Analitike të Agjensisë së Mjedisit dhe Pyjeve, si dhe nga Laboratori i Institutit të Shëndetit Publik.

Parametrat fiziko-kimikë u matën në terren. Falë pajisjeve të reja pranë Laboratorit të Flotimit dhe të Mjedisit, DIBM, FGjM, disa parametra (si: pH, temperatura, përcjellshmëria, kripshmëria dhe oksigjeni i tretur) u matën me saktësi drejtpërdrejt në lumenj, duke përdorur – Multi/Parametër WTW (model 340i – sens ION156).

Analizat e parametrave të tjerë NKO dhe NBO5 si analizat kimike të ushqyesve në ujra, u kryen pranë Laboratorit të Agjensisë së Mjedisit dhe të Pyjeve. Parametrat NKO dhe NBO5 u matën me metodën e fotometrisë dhe të sistemin Oxi-top të matjeve. Ujrat e shkarkimeve urbane zakonisht nuk përmbajnë substancë toksike ose ngadalsuese. Në to ka sasi të mjaftueshme kriprash dhe këto kushte bëjnë të mundur përcaktimin e NBO5 në mostrat e paholluara me sistemin Oxi Top të matjeve. Për matjen e NKO-së provat oksidohen në mënyrë standarde me disgregim me acid sulfurik dhe bikromat kaliumi në prani të sulfatit të argjendit dhe sulfatit të mërkurit (II). Argjendi vepron si katalizator për oksidimin e lëndëve organike refraktare. Mërkuri redukton interferencën e shkaktuar nga prania e joneve klorure. Sasia e bikromatit të përdorur në oksidimin e mostrës u përcaktua duke matur absorbancën e Cr (III) të formuar në gjatësi vale 600 nm ± 20 nm, për shkallën deri në 1000 mg/l. Matjet absorbancës u kryen në tubetin e disgregimit, që u soll si cyvete, dhe u konvertua në vlerën e ST-COD.


46

Ushqyesit (NO2-N, NO3-N, NH4- N, and PO4-P, Ptotal) në ujëra u matën me anë të Spektrofotometrisë UV-VIS, duke përdorur metodat standarde të rekomanduara prej APHA, AWWA, WPCF [4]. Në tabelën 4-4 janë treguar metodat e matjeve dhe të analizave kimike të përdorura në këtë studim, aparaturat e përdorur dhe referenca e çdo metode.

Analizat e treguesve të ndotjes bakteriale janë kryer pranë Institutit te Shendetit Publik, Tiranë. Proçedura e analizave përfshiu testin paraprak, inokulimin në terren (Lauryl tryptose broth-dopjo). Pastaj u krye proçesi i inkubimit, testi i korrigjimit dhe më pas u bë llogaritja. U llogarit numri i Coliformeve Fekale (MPN/100 ml) me anë të tabelave përkatëse. Në të njëjtën mënyrë u krye edhe numërimi i Streptococcal Fecal.

Në tabelën A-11 (Aneks A) jepen parametrat mjedisorë, metodat analitike të përdorura, aparati, tipi i enës për marrjen e provave, sasia në litra e provës ujore dhe referenca e metodës së përdorur.

4.2.Vlerësimi i cilësisë së ujërave

Meqë ndotja ka si ndikim fiziko-kimik ashtu dhe biologjik, cilësia e ujit mund të përcaktohet në mënyra të ndryshme fiziko-kimike dhe biologjike. Vlerësimi i cilësisë së mjediseve ujore tradicionalisht është mbështetur në matjet e përqëndrimeve të lëndëve inorganike dhe organike. Sa më e lartë të jetë sasia e lëndëve organike në ujëra aq më i ulët është përqëndrimi i oksigjenit dhe aq më i lartë është përqëndrimi i amoniumit.

Kohët e fundit janë quajtur të rëndësishme vlerësimet biomonitoruese, si studimi i popullatave bentonike: fito- dhe zoobentosit. Në biomonitorimin e ujërave sipërfaqësore janë duke u përdorur gjerësisht treguesit që rrjedhin nga përbërja llojore e diatomeve (grup algash mikroskopike silicore); nëpërmjet këtyre treguesve bëhet vlerësimi i cilësisë së ujërave me një vlerë biologjike kuptimplote[26][27].

Vlerësimi i metaleve të rënda në sedimente ose gjallesa (alga, bimë dhe kafshë të tjera) është, gjithashtu, i rëndësishëm për përcaktimin e gjendjes mjedisore të ujërave. Grumbullimi i metaleve nga gjallesat ujore është hallkë mjaft e rëndësishme për përcaktimin e ndotjes afatmesme. Ajo ka të bëjë me pohimin se sedimentet dhe ndotësit e tij janë në bashkëveprim të vazhdueshëm me fazën ujore dhe organizmat e gjalla që jetojnë në to.

Kjo do të thotë se dhe vetë sedimenti ose uji kthehen në burim ndotjesh. Pra monitorimi i metaleve të rënda në sedimente shërben për të vlerësuar nivelin e ndotjes në mjediset ujore natyrore; sedimentet kanë veprim të dyfishtë: ato shërbejnë si rezervuar i lëndëve ndotëse dhe njëkohësisht si burim potencial i kalimit në tretësirë të lëndëve ndotëse, në varësi të kushteve të mjedisit.


47

Për të bërë vlerësimin e cilësisë së ujrave të lumenjve në studim, jemi mbështetur në standartet dhe normat e BE, NIVA, UNECE, MMPAU dhe sipas Rott.

Këto standarte jepen në Aneks A, tabelat nga A-6 deri në A-10.

4.2.1 Klasifikimi sipas normave të Bashkimit Europian

Në normat e Bashkimit Europian ‘Cilësia e ujërave natyrore për të lejuar rritjen e peshqve’; vendosen dy kufij, që quhen: niveli i detyrueshëm dhe niveli i rekomanduar[9]. Ato janë dhënë për dy klasa të cilësisë së ujërave: ujëra për rritjen e peshqve Salmonidae (familja e troftave) dhe ujëra për rritjen e peshqve Ciprinidae (familja e krapit). Qëllimi i kësaj direktive është mbrojtja dhe përmirësimi i cilësisë së ujërave të rrjedhshme ose jo të rrjedhshme, për të ndihmuar zhvillimin normal të peshqve.

4.2.2 Klasifikimi sipas sistemit norvegjez (Instituti për Studimet e Ujërave të Norvegjisë – NIVA)

Klasifikimi norvegjez [15] mund të konsiderohet më i plotë, për më tepër ai është i vetmi që merr në konsideratë nivelet e shumë metaleve të rënda në ujëra dhe sedimente. Sipas këtij klasifikimi, parametrat e cilësisë së ujërave të ëmbla mund të ndahen në dy grupe: në grupin e parë bëjnë pjesë ushqyesit, lëndët organike, përbërsit acidë, grimcat e ngurta dhe bakteriet fekale në ujëra, dhe në grupin e dytë - metalet e rënda në nivelet mikro- në ujë, sedimente dhe peshq. Klasifikimi i gjendjes cilësore të ujërave për të dy grupet e parametrave është bërë në 5 klasa cilësie (Tabela A-7).

4.2.3 Ndikimi i shkarkimeve urbane (UNECE)

Klasifimi sipas UNECE (Komisioni Ekonomik i Kombeve te Bashkuara), përcakton klasat e ujrave nga I deri V, në varësi të ndikimit të shkarkimeve urbane (Tabela A-8). Si parametra mjedisore të cilësisë së ujrave, për këtë klasifikim shërbejnë ushqyesit dhe oksigjeni në trajtën e tretur të tij, si dhe në format e NBO-së dhe të NKO-së[21].

4.2.4Klasifikimi i ndikimit bakteriologjik (MMPAU)

Në normat e ndotjes bakteriologjike si tregues mikrobiologjike janë bakteriet Coliform dhe Streptokok (Tabela A-9). Klasifikimi sipas këtyre normave u bë me synimin e arritjes së normave dhe sipas normave të detyrueshme[47].

4.2.5 Klasifikimi sipas lidhjes midis treguesit ushqyes, Rott et al., 1999

Klasifikimi sipas Rott et al., shpjegon lidhjen midis treguesit ushqyes me përqëndrimin e fosforit (Tabela A-10). Me anë të këtij klasifikimi


48

përcaktuam gjendjen trofike e ujrave në varësi të përqëndrimit të fosforit në ujë.

Vlerat e parametrave për klasat e ndryshme të cilësisë janë vendosur duke u mbështetur në: (i) informacionin statistikor për vlerat e këtyre parametrave në ujërat e lumenjve dhe (ii) në vlerësimet mbi ndikimet e këtyre parametrave në ekologjinë e sistemit ujor[95].

4.3 Sfondi gjeokimik dhe risku mjedisor

4.3.1 Sfondi gjeokimik

Në praktikën e metodave gjeokimike, një etapë e rëndësishme është ajo e përcaktimit të sfondit gjeokimik të përmbajtjes së elementeve kimike në sistemin gjeokimik që studiohet[98][102].

Sfond gjeokimik quhet shpërndarja karakteristike e përmbajtjeve të një elementi kimik në një sektor të caktuar të mjedisit, që është homogjen në pikëpamje gjeokimike.

Përcaktimi i sfondit gjeokimik është një problem i ndërlikuar që ka të bëjë me ndarjen e përbërësit regjional nga ai lokal.

Përbërësi regjional pasqyron përmbajtjen karakteristike të elementit kimik në të gjithë sektorin homogjen dhe pasqyron sfondin gjeokimik. Ky përbërës është funksion i shumë faktorëve, që bashkëveprojnë dhe nuk varet nga pozicioni (x, y, z) ose siç thuhet shpesh nuk ka trend, por ka vetëm luhatje të rastit.

Përbërësi lokal (vlera e pragut të anomalive) pasqyron ndryshimin e përmbajtjes së elementit kimik në një pikë të caktuar (x,y,z) nga sfondi gjeokimik i zonës. Ky përbërës është funksion i një faktori të caktuar që ne e njohim tashmë, si burim i oreolës[98][102].

Vlerësimi i sfondit dhe anomalive gjeokimike mund të bëhet sipas të dhënave të literaturës mbi përmbajtjen mesatare të elementeve në po atë mjedis gjeologjik e gjeokimik. Më shpesh vlerësimi i sfondit dhe anomalive bëhet nëpërmjet llogaritjeve statistikore të matjeve direkte të përqëndrimit të elementeve në prova që mirren në një mjedis të pastër, larg zonave të ndotura përfshirë këtu edhe mineralizimet. Një mënyrë e përshtatshme për rastet e ndotjeve antropogjene dhe që kërkon më pak të dhëna analitike është vlerësimi i sfondit nëpërmjet matjeve të përqëndrimit të elementeve në prova të të njëjtit karakter, por që mirren në një thellësi të mjaftueshme për të mënjanuar përzierjen me shtresat e ndotura apo biologjikisht të trazuara.

Ne përcaktimin e sfondit gjeokimik e kemi trajtuar sektorin gjeokimik si homogjen–heterogjen, në të cilin konturimet e anomalive janë sfonde lokale.


49

Si sfond gjeokimik është marrë mesatarja e parametrave mjedisore në st-L1. Kjo vlerë është përcaktuar sepse stacioni i marrjes së provës së ujit është para ndotjes (zona para hyrjes së lumit të Lanës në qytet ku cilësia e ujit është “e mirë”).

Përmbajtja e elementeve kimike që gjenden brenda fushës së sfondit gjeokimik natyror interpretohen si të formuara në kushte të një ekosistemi të pandikuar nga faktore lokale. Përsa i përket përmbajtjeve anomale ato interpretohen si të formuara në ndikimin e faktorëve lokale në pjesë të veçanta të ekosistemit dhe nëse elementet kimike të studjuar janë toksike, ekziston mundësia që të kemi ndotje kimike. Këto faktorë mund të jenë natyrore, si p.sh prania e një trupi xeheror, ose të vinë nga veprimtaria antropogjene.

4.3.2 Normalizimi i të dhënave

Kur të dhënat analitike janë të pakta dhe llogaritjet statistikore nuk mund të kryhen, si dhe në rastet kur sektori i analizuar përmban më shumë pika anomale, përdoret normalizimi i të dhënave për t’i sjellë ato në një emërues të përbashkët. Rekomandohen disa lloj normalizimesh. Normalizimi i thjeshtë konsiston në llogaritjen e raportit të përqëndrimit të elementeve në prova me nivelet e sfondit gjeokimik të përcaktuar. Ky normalizim shprehet me anë të koefiçientit të kontrastit, që llogaritet: KE=IE/X. ku IE është intensiteti i oreolës së elementit E, ose përmbajtja e tij në një provë dhe X është vlera e sfondit gjeokimik për këtë element[98][102].

Ne kemi përdorur normalizimin element- element referues. Shmangia nga kjo varësi linerare midis përqëndrimit të disa elementeve dhe përqëndrimit të një elementi karakteristik tregojnë për ekzistencen e një faktori antropogjen.

4.4. Përpunimi i të dhënave analitike Përpunimi i të dhënave analitike është bërë me programe matematikore si Excel, Graf, AQqA, duke nxjerrë parametrat statistikore për provat e analizuara, shpërndarjet e tyre, histogramat përkatëse, grafikët e varësisë, etj. Interpretimi përkatës i tyre është bërë në kapitujt respektivë (Pjesa II, Rezultate dhe diskutime).

4.4.1 Shpërndarja statistikore e parametrave, korrelimi dhe balancimi i joneve ndotës

4.4.1.1Histograma e shpërndarjeve të vlerave, korrelimi i parametrave

Studimi i një vetie, përmbajtje sasiore ose cilësore dhe vlerësimi i saj në një bashkësi statistikore fillon me formimin e zgjedhjes, d.m.th nga kjo bashkësi veçohet një numër i fundëm elementesh ose individësh që me


50

marrëveshje quhet zgjedhje, e cila mundëson studimin dhe vlerësimin e vetisë në fjalë (në rastin tonë përmbajtja e parametrave mjedisore në stacionet e monitorimit)[49][60][74].

Në rastin e një trupi ujor bashkësia statistikore është vetë trupi ujor (lum, përrua, pus, liqen, deti apo oqeani), ndërsa zgjedhja është numri i provave të seleksionuara që shërbejnë për vlerësimin e përmbajtjes së parametrave kimike në ujë[60][74]. Në rastin e studimit tonë të gjitha provat janë trajtuar si elemente të zgjedhjes.

Për zgjedhjen janë karakteristike histograma dhe funksioni i shpërndarjes, madhësitë empirike të saj: pritja matematike e dispersioni.

Në këtë studim u morrën në konsideratë karakteristikat statistikore të shpërndarjeve duke ndërtuar histogramat përkatëse për çdo parametër dhe duke llogaritur treguesit e saj.

Studimi i korrelacionit midis parametrave mjedisorë u krye në radhë të parë duke ndërtuar në fillim matricën e korrelacionit midis parametrave, dhe në varësi të saj u ndërtuan grafikët që shprehin më mirë korrelacionin. U ndërtuan grafikët e korrelimit midis temperaturës dhe parametrave fiziko-kimike dhe ushqyes të ujrave, grafikët e korrelimit midis pH dhe parametrave fiziko-kimikë dhe ushqyesve. Çdo grafik i korrelacionit ka të pasqyruar ekuacionet e korrelimit si dhe treguesit r të korrelimit (Pjesa II, Rezultate dhe diskutime)

4.4.1.2 Balancimi i joneve ndotës

Llogaritja e balancimit të joneve ndotës, në rastin tonë ato të ushqyesve në ujra, fosfatet, fosfori total, azoti amoniakal, nitritet dhe nitratet janë përllogaritur me programin AqQA.

Ndryshe nga llogaritjet e balancimit te joneve tek Data Analysis, grafiku i AqQA nuk përfshin efektet e specieve karbonate, dhe nuk llogarit përqëndrimet e joneve H+ dhe OH- të lira.

4.4.2 Shpërndarja hapësinore e vlerave, ndërtimi i hartave 2D

4.4.2.1 Zbatimi i përzgjedhur me SGS

Me programin Petrel u ndërtuan hartat 2D të shpërndarjes së parametrave mjedisorë. Metoda në të cilën mbështetet ky program është metodë gjeostatistikore[35][60].

Simulimi Sekuencial i Gausit (SGS) është një metodë e zakonshme, që përdoret për të krijuar modelet numerikë shumëfishe me mundësi të njëjta, që bazohen në disa të dhëna të kushtëzuara. Metodologjia bazë është e


51

drejtpërdrejtë, por disa detaje të zbatimit janë të rëndësishme për të përftuar rezultate të mira.

Që nga fillimi i viteve 1990, SGS u përhap në praktikë për shkak të thjeshtësisë, fleksibilitetit, dhe kohës së arsyeshme të CPU. SGS është një algoritëm që bazohet mbi kriking ku në model futet më shumë llojshmëri[105]. Më poshtë po japim rrjedhën e punës me SGS, e cila mund të përshkruhet me pesë hapa bazë:

1. Zgjodhëm një domain stacionar dhe transformuam të dhënat në një shpërndarje të Gauss-it;

2. Përcaktuam një trajektore për të shkuar në çdo vendndodhje; 3. Në secilën vendndodhje:

a. kërkuam që të gjejmë të dhënat përqark dhe vlerat e simuluara më pare;

b. llogaritëm shpërndarjen e kushtëzuar, dhe c. përdorëm simulimin Monte Karlo për të përftuar një vlerë të

vetme nga shpërndarja. 4. Përsëritëm hapin 3 deri sa të shkohet në çdo vendndodhje. 5. Transformuam të dhënat dhe të gjitha vlerat e simuluara në

shpërndarjen e tyre origjinale. Kjo proçedurë siguron një rezultat të mundshëm. Më shumë rezultate mund të krijohen duke ndryshuar numrin bërthamë të rastësishëm.

4.4.2.1.1 Të dhënat dhe transformimi

Para se të realizohet simulimi duhet të përkufizohet hapësira e modelit dhe të identifikohen të dhënat hyrëse. Në përgjithësi, të dhënat mund të vijnë nga një shpërndarje themelore të vetme. Për të dhënat gjeologjike, kjo bashkësi duhet konsideruar vetëm për të dhënat prej të njëjtit lloj shkëmbi me veti të ngjashme. Duke supozuar stacionaritetin, mesatarja, varianca dhe statistika e rendeve më të larta, supozohen konstante në tërë hapësirën, që është E{u} = m dhe σ2(u) = σ2.

SGS është hartuar që të veprojë me të dhënat hyrëse që pasojnë një shpërndarje Gaussiane. Konvencioni qëndron në përdorimin e shpërndarjes normale standarde, N(0, 1). Rrallë herë të dhënat hyrëse përshtaten saktësisht me këtë shpërndarje. Transformimi i të dhënave kërkohet për të shndërruar shpërndarjet hyrëse në shpërndarjen normale standarde. Përpara se transformimi të realizohet duhet të jetë i njohur, funksioni kumulativ i shpërndarjes (cdf cumulative distribution function) për shpërndarjen e hyrjeve dhe për objektivin e shpërndarjeve. Këto dy cdf ndërlidhen tek e tek me transformimin quintile; kështu transformimi është reversibel dhe vlerat e simuluara mund të kthehen në njësitë e origjinës.


52

Që simulimi të jetë i saktë, kërkohet një kuptim i mirë i shpërndarjes origjinale. Në qoftë se nuk ka informacion tjetër, cdf-ja do të krijohet direkt nga të dhënat hyrëse. Këto të dhëna nuk janë përfaqësuese tipike të një shpërndarje globale për deri sa qëllimi të mos jetë proçesi i caktimit të mostrave. Histograma alternohet sipas vlerësimit të peshave kur llogaritet shpërndarja.

4.4.2.1.2 Trajektorja e simulimit

Simulimi sekuencial Gaussian nuk bën supozime për rendin në të cilin vizitohen pozicionet e jo mostrave. Megjithatë, vlerat e simuluara më parë do të përdoren si të dhëna të kondicionuara, prandaj, renditja mund të ndikojë modelin. Për të zvogëluar këtë ndikim, një pozicion rastësor fillestar dhe trajektorja gjenden për prodhuar efektin më të vogël në modelin me veprimet shumëfishe. Alternativat, siç janë trajektorja e rregullt dhe trajektorja spirale, merren në konsideratë por çdo avantazh i dallueshëm në efikasitetin e CPU-së, ose përhapja e të dhënave hyrëse vijnë si kosto e riprodhimit të variogramit[32].

4.4.2.2 Kriking

Teoria që mbështet SGS-në bazohet në përdorimin e çdo vlere që është simuluar më parë dhe të dhënave hyrëse nëpërmjet proçesit të simulimit. Në praktikë, përdoren vetëm të dhënat e kondicionuara më pranë, deri në një numër maksimal, që të nevojitet një kohë e arsyeshme e CPU-së. Arsyetimi për një vendim të tillë qëndron në faktin se të dhënat më pranë pasqyrojnë të dhënat që janë më larg dhe çdo informacion shtesë injorohet se është shumë i vogël. Kjo supozon që të dhënat vijnë nga i njëjti popullim stacionar. Përzgjedhja e numrit maksimal lidhet me dy gjëra: shpejtësia që kërkohet për gjenerimin e një realizimi dhe saktësia e vlerësimit kriking dhe variance[44].

Hapi kriking në simulim konsiston në pozicionimin e n të dhënave kondicionuese, duke invertuar një matricë konvariance nn , dhe duke shumëzuar matricën e invertuar me një tjetër matricë konvariance 1n . Me rritjen e n, kërkesat e CPU-së janë proporcionale respektivisht me n, n3 dhe n2. Për vlera të vogla të n kërkesa e CPU-së do të jenë kombinim i të tre hapave, por me rritjen e madhësisë n, koha e CPU-së do të dominohet nga hapi i invertimit.

Sistemi kriking, gjithashtu siguron matje të papërcaktueshmërisë në vlerësim, si e variancës së kriking. Kjo variancë minimizohet për çdo bashkësi të të dhënave kondicionuese, por kjo variancë zvogëlohet me shtimin e sa më shumë të dhënave. Mund të parashikohet ndryshimi i variancës së kriking për shtimin e të dhënës së vetme, brenda gamës së kufizuar, kur së paku e dhëna më pak informuese hiqet [3].


53

Duke filluar me peshën e kriking për n të dhëna, dhe varianca, llogaritet 2

,nsk . Pozicionimi me peshën më të vogël absolute kriking, k, gjendet dhe hiqet. Kryhet një kriking i dytë duke përdorur n-1 të dhëna të kondicionuara dhe gendet një bashkësi e re peshave kriking, '

:

knuuCuuCn

k

,,,1,,,,1

' (1)

ku numri i të dhënave të kondicionuara është n-1, por pozicioni i k është secila nga vlerat prej 1 deri n. Kjo bashkësi e dytë e peshave kriking, '

, do të japë një variancë kriking pak më të lartë, 2

1, nsk .

Duke lëvizur në pozicionin k, një bashkësi e tretë e peshave kriking, ^ ,

llogariten duke përdorur të njëjtën bashkësi të n-1 të dhënave si më sipër:

knuuCuuC k

n

k

,,,1,,,,1

^ (2)

Tani është e mundur të parashikohet pesha fillestare e kriking, , duke përdorur peshat kriking '

dhe ^ :

knPn ,,,1,^' (3)

ku pesha k nuk mund të parashikohet dhe variabili Pn bazohet në relacionin që vijon:

n

k kkk

nn

uuCuuCPP ,1

^

'

,, (4)

ku C(uk, uk)=1 kur e dhëna është standard normal, peshat janë prej kriking të tretë dhe '

nP është baras me:

uuCuuCP kk

kn ,,,1

''

(5)

ku peshat vijnë nga kriking i dytë.

Diferenca midis variancave unsk2

1, dhe unsk2

, mund të parashikohet

brenda zonës së kufizimit bazuar në nP dhe 'nP . Mosbarazimi që pason

siguron limitet për kufinjtë e sipërm dhe të poshtëm [3]:

2'2,

21,

2nnsknskn PuuP (6)

Gjatë zbatimit, llogaritjet e tre bashkësive të peshave kriking në çdo pozicion nuk është praktik. Për të siguruar një udhëzues më të mirë, tre


54

pozicione u zgjodhën për të monitoruar se si saktësia e vlerësimit kriking dhe varianca ndryshon me rritjen e numrit të dhënave të kondicionuara. Fillimisht, vlerësimi kriking dhe varianca, për secilin pozicion, tregon një shkallë të lartë shmangie për vlerën më të mire[87]. Me rritjen e numrit të të dhënave të kondicionuara në 8 ose 10, si vlerësimi ashtu dhe varianca fillojnë të konvergojnë. Me kalimin e 10 të dhënave, si vlerësimi ashtu dhe varianca tregojnë vetëm një shkallë të kufizuar përmirësimi.

Kriking në SGS siguron një vlerësim dhe variancë për çdo pozicion jashtë mostrës. Për të krijuar një vlerë të simuluar, tërhiqet një vlerë e rastësishme nga një shpërndarje e mbetur me mesatare zero dhe variancë të barabartë me variancën zonale kriking. Kjo vlerë e mbetjeve i shtohet vlerësimit kriking për të prodhuar një vlerë të simuluar. Në qoftë se përdoren pak të dhëna kondicionale, atëherë vlerësimi do të jetë i dobët dhe varianca e lartë. Kjo krijon rritjen e potencialit për të tërhequr vlerat e simuluara jashtë zonës së kënaqshme[93]. Sa më shumë të dhëna të kondicionuara të përdoren aq më shumë do të përmirësohet vlerësimi dhe varianca kriking do të zvogëlohet. Zvogëlimi i variancës do të kufizojë mundësinë e tërheqjes së vlerave të pakënaqshme.

4.4.2.3 Kontrollet përfundimtare

Me plotësimin e proçesit të modelimit, çdo realizim u kontrollua për probleme. Gjërat që u vëzhguan përfshinë, por nuk kufizuan, listën pasuese: parametrat statistikorë, histogramin, variogramin, riprodhimin e të dhënave.

1. Në njësitë origjinale, mesatarja globale dhe varianca janë të përafërta me vlerat e hyrjes për çdo realizim dhe për mesataren e të gjithë realizimeve.

Në rastin e studimit tonë modelimi-simulimi i parametrave kimike u bë: 10 realizime për çdo parametër (atribut) për të llogaritur mesataren • Major range 40 000 m • Minor range 27 000 m • Azimuth 340 gradë (-20) 2. Histograma globale ka të njëjtën formë si dhe histograma hyrëse

dhe të gjitha vlerat ekstreme të kontrolluara. 3. Variograma dalëse riprodhon variogramën model. Kjo përfshiu

grimcat, strukturën e segmenteve të vegjël e të mëdhenj, dhe pragjet.

4. Kur të dhënat iu bashkëlidhën rrjetës, ato u riprodhuan në çdo realizim.

5. Modeli u verifikua si pamje për të kontrolluar që struktura bazë të jetë respektuar.


55

Siguria që secili nga këto verifikime është kryer dhe kënaqur, do të ndihmojnë për të kapur gabimet madhore në modelin rezultues.

Modeli nuk dështoi, kështu që nuk lindi nevoja për ndonjë verifikim të përsëritur, si për të identifikuar problemin, ashtu edhe për të përcaktuar në se kjo është e pranueshme për kushtet e caktuara dhe të dhënat.

Më hollësisht mënyra e realizimit të modelim-simulimit të temperaturës për ekspeditën E1 jepet në figurat e mëposhme (Figura 24, 25, 26):

Figura 24. Dhjetë realizimet për temperaturën (SGS)


56

Figura 25. Mesatarja e llogaritur për temperaturën nga 10 realizimet (SGS)

a)

b)

Figura 26. Krijimi i hartave a) nga 10 realizimet dhe b) nga mesatarja e tyre

4.5 Modelim simulimi i transportit të ndotësve

4.5.1 Hartimi një modeli

Në përgjithësi hartimi i një modeli konsiderohet të jetë me dy proçese të veçanta. Proçesi i parë është zhvillimi i modelit duke u mbështetur në produktet software që zotërojmë, ndërsa proçesi i dytë është ai i zbatimit të këtij produkti për rastin specifik.

Përgjithësisht modelet janë përshkrime konceptuale ose të përafërta të sistemeve fizike duke përdorur ekuacionet matematikore; ato nuk janë përshkrime të sakta të sistemeve ose proçeseve fizike.

Zbatimi apo përdorimi i modelit varet nga sa të përafërta janë ekuacionet matematike me sistemin fizik të modeluar[10] [16].


57

Proçeset e transportit të ndotësve si dhe proçeset fizike të rrjedhjes së ujrave janë përshkruar në modele nëpërmjet ekuacioneve matematikore. Këto supozime në modele në mënyrë tipike përfshijnë drejtimin e rrjedhjes, gjeometrinë e akuiferit ose të trupit ujor, heterogjenitetin ose anizotropine e sedimenteve, shtratin e shkëmbinjve në akuifer, mekanizmat e transportit të ndotësve dhe reaksionet kimike. Për shkak të supozimeve të përcaktuara në ekuacionet matematikore dhe të shumë paqartësive në vlerat e të dhënave të nevojshme nga modeli, modeli është paraqitur si një përafrim dhe jo një duplikim i saktë i kushteve të terrenit[20]. Modelet e cilësisë së ujrave dhe modelet e ujrave, megjithatë, edhe si përafrime, janë një mjet i duhur hetues që hidrogjeologjistët dhe specialistët e mjedisit i përdorin për një numër aplikimesh.

Gjatë hartimit të modelit ishte e rëndësishme të kuptoheshin mirë tek proçeset hidrologjike dy aspektet e përgjithshme të modeleve; proçesi i rrjedhjes dhe proçesi i transportit të ndotësve, sepse vetëm në këtë mënyrë zbatimi ose vlerësimi i modelit u përformua më saktësisht.

Hapat e zhvillimit të një modeli dhe skema e hartimit të modelit jepen në Aneks A.

4.5.2 Bilanci i masës

4.5.2.1 Principet e bilancit të masës

Principi bazë i modeleve të cilësisë së ujit është ai i ruajtjes së masës. Sistemi ujor ndahet në segmente të ndryshme ose në elemente të vëllimeve, të ashtuquajturat “qelizat kompjuterike”. Për çdo segment ose qelizë ka ruajtje të masës për çdo përbërës të cilësisë së ujit në kohë. Pjesa më e madhe e modeleve të simulimit të cilësisë së ujit simulojnë cilësinë mbi seritë kohore, ∆t. Koha është e ndarë në intervale diskrete t dhe rrjedhjet janë vendosur konstante në çdo nga këto intervale periodike të kohës. Për çdo element dhe për çdo interval periodik, përcaktohet ruajtja e masës së substancës (pesha e masës) në element. Përbërësit e ruajtes së masës për element përfshijnë: së pari, ndryshimet sipas transportit (Tr) në/dhe jashtë elementit, së dyti, ndryshimet sipas proçeseve fizike dhe kimike (P) që ndodhin në segment dhe së treti, ndryshimet nga burimet/shkarkimet në /ose nga elementi (S)[1][83].

S

i

P

i

Tr

iti

tti t

Mtt

Mtt

MtMM

(7)

Ruajta e masës ka përbërësit e mëposhtëm:

masën në qelizën e llogaritur i në fillim të hapit të kohës t : tiM

masën në qelizën e llogaritur i në fund të hapit të kohës t : ttiM


58

ndryshimet në qelizën e llogaritur i nga transporti: Tr

i

tM

ndryshimet në qelizën e llogaritur i nga proçeset fizike, (bio)kimike

ose biologjike: P

i

tM

ndryshimet në qelizën e llogaritur i nga burimet (për shembull

shkarkimet e lumenjve, derdhjet e mbeturinave etj.,): S

i

tM

Ndryshimet nga transporti përfshijnë të dyja edhe transportin advektiv edhe atë dispersive. Transporti advektive është transporti nga rrjedhja e ujit. Transporti dispersive rezulton nga ndryshimet e përqëndrimeve. Dispersioni në drejtimin vertikal është i rëndësishëm në qoftë se kolona e ujit është stratifike dhe dispersioni në drejtimin horizontal mund të jetë në një ose dy dimensione. Ky dispersion, i përcaktuar këtu, ndryshon nga koncepti fizik i difuzionit molekular pasi ai qëndron për të gjithë transportet që nuk janë advektive[51].

Ndryshimet sipas proçeseve përfshijnë proçeset fizike të tilla si riajrimi dhe shtresëzimi, proçeset (bio) kimike të tilla si adsorbimi, transformimi dhe denitrifikimi, proçeset biologjike të tilla si prodhimi primar dhe parashikimi i fitoplanktonit. Proçeset e cilësisë së ujit ndryshojnë nga një susbstancë tek tjetra.

Ndryshimet sipas burimit përfshijnë masën shtesë nga shkarkimet e ndotjeve dhe nga prurjet e shumta të masës. Masa e tepërt e ndotësit që hyn në kufijtë e modelit mund të konsiderohet shumë mirë si burim. Uji që rrjedh në ose nga segmenti i modeluar ose elementi i vëllimit (qeliza e llogaritur) është derivuar nga modeli i sasisë së ujit (mundësisht modeli hidrodinamik). Përmbledhja ose kompletimi i të gjithë segmenteve ose elementeve është quajtur rrjetë ose skemë. Çdo qelizë e llogaritur është përcaktuar nga vëllimi dhe nga përmasat e saj në një, dy ose tre drejtime (∆x, ∆y, ∆z) në varësi të natyrës së skemës (rrjetës) (1D, 2D ose 3D). Duhet patur parasysh që përmasat e qelizës ∆x, ∆y dhe ∆z nuk është e thënë të jenë të barabarta. Qeliza e llogaritur mund të ketë çdo lloj forme katërkëndëshi, trekëndëshi apo paralelopipedi. Qeliza e llogaritur mund të ndajë kufijtë e sipërfaqes së saj me qelizat e tjera, me atmosferën, me sedimentet e poshtëme ose me vijën bregdetare[62].

4.5.2.1.1 Transporti sipas konveksionit

Transporti konvektiv, )/(0

TMT Ax i një komponenti në piken x0 është

prodhimi i shpejtësisë mesatare të rrjedhjes së ujit, )/(0

TLvx , në këtë pikë, me sipërfaqen e zonës ose prerjen tërthore të zonës (seksionit), A


59

(L2), nëpërmjet të cilit konveksioni zë vend në këtë pikë dhe me përqëndrimin mesatar, )/( 3

0LMCx të përbërësit[1]:

000 xxA

x CAvT (8)

4.5.2.1.2 Transporti sipas difuzionit

Transporti difuziv, )/(0

TMT Dx , përgjatë sipërfaqes së zonës është

përcaktuar të jetë proporcional me gradientin e përqëndrimit 0xxx

C

në

pikën x0 shumëzuar me sipërfaqen e zonës A.

Duke pranuar që )/( 20

TLDx të jetë koefiçienti i dispersionit ose i difuzionit në piken x0:

0

00xx

xD

x xCADT

(9)

Difuzioni është zgjidhur në përputhje me ligjin e difuzionit të Fick’ut. Shenja minus buron nga fakti që difuzioni shkakton transport neto të përqëndrimit nga vlerat e larta në të ulëta, kështu që është në drejtim të kundërt me gradientin e përqëndrimit. Gradineti i përqëndrimit është diferenca e përqëndrimeve për njësi të gjatësisë, mbi një distancë shumë të vogël përgjatë prerjes tërthore (seksionit).

xCC

xC xxxx

xx

5.05.0

0lim (10)

Koefiçientët e difuzionit duhet të kalibrohen ose të merren nga përllogaritjet duke përdorur modelet turbulente[1].

4.5.2.1.3 Transporti i masës sipas difuzionit dhe konveksionit

Në qoftë se termat e konveksionit dhe difuzionit janë mbledhur dhe janë përfshirë në termat e dyta të sipërfaqes në pikën x0+∆x, rezulton ekuacioni një dimensional[1][63][93]:

AxCD

xCDCvCvtMM

xxx

xxxxxxxx

ti

tti

0

0

0

00000 (11)

ose njëtrajtësisht:

0

00

0

000000x

xxxxx

xxxxxxxxti

tti x

CADxCADCQCQtMM

(12)


60

ku )/( 30

TLQx është rrjedhja në pikën x0.

Në qoftë se ekuacioni i mëparshëm është ndarë sipas vëllimit dhe intervalit të kohës ∆t, atëherë rezulton ekuacioni i mëposhtëm një dimensional:

xCvCv

xcCD

xCD

tCC xxxxxxx

xxx

xxti

tti

00000

0

0

0

(13)

Duke marrë në limit asymptotic ∆t → 0 dhe ∆x → 0, ekuacioni i adveksion-difuzionit një dimensional rezulton:

vCxx

CDxt

C

(14)

Duke shtuar termat e transportit në drejtimin y dhe z do të merret modeli tre dimensional[97]. Duke marrë përsëri (kufijtë) në limit asymptotic do të arrihet në ekuacionin tre dimensional të adveksion – difuzionit:

),(2

2

2

2

2

2

tCfSzCv

zCD

yCv

yCD

xCv

xCD

tC

Rzzyyxx

(15)

me koefiçientët e dispersionit Dj të përcaktuar për çdo drejtim. Në qoftë se termat e burimit ‘S’ dhe ‘fR’ shtohen si janë treguar në ekuacionin e mësipërm (15), fitohet i ashtuquajturi ekuacioni i reaksionit të adveksion-difuzionit. Kushtet e tjera paraqesin:

Shkarkimet ose ‘ngarkesa e mbetjeve’ (S): këto terma janë hyrjet burim shtesë të ujit ose të masës. Si terma shumë të kërkuara të burimit ato mund të shtohen në ekuacionin (15). Kjo mund të përfshijë lumenj të vegjel, shkarkimet e industrive, impiantet e trajtimit të ujrave të zeza, rrjedhjet e vogla të mbetjeve e kështu me rradhë.

Termat e reaksioneve ose ‘të proçeseve ‘ (fR). Proçeset mund të ndahen në proçeset fizike dhe në proçeset e tjera.

Shembuj të proçeseve fizike janë:

Tretësira e lëndës pezull;

Lëvizja e ujit që nuk ndikon në përbërjen e substancave kimike, të tilla si

Avullimi

Volatilizimi i vetë substancave në sipërfaqe të ujit


61

Shembuj të proçeseve të tjera janë:

Bashkëveprimin biokimik si amoniumi dhe oksigjeni në formimin e nitriteve;

Rritja e algave (prodhimi parësor);

Reaksionet kimike; Shumë nga reaksionet ndikojnë në rritjen ose uljen e përqëndrimeve të përbërësve, ato janë zakonisht të paraqitura nga kinetika e rendit të parë që merr normat e reaksionit dhe janë proporcionale me përqëndrimin e përbërësve. Ndërsa kinetikat e rendit të lartë mund të jenë të sakta në situata të caktuara, parashikimet e përqëndrimeve të përbërsve të bazuara në kinetikat e rendit të parë zakonisht janë të pranueshme për sistemet ujore natyrore[109].

Për të vlerësuar përhapjen e ndotësve kimikë, organikë, inorganikë apo mineralë të tretur në një mjedis ujor, është e domosdoshme që të parashikohen metoda të bazuara në modelet matematikore të transportit të difuzion – konveksionit. Për të përshkruar proçeset e transportit duhet të merren parasysh mekanizmat e difuzionit dhe të konveksionit, dhe kjo bëhet nëpërmjet zgjidhjes dhe përdorimit të ekuacionit të difuzion konveksionit.

4.5.3 Shprehja matematikore e ekuacionit të difuzion-konveksionit

Ekuacioni i difuzion konveksionit është një ekuacion parabolic i diferencave të pjesshme i cili përshkruan fenomenet fizike në të cilin pjesëza (grimcat) ose energjia (ose quantity të tjera fizike) janë transferuar brenda sistemit fizik nëpërmjet dy proçeseve: difuzionit dhe konveksionit. Në formën e tij të thjeshtë (kur koefiçienti i difuzionit dhe shpejtësia e konveksionit janë konstante dhe kur nuk ka burime apo gropa) ekuacioni merr formën[75][76]:

ccDtc

2

(16)

Dy termat në anën e djathtë përfaqësojnë proçese të ndryshme fizike, i pari i korespondon difuzionit ndërsa i dyti përshkruan konveksionin ose adveksionin i cili është ekuacioni që gjithashtu është njohur si ekuacioni i adveksion-difuzionit. Më tej c është variabla e interesit (perqendrimi i specieve për transportin e masës, T për transferimin e nxehtësisë), konstantja D është difuziteti për transferimin e species ose të nxehtësisë, dhe v është vektori i shpejtësisë.

Ekuacionin e difuzion–konveksionit në R2 po e shkruajmë në trajtën[10]:

2

2

2

2

yD

xD

yu

xu

t yxyx

+ q (17)


62

ku:

(x,y) – koordinatat sipas boshteve x dhe y;

T – koha;

Ф – përqëndrimi, Ф = Ф (x,y,t);

q - densiteti i burimit;

U – vektori i shpejtësisë me komponentë ux dhe uy, përkatësisht sipas boshteve koordinative 0X dhe 0Y;

D – tensori i koefiçientit të difuzionit, y

x

DD

D0

0 , ku Dx dhe Dy janë

komponentët kryesore përkatësisht sipas 0X dhe 0Y.

Në rastin e veçantë, kur problemi është i vendosur dhe densiteti i burimit është q = 0 atëherë:

0),,(

t

yx , dhe ekuacioni (17) merr trajtën:

02

2

2

2

yu

xu

yD

xD yxyx

(18)

Në kushtet kur mjedisi është izotrop në lidhje me difuzionin, DDD yx , ekuacioni (18) shkruhet:

02

2

2

2

yu

xu

yD

xD yx

(19)

Për zgjidhjen e këtij ekuacioni mund të përdoren metoda të ndryshme si: metoda e elementeve të fundme, Galerkin etj., skemat e shtjelluara e të pa shtjelluara të tipit të Eulerit, Crank-Nicolsonit të diferencave të fundme etj[10][33][34].

c- Zgjidhja e EDK me skemën e pashtjelluar të Crank – Nicolsonit

Sipas skemës me diferenca të fundme qëndrore me pesë pika në hapësirën me dy përmasa (Figura 27), ekuacioni (18) përafrohet në trajtën[75]:


63

2

11111,

11,

2

1,1

11,1

1,1

1,1,1

,1,1,

2

22

22 yyu

xxut

nnij

ny

nji

nji

y

nji

nij

njix

nji

nji

x

njin

jijiji

21,1,

2,1,1,1,1, 1,1,

2

22

21

2 yyu

xxut

nnij

ny

nji

nji

y

nji

nij

njix

nji

nji

x

nji jiji

ku θ- koeficienti Crank – Nicolson 0 ≤ θ ≤ 1

nji

nji ,1

, , janë përkatësisht përqëndrimet në pikën (i,j), përkatësisht në kohën n Δt dhe (n+1) Δt, ku Δt – intervali elementar i proçesit.

yx , është difuziviteti, përkatësisht sipas drejtimit 0X, 0Y;

- densiteti i fluidit. Supozojmë që mjedisi është izotrop:

yx (21)

Në qoftë se parametri θ = ½ atëherë:

2

11111,

11,

2

1,1

11,1

1,1

1,1

,1

,

1,1,2

2

2222

1

yyu

xxut

nnij

ny

nji

nji

y

nji

nij

njix

nji

nji

xn

jin

ji

jiji

21,1,

2,1,1,1,1, 1,1,

2

22

222 yyu

xxut

nnij

ny

nji

nji

y

nji

nij

njix

nji

nji

x

nji jiji

ose në mënyrë të përmbledhur:

(23)

(24)

ku

(25)

Në qoftë se shënojmë:

(26)

(20)

(22)

1,1

1,

1,1 12

njixx

njixxx

nji BABBA

nji

njniyy

njiyyyji BABBA ,

11,

1,1, 2

122 yx BBa

xx BAa 3

,2 x

tuA xx

,

2 ytu

A yy

,2x

tDB xx

,2y

tDB y

y

xx BAa 1


64

Atëherë ekuacioni i mësipërm shkruhet:

nji

nji

nji

nji

nji

nji aaaaa ,

11,5

11,4

1,13

1,2

1,11

(27)

Ku ia , i = 1, 2 ,3 4, 5 janë koefiçientë që varen nga vetitë gjeometrike dhe fizike të sistemit.

Më poshtë do të paraqesim disa rezultate me skemën e sipërpërmendur të zgjidhjes së metodës me diferenca të fundme në një R2 dhe disa zbatime të saj në studimin e proçeseve të difuzion –konveksionit në lumenj dhe në kanale.

Figura 27. Skema me pesë pika në një sipërfaqe dy përmasore

4.5.4 Modelimi i transportit të ndotësve

Për të vlerësuar impaktin mjedisor të ndotjes, modelet matematikore luajnë një rol të madh në parashikimin e nivelit të ndotjes në rajonet të marra në konsiderate. Ky studim analizon modele të ndryshme matematikore duke përfshirë ndotësit e ujrave. Ne gjithashtu japim një skemë implicite qendrore të diferencave në hapësire dhe një metode forward diference në kohë për vlerësimin e ekuacionit të përgjithshëm të transportit[2][33].

Përshkrimi i transportit të ndotësve kërkon zgjidhjen e ekuacionit për ujrat e ngopur dhe ekuacionin e konveksion-dispersion-reaksion për transportin e ndotësve në mjedis poroz. Për zonat e ngopura nënujore, transporti i ndotësve është supozuar (i pavërtetë) të jetë ekuacion izotermal dhe nuk është i domosdoshëm ekuacioni i ekulibrit të nxehtësisë. Ekuacioni i modelit të transportit të ndotësve mikroskopike është zhvilluar duke përdorur një element të vogël përfaqësues të vëllimit nënujor[53][54[55].

yy BAa 4

yy BAa 5


65

Në Aneks A, jepen modelet matematikorë të transportit të ndotësve.

Të gjitha këto modele të transportit të ndotësve zgjidhen me ekuacionin e difuzion-konveksion. Ky studim merr në shqyrtim modele të ndryshme matematikore të cilat mund të përdoren në simulimin e shpërndarjes së ndotëseve në mjediset ujore: Në këtë studim ne shqyrtojmë zgjidhjen numerike, nëpërmjet metodës qendrore të diferencave të fundme, në modelin e transportit 2 dimensional.

Këtu është zbatuar zgjidhja e ekuacionit të difuzion konveksionit me skemën e pashtjelluar në plan të Crank-Nicolson.

4.5.4.1 Shpërndarja e ndotësit në lum, zbatim i Crank-Nicolson plan

Konsiderojmë sipërfaqen e lumit si një domain 2 dimensional, drejtkëndor, me koordinata (x,y), i cili përmban përqëndrim mesatar të ndotjes C. Kështu paraqitja e qëndrueshme e shpërndarjes së tij (steady state) mund të jepet nga ekuacioni:

ScDc .. (28)

ku: S- është burimi i ndotjes së ndotësit, v- është shpejtësia horizontale dhe D- është koefiçienti i difuzionit.

Ky problem është përfaqësuesi i problemit të difuzionit-konveksion në qoftë se D është e pavarur nga C.

Jepet një zonë plane të mbyllur izotrope në të cilin proçesi i difuzion-konveksionit është i qëndrueshëm:

Të dhënat e modelit: 01.0,1.0,1.0,1.0,1 tyxyx Kushtet kufitare dhe shpejtësitë jepen në tabelë (tabela 4-4):

Tabela 4-4. Kushtet kufitare dhe shpejtësitë e rrjedhjes së fluidit

Nyja Ф ux uy Nyja Ф ux uy Nyja Ф ux uy Nyja Ф ux uy

1 0 1 0 6 0.2 1 1 11 0.4 2 2 16 0.6 3 0

2 0 1 0 7x x 1 1 12x x 2 2 17 0.8 3 0

3 0 1 0 8x x 0 1.4 13x x 0 2.3 18 1 0 0

4 0 1 0 9x x -1 1 14x x -2 2 19 0.8 -3 0

5 0 1 0 10 0.2 -1 1 15 0.4 -2 2 20 0.6 -3 0

Kushtet fillestare 20,1 ifi i

001 00

2 003 00

4 005 2.00

6 007 00

8 009 2.00

10

4.0011 00

12 0013 00

14 0015 6.00

16 8.0017 10

18 8.0019 6.00

20

Zgjidhje analitike


66

VIVIVIIIIIIiq ii

,,,,,

0195

01536346251

0185524635241

0175

011141445342

044

01033653221

034255332211

024

0611452312

VIVIVIVIVIVI

VVVVVV

IVIVIVIVIVIV

IIIIIIIIIIIIIIIIII

IIIIIIIIIIII

IIIIII

aaqxaxaxaaqxaxaxaxa

aaqxaxaxaaaqxaxaxa

aqxaxaxaxaaaqxaxaxa

Shënojmë indekset e të panjohurave 7,8,9, 12,13,14 përkatësisht 1,2,3,4,5,6. Këto të fundit në figurë (Figura 28) janë shënuar me I, II, II, IV, V, VI.

Figura 28. Përcaktimi i nyjeve

Sistemi i ekuacioneve në nyjet I, II, II, IV, V, VI është:

Ky sistem shkruhet: Korespondenca

VIVIVIIIIII

6666565436321

565655545432521

4654544432141

3616543322311

265254323222121

1654143212111

00000

000000

00000

bxaxaxxaxxbxaxaxaxxax

bxxaxaxxxabxaxxxaxax

bxxaxxaxaxabxxxaxxaxa

146

135

124

93

82

71

xxxxxxxxxxxx

Ekuacioni I Ekuacioni II Ekuacioni III Ekuacioni IV Ekuacioni V Ekuacioni VI

Nyja 7 Nyja 8 Nyja 9 Nyja 12 Nyja 13 Nyja 14


67

666563

56555452

46454441

363331

25232221

141211

0000000

00000000

aaaaaaaaaaaaaa

aaaaaaa

6

5

4

3

2

1

xxxxxx

=

6

5

4

3

2

1

bbbbbb

Algoritmi

1. Të dhënat - yxtyx ,,,, (nuk varen nga nyjet)

- kkkkkkkkkkkkkk2019181716151110654321

k = 1,2 ,3............ (kushtet kufitare)

- 020

03

02

01 ,, (kushtet fillestare)

- 20321 ,, xxxx uuuu (shpejtësia horizontale)

- 20321 ,, yyyy uuuu (shpejtësia vertikale)

2. Llogaritjet e madhësisë për hapin k = 1

- 2xtdd x

2ytdd y

(nuk varen nga kufijtë)

- xtuc xx ytuc yy (për çdo pikë 20,1 )

- 21 21x

ua xx

s

24 21y

ua yy

s

222 yxta yxs 25 21

yua y

ys

23 21x

ua xx

s

t

Q si

si

6,1s

3. Llogaritja e matricës së sistemit; 4. Llogaritja e vektorit të termave të lira; 5. Zgjidhja e sistemit; 6. Përsëritja e proçedurës për hapa të tjera k = 2,3,.......duke filluar nga pika 2. MATLAB

Skema e pashtjelluar e Crank-Nicolsonit, zgjidhja analitike e saj është zbatuar për modelimin e ekuacionit të difuzion-konveksionit në programin MATLAB dhe në C++[62][80].


68

Në këto programe vlerat e parametrave të ndryshme janë të ndryshueshme.

Rezultatet e zgjidhjes në code C++ jepen në tabelën B-22 (Aneks B), ndërsa në Pjesën II, Rezultate dhe diskutime jepet paraqitja grafike e kësaj zgjidhjeje.

Për modelin në code MATLAB të dhënat janë të paraqitura më poshtë:

Të dhënat bazë fillestare Tipi i modelit: 2D Substanca ndotëse: PO4 mg/l Kushtet kufitare të poshtme: Klasike Përafrimi i përllogaritjeve Numri i përgjithshëm i nyjeve: n=56 (m=1), x=8 Numri i nyjeve përgjatë y=7 Koefiçienti që përcakton hapin e kohës dt = 0.1 Të dhënat dinamike të domain: Shpejtësia mesatare: vx= 0.535710

vy= 0.836240 Parametrat e ujit: faktorët mesatare të difuzionit: Dx= 0.55250 Dy=0.52250 Përqëndrimi mesatar: CC=0.04318 Janë:

Burime= 1 Burim pikësor (Pika e burimit e palëvizshme)

Ndotësi konservativ që nuk pëson ndryshim në reaksione kimike

Rezultatet e simulimit me MATLAB jepen në tabelën B-23 (Aneks B) dhe në figurat 218 dhe 219 në Pjesën II, Rezultate dhe diskutime.


69

PJESA II – REZULTATE DHE DISKUTIME

5. Vendmarrjet e provave dhe stacionet e monitorimit Në figurën 29, jepet harta me pikat e përcaktuara të vendmarrjes së provave ujore. Për çdo stacion monitorimi koordinatat u matën me GPS (Tabela 4-1, Pjesa I, 4. Metodat dhe Materialet).

6. Interpretimi i rezultateve të analizave Në tabelat B-1 deri B-9 (Aneks B) jepen rezultatet e analizave për të gjithë parametrat fiziko – kimikë, ushqyesit dhe parametrat bakteriologjike; këtu saktësohen stacionet e monitorimit me kodet e tyre, numri i ekspeditave, treguesit e parametrave me njësitë e tyre, vlerat minimale dhe maksimale sipas stacioneve për çdo parametër të analizuar dhe monitoruar. Sipas këtyre të dhënave, janë ndërtuar edhe grafikët e monitorimit të parametrave (Figura nga 55 deri në 66) si dhe histogramat e figurave nga 30 deri 54 që shprehin ecurinë e vlerave mesatare për të gjithë stacionet e pellgut të Ishmit, vlerat maksimale dhe minimale të pH-it, temperaturës, oksigjenit të tretur, kripshmërisë, lëndës pezull, nevojës kimike për oksigjen, nevojës biologjike për oksigjen, përcjellshmërisë, amoniumit, nitriteve, nitrateve, fosfateve, fosforit total dhe parametrave bakteriologjikë.

Vlerësimi i cilësisë së ujërave të lumenjve dhe krahasimi i vlerave të parametrave kimikë me normat paraqet vështirësi sepse në literaturë jepen kritere të ndryshme klasifikimi në varësi të vendit dhe të mënyrës së përdorimit të ujërave. Për vlerësimin e cilësisë së ujërave të lumenjve kemi përdorur 5 burime të standarteve dhe normave të lejuara:

(i) “Kriteret e Cilësisë Mjedisore” të Institutit për Studimet e Ujërave të Norvegjisë dhe të Autoritetit të Kontrollit të Ndotjeve të Norvegjisë të vitit 1997 (Bratli, 2000);

(ii) Direktivën e Komisionit Europian CEE/CEEA/CE 78/659 për cilësinë e ujërave të ëmbëla për rritjen e peshqve (BMZ, 1995);

(iii) Klasifikimi i cilësisë së ujërave sipas UNECE, për të treguar ndikimin e shkarkimeve urbane;

(iv) Bakteriologjike, klasifikimi sipas normave të ndotjes baktereologjike (MMPAU 2009).

(v) Klasat ushqyese sipas Rott et al., 1999 Rezultatet e analizave janë ruajtur (krijimi i bazës së të dhënave), përpunuar, interepretuar dhe paraqitur duke i ndarë parametrat


70

në tre grupe, parametra fiziko–kimikë, ushqyesit–azoti dhe fosfori, si dhe në parametrat baktereologjike.

Figura 29. Stacionet e monitorimit, pellgu i Ishmit

6.1 Parametrat fiziko-kimikë

Në parametrat fiziko-kimikë që u analizuan janë pH-i, temperatura, përcjellshmëria, lënda pezull, kripshmëria, oksigjeni i tretur në ujëra, NKO dhe NBO5.

Mbi këto vlera mbështeten grafikët e figurave 49 deri 56, ku jepen ecuritë e parametrave fiziko-kimikë në ujëra sipas ekspeditave të monitorimit për çdo stacion.

Në figurat nga 30 deri në 43 janë paraqitur grafikët e ecurisë së vlerave mesatare të parametrave fiziko-kimikë, në ujrat e pellgut të Ishmit sipas çdo stacioni monitorimi, për të katër ekspeditat, si dhe grafikët e vlerave maksimale dhe minimale në këto stacione.

6.1.1 Temperatura

Vlera e temperaturës, për të katër ekspeditat varion nga 11°C në st - L1, për periudhat E1dhe E4; në st - T1 për periudhën E4 deri në 23°C në st - L3 për periudhën E2 (Figura 55).

Vlera mesatare e temperaturës varion nga 13.25°C në st - L1 deri në 20.25°C në st - Ish3. Sipas grafikut (Figura 30), temperatura mesatare pëson rritje të dukshme përgjatë rrjedhës, në drejtim të perëndimit, kjo rritje vjen si rrjedhojë e kushteve të përgjithshme klimatike të zonës.


71

Sipas grafikut (Figura 31) vlera minimum e është regjistruar në stacionet e L1 dhe T1, duke qenë se janë edhe stacione në rrjedhën e sipërme të lumenjve, ndërsa vlera maksimum është regjistruar në stacionet L3, T3 dhe Ish3.

6.1.2 pH

Vlerat e pH-it luhaten nga 6.31 deri 7.89 (Figura 33); vlerat mesatare luhaten në kufijtë 6.75 deri 7.17 (Figura 32), të cilat janë normale për normat europiane dhe sipas normave të NIVA-s i përkasin klasës I, (pH > 6,5).

Vlera më e ulët mesatare është regjistruar në st - Ish1 = 6.75 dhe vlera më e lartë mesatare në st - Ish3 = 7.17.

Sipas grafikut (Figura 56), minimumi i vlerave është regjistruar në st-T3 për periudhën E4, me vlerë 6.31, mendojmë që kjo vlerë vjen si pasojë e grumbullimit të shkarkimeve të lëngëta urbane gjatë gjithë rrjedhjes së lumit, pasi ai hyn në zonën urbane, megjithatë kjo vlerë e ulët e pH-it nuk përbën ndonjë rrezik për mjedisin. Maksimumi i vlerave 7.89, është regjistruar në st-Ish2 për periudhën E3.

6.1.3 Kripshmëria

Vlerat e kripshmërisë variojnë nga 0.049 g/kg në st - T1 për periudhën E3 deri në 0.3 g/kg në st - Ish1, st - Ish2, st - Ish3 për periudhën E3, (Figura 57). Nuk ka asnjë normë nga Bashkimi Europian për kripshmërinë, mungon gjithashtu edhe norma kombëtare.

Në grafikun e ecurisë së vlerave mesatare, figura 34, vemë re se vlerat mesatare variojnë nga 0.071 g/kg në st - T1 deri në 0.243 g/kg në st – Ish1. Vihet re që në tre stacionet e fundit të monitorimit (Ish1, Ish2, Ish3), që janë edhe stacionet më pranë perëndimit kemi një trend rritjeje të vlerës mesatare të kripshmërisë (≈ 0.2 g/kg) kjo për dy arsye: e para është grumbullimi i mbetjeve të lëngëta urbane nga bashkimi i Lanës me lumin e Tiranës dhe shkarkimi i tyre në Ishëm, arsyeja e dytë është se lumi i Ishmit shkon drejt grykëderdhjes në detin Adriatik, dhe për shkak të proçesit të difuzionit kemi dhe vlera të larta të mesatares së kripshmërisë.

Në fgurën 35 vihet re që st - L1 me 0.074 g/kg për periudhën E3 dhe st - T1 me vlerë 0.049 për periudhën E3, kanë vlera më të ulëta të kripshmërisë, ndërsa vlerat maksimale regjistrohen në tre stacionet e fundit Ish1, Ish2, Ish3 0.3 g/kg për periudhën E2 dhe E3. Me rrjedhjen e ujrave përgjatë zonës urbane rritet edhe kripshmëria e ujrave, në stacionet T2, T3, L2, L3, këto vlera janë më të larta në periudhat me më pak reshje (periudhën e thatë).


72

6.1.4 Lënda pezull

Vlerat e lëndës pezull sipas ekspeditave variojnë nga 10 mg/l në st-T1 për periudhën E4 deri në 221 mg/l në st-T3 për periudhën E2(Figura 58).

Vlerat e mesatares vjetore variojnë nga 54.1mg/l në st - L2 deri në 107.9 mg/l në st-T3 (Figura 36). Vlerat maksimale dhe minimale jepen në figurën 37.

Përmbajtja e lëndëve pezull përbën problem kritik për gjithë pellgun e Ishmit; si shihet nga rezultatet (Aneks B) vlerat mesatare kalojnë çdo kufi; sipas klasifikimit të NIVA-s , kufiri për cilësinë e klasës V është 10 mg/l, ndërsa sipas Direktivës së BE vlera e detyrueshme duhet të jetë nën 25 mg/l.

Përmbajtja shumë e lartë e lëndës pezull tregon turbulli të lartë të ujërave; kjo shkakton pengimin e fotosintezës, uljen e përmbajtjes së oksigjenit në ujra dhe për rrjedhojë zhvillimin jo normal të florës, faunës ujore, dhe ndikojnë drejt për drejt ose tërthorazi në vetë shëndetin e njeriut. Këto ujëra janë me pasoja për botën e gjallë të deltës së lumenjve dhe lagunave pranë tyre. (pranë grykëderdhjes së Ishmit është laguna e Patokut), gjithashtu, ato ulin cilësinë e ujit për përdorim industrial, bujqësor (për vaditje) si dhe për vetë njeriun. Ujërat e turbullta bëhen edhe jo tërheqës duke ulur vlerat shlodhëse dhe turistike të peisazheve lumore

Shkaku i vlerave të larta të lëndës pezull në lumenj është erozioni shumë lartë i tokave. Faktorë natyrorë, të tillë si faktorët gjeografikë (pjerrësia mesatare e territorit mbi 27%), gjeologjikë (formacione shkëmbore sedimentare), klimatik (1’353 mm rreshje dhe me intensitet të lartë), hidrologjik si dhe faktorë human të tillë si: shpyllëzimet, bujqësia intensive, tarracimet etj., e kanë nxitur shumë këtë dukuri. Sipas disa studimeve, erozioni në lumenjtë e ultësirës perëndimore të Shqipërisë është mesatarisht 20 ton/ha në vit ose 1.5 mm shtresë toke. Vlerësohet se rreth 60 milionë tonë lëndë të ngurta shkarkohen çdo vit në det nga lumenjtë (Kovaçi, 2002).

6.1.5 Përcjellshmëria

Në normat europiane nuk jepen kufij të cilësisë së ujërave në lidhje me përcjellshmërinë elektrike. Si shihet nga figura 59, në përgjithësi ka rritje të përcjellshmërisë përgjatë rrjedhës së lumit Ishëm. Përcjellshmëria e ujërave paraqitet më e lartë në periudhat me rreshje të pakta, fenomen ky që shpjegon mjaft mirë që në periudhën e lagët (me shumë rreshje, nëntor - prill) rritet shumë tretshmëria e kriprave, prandaj dhe vlerat e përcjellshmërisë janë më të ulëta. Vlerat e përcjellshmërisë variojnë nga 633 μS/cm në


73

st -Ish2 për periudhën E4 deri në 754 μS/cm në st - Ish1 për periudhën E2.

6.1.6 O2 i tretur

Përmbajtja e oksigjenit të tretur është parametër cilësor shumë i rëndësishëm, që përcakton ‘gjendjen shëndetësore’ të ujërave; kjo, sepse përmbajtja e tij përcakton sasinë dhe tipet e gjallesave në një mjedis ujor. Vlerësohet se peshqit nuk mund të jetojnë në ujërat me përmbajtje të oksigjenit të tretur nën 4 mg/l, ndërsa ujërat me përmbajtje nën 2 mg/l konsiderohen me shkallë eutrofikimi shumë të lartë dhe tepër të ndotura.

Rezultatet jepen në Aneks B dhe paraqiten në grafikun e monitorimit (Figura 60). Vlerat e oksigjenit të tretur variojnë nga 4.03 mg/l në st - L2 për periudhën E4 deri në 7.64 mg/l në st - L1 për periudhën E1. Nga grafiku figura 38 vihet re që për të gjithë ekspeditat vlerat mesatare më të larta të oksigjenit të tretur janë në dy stacionet e rrjedhjes së sipërme të pellgut në L1 dhe T1, kjo si rezultat i mosndikimit në këto ujra të aktivitetit antropogjen.

Mesataret e vlerave nga stacioni në stacion paraqesin një trend të uljes së vlerave në drejtim të rrjedhës nga zonat e parandotjes drejt bregdetit. Vlerat mesatare variojnë nga 4.747 në st – Ish1 deri në ato më të larta në st - L1 me 6.76 mg/l dhe në st - T1 me 6.91 mg/l. Këto vlera të larta të oksigjenit të tretur në këto stacione shpjegohen me faktin që këto stacione janë jashtë zonës së urbanizimit, akoma nuk kanë ndikimin antropogjen. Më pas vihet re një ulje e vlerave në stacionet që hyjnë në zonën urbane dhe përgjatë gjithë rrjedhjes që përshkon qytetin, në stacionet L2, L3 dhe T2, T3. Vlera më e ulët vihet re në stacionin Ish1 ne mendojmë si pasojë e bashkimit të ujrave të lumit të Lanës me atë të Tiranës. Nga figura 32 vihet re një rritje e vlerave mesatare nga st - Ish1 në st - Ish2 dhe më pas në st - Ish3. Kjo shpjegohet për dy arsye: e para është aftësia vetëpastruese e ujrave dhe arsyeja e dytë është se rrjedha e ujit po i afrohet grykëderdhjes në Adriatik.

Sipas grafikut (Figura 39) vlera minimale rezulton në St-L2 dhe ajo maksimale në st-L1.

Mbështetur në klasifikimin e NIVA-s, cilësia e ujërave të këtyre lumenjve i përkasin klasës V (shumë i ndotur).

Në lidhje me normat e BE-së, ujërat e lumit Ishëm, Tiranë dhe Lanë nuk i plotësojnë ato. Ujërat e Lanës, Ishmit dhe Tiranës duket se janë jashtë normave të lejuara për mbijetesën e peshqve. Shkarkimet e mëdha të mbeturinave të lëngëta urbane në ujërat e tyre shkaktojnë ç’oksigjenim të ujërave duke çuar në zhdukjen e jetës në to.


74

Në lidhje me klasifikimin e UNECE vetëm L1, T1 dhe Ish1 i përkasin klasës II, stacionet e tjera i përkasin klasës III.

6.1.7 Nevoja kimike për okigjen (NKO)

Rezultatet e analizave sipas ekspeditave për çdo stacion monitorimi janë paraqitur në tabelat në Aneks B dhe në grafikun e monitorimit (Figura 61). Sipas këtij grafiku rezultatet e analizave variojnë nga 3 mg/l në st - T1 për periudhën E4 deri në 162 mg/l në st - L3 për periudhën E2.

Sipas grafikut (figura 41) shohim që vlerat minimale janë në st – T1 dhe në st – L1 me 6 mg/l, ndërsa vlerat maksimum në stacionet e poshtme të lumit të Lanës (zona urbane) me 137 mg/l në st – L2 dhe në st – L3.

Vlerat mesatare variojnë nga 14 mg/l në st - T1 deri në 103 mg/l në st - L2 (Figura 40). Vihet re që ashtu si tek oksigjeni i tretur në dy stacionet L1 dhe T1 të rrjedhjes së sipërme të lumenjve, vlera e NKO-s është shumë e ulët, kjo gjithmonë për arsyen se akoma rrjedha e ujrave të këtyre lumenjve nuk ka hyrë në zonën e banuar, kështu që edhe ndikimi antropogjen është më i vogël, madje i papërfillshëm. Vëmë re një rritje të mënjëhershme të vlerave mesatare në stacionet L2 dhe L3, që shpjegohet me faktin se në këtë segment ujrat e Lanës grumbullojnë pjesën më të madhe të shkarkimeve të kolektorëve urbane të qytetit të Tiranës, duke përfshirë atë të Lagjes Nr 6 Kombinat, të zonës së Yzberishtit dhe të zonave periferike suburbane.

Sipas klasifikimit të UNECE të ndikimit të shkarkimeve urbane T1 i përket klasës III, L1 i përket klasës IV, ndërsa të shtatë stacionet e tjera i përkasin klasës V.

6.1.8 Nevoja biologjike për oksigjen (NBO5)

Nga tabelat e rezultateve (Aneks B) dhe sipas grafikëve të figurave 43 dhe 62 vihet re që vlerat variojnë nga 2 mg/l në st - L1 për periudhën E1, st - T1 për periudhën E1, në st - T1 për periudhën E3 deri në 95 mg/l në st - L3 për periudhën E4.

Vlerat mesatare variojnë nga 4.75 mg/l në st - T1 deri në 65 mg/l në st - L3 (Figura 42). Përgjithësisht vihet re se në dy stacionet e parë L1 dhe T1 ashtu si edhe tek NKO, vlerat e NBO5 janë të ulëta, Vihet re, gjithashtu i njëti trend i ecurisë së vlerave si tek NKO-ja për të njëjtat arsye.

Në lidhje me normat e BE-së , ujërat e lumenjve Ishëm, Tiranë dhe Lanë duket se janë jashtë normave të lejuara për mbijetesën e peshqve.


75

Shkarkimet e mëdha të mbeturinave urbane në ujërat e tyre shkaktojnë ç’oksigjenim të ujërave, duke rritur kështu nevojën biologjike për oksigjen.

Në lidhje me klasifikimin sipas UNECE këto ujra sipas stacioneve klasifikohen T1 Klasa II, L2 i përket klasës III, T2 i përket klasës IV, ndërsa T3, L2, L3, Ish1, Ish2, Ish3 i përkasin klasës V (shumë të ndotura).

Figura 30. Ecuria e vlerave mesatare të temperaturës (ºC)

Figura 31. Vlerat maksimale dhe minimale të temperaturave (ºC)


76

Figura 32. Ecuria e vlerave mesatare të pH

Figura 33. Vlerat maksimale dhe minimale të pH.


77

Figura 34. Ecuria e vlerave mesatare të kripshmërisë (g/kg)

Figura 35. Vlerat maksimale dhe minimale të kripshmërisë


78

Figura 36. Ecuria e vlerave mesatare të lëndës pezull (mg/l)

Figura 37. Vlerat maksimale dhe minimale të lëndës pezull (mg/l)


79

Figura 38. Ecuria e vlerave mesatare oksigjenit të tretur (mg/l)

Figura 39. Vlerat maksimale dhe minimale të oksigjenit të tretur (mg/l).


80

Figura 40. Ecuria e vlerave mesatare NKO (mg/l)

Figura 41. Vlerat maksimale dhe minimale të NKO (mg/l)


81

Figura 42. Ecuria e vlerave mesatare NBO5 (mg/l)

Figura 43. Vlerat maksimale dhe minimale të NBO5 (mg/l)


82

6.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori

Ushqyesit që u analizuan për azotin janë nitratet, nitritet dhe amoniumi, ndërsa për fosforin janë fosfatet dhe fosforit total.

Mbi rezultatet e analizave (Aneks B) janë ndërtua grafikët e monitorimit të figurave nga 63 deri në 61. Po ashtu në këto tabela jepen edhe vlerat maksimum dhe minimum të rezultateve. Në histogramat e paraqitura në figurat nga 44 deri në 54 jepet ecuria e vlerave mesatare, minimale e maksimale të ushqyesve.

6.2.1 NH4+

Kërkesat për përmbajtjen e amoniumit në ujërat natyrore janë mjaft rigoroze. Ndonëse vetë joni amonium (NH4+) nuk është helmues për peshqit, ai bëhet i tillë kur kalon në amoniak (NH3). në ujërat e pandotura vlerat e amoniumit janë rreth 0,015 mg/l NH4+-N; në përqëndrime të amoniakut mbi 0,025 mg/l ndërpritet rritja e troftës, dhe në përqëndrime mbi 0,25 mg/l ndodh zhdukja e saj. Rrezik paraqesin sidomos ujërat që përmbajnë NH4+-N mbi 1 mg/l.

Sipas rezultateve të analizave (tabela Aneks B) dhe grafikut (figura 46 dhe 63) vlerat variojnë nga 0.011 mg/l në st – T1 për E4 deri në 19.84 mg/l në st – T3 për E4.

Vlerat mesatare variojnë nga 0.043 në st - T1 deri në 16.387 mg/l në st - L3 (Figura 45). Ujrat e të gjithë stacioneve të pellgut janë të ndotura për rritjen e troftës, përjashtim bëjnë st-T1 dhe në st-L1 ku vlerat mesatare variojnë nga 0.04 mg/l në 0.37 mg/l.

Përqëndrimi mesatar i amoniumit për 36 matjet e kryera gjatë këtij monitorimi rezulton 8,622 mg/l, që është rreth trembëdhjetë herë më i lartë se vlera mesatare e raportuar për 580 stacionet e lumenjve europianë (0,66 mg/l). Në shkallën e kalimit të jonit amonium në amoniak ndikon drejtëpërdrejt vlera e pH-it të ujit. Në figurën 38 është paraqitur varësia e përqindjes së amoniakut në ujë nga përmbajtja e jonit amonium dhe pH-it, nxjerrë sipas ‘Laboratorit Aquamerck Kompakt’ për analizën e ujërave. Në pH 8,5 dhe temperaturë 25°C rreth 40 % e NH4+ kalon në NH3, që do të thotë se për ujërat me përmbajtje të amoniumit mbi 0,6 mg/l arrihen vlera të amoniakut vdekjeprurëse për peshqit.

Nga ecuria e vlerave mesatare në grafikun (Figura 39), të gjithë stacionet e monitoruar e kalojnë kufirin 0,16 mg/l të amoniumit për ujërat ciprinide dhe salmonide sipas Direktivës së BE përveç st - T1 (vlera mesatare = 0.04 mg/l) që plotëson kushtin për ujrat salmonide.


83

Sipas UNECE - Klasifikimi i cilësisë së ujërave nga ndikimi i shkarkimeve urbane stacionet L1 dhe T1 i përkasin klasës I, st - T2 klasa II, st - Ish2; st - Ish3 klasa III, st - L2; st - T3; st - Ish1; klasa IV, st - L3 klasa V. Ky klasifikim është bërë duke u mbështetur në mesataret e vlerave për çdo stacion. (tabela B-11, Aneks B).

Figura 44. Shkalla e kalimit të NH4+ në NH3 në varësi të pH-it dhe

temperaturës

6.2.2 NO2-

Zakonisht, nuk jepen kufij mbi përmbajtjen e nitriteve në ujërat natyrore. Sipas NIVA niveli i rekomanduar për ujrat salmonide është <0.01 mg/l, ndërsa për ujrat ciprinide është <0.03 mg/l. Megjithatë, nivelet mbi 0,1 mg/l mund të shkaktojnë dëmtime për peshqit, në varësi edhe të kohëzgjatjes së ekspozimit (Merck). Përmbajtja e nitriteve është tregues i ndotjeve nga shkarkimet e ujërave të zeza[26][14].

Siç mund të shihet nga grafikët (figurat 48 dhe 65), vlerat variojnë nga 0.0019 në st – Ish2 për periudhën E3 deri në 0.234 në st – L2 për periudhën E1.

Përsa i përket vlerave mesatare, nivele të larta janë matur në ujërat e lumit Lana (st - L2, vlera mesatare 0.104 mg/l); padyshim, kjo gjendje shkaktohet nga shkarkimet e ujërave të zeza të qytetit të Tiranës dhe të komunave rreth saj (Figura 47). Përmbajtje shumë më të ulëta janë matur në ujërat e stacionit T1 me vlerë mesatare 0.006 mg/l.

Sipas NIVA-s vetëm stacioni T1 i plotëson kushtet për ujrat ciprinide, ndërsa të 8 stacionet e tjera të pellgut të Ishmit nuk i plotësojnë këto kushte.


84

6.2.3 NO3-

Në literaturë ka vlerësime të ndryshme në lidhje me vlerat kufi të nitrateve në ujërat natyrore. Sipas rezultateve të analizave nga tabelat (Aneks B) dhe grafikut të paraqitur në figurën 65 vlerat variojnë nga 0.075 mg/l në st - T1 për periudhën E3 deri në 0.982 mg/l në st-L2 për periudhën E2.

Nga grafiku (Figura 49) vihet re që vlerat mesatare variojnë nga 0.201 mg/ l në st–Ish2 deri në 0.698 mg/l në st-L2.

Vlerat më të larta të nitrateve janë në stacionet që përshkojnë qytetin st-T2, st-T3 dhe st-L2, st-L3. Vlerat e ulëta të nitrateve në stacionet e Ishmit mendojmë se janë si pasojë e aftësisë vetëpastruese të ujrave (Figura 50).

Sipas klasifikimit të NIVA-s vlerat mesatare të nitrateve për stacionet st-L1, st–L2, st-T2 dhe st–T3 i korrespondojnë cilësisë III dhe IV; vetëm për stacionet e Ishmit (Ish1, Ish2, Ish3) dhe të st-T1 cilësia e ujërave i përket klasës I; vlera mesatare e stacionit st-L3 i përket klasës II.

Duke krahasuar rezultatet e nitrateve me normat e Direktivës së BE, ujërat e pellgut të Ishmit kanë përmbajtje të nitrateve që i tejkalojnë shumë nivelet e rekomanduara. Megjithatë, mesatarja e vlerave të nitrateve në ujërat e pellgut të Ishmit 0.393 mg/l është mjaft më e ulët se përmbajtja mesatare e gjetur në 654 stacione të lumenjve europianë: 2,63 mg/l.

Krahasuar rezultatet e tabeles B-11 (Aneks B) (mesataret e çdo stacioni) me klasifikimin e cilësisë së ujërave sipas UNECE për ndikimin e shkarkimeve urbane të 9 stacionet e monitorimit i përkasin klasës I.

Përmbajtja e nitrateve në ujërat e lumenjve mendojmë se është kryesisht me origjinë urbane dhe bujqësore (nga shkarkimet e lëngëta urbane, blegtorale dhe plehrat bujqësore); këto përfundojnë në ujëra nga shpëlarjet dhe erozioni i tokave.

Vlerat e larta të nitrateve në ujëra nxit eutrofikimin, duke nxitur lulëzimin e algave dhe proçeset kalbëzuese; kjo shoqërohet me konsum të oksigjenit të tretur dhe vështirësi të ecurisë së mëtejshme të jetës.

Rrezik shumë i madh është kalimi i nitrateve në ujin e pijshëm kjo ndodh për dy arsye: së pari, në aparatin tretës, nitratet mund të kalojnë në nitrite (kjo ndodh sidomos në fëmijët latantë); këto kanë veti të oksidojnë jonet Fe2+ të hemoglobinës në Fe3+ duke dëmtuar seriozisht aftësinë e hemoglobinës për të lidhur oksigjenin (sëmundja quhet methaemoglobinanemi); së dyti, nitratet mund të


85

çojnë në formimin e nitrozoaminave, të cilat kanë veti kancerogjene.

6.2.4 P_PO43-

Rezultatet e analizave të përqëndrimeve të fosfateve të tretshme janë paraqitur në tabelat B1 deri në B9 (Aneks B), ecuria e të cilave jepet në grafikun e monitorimit (Figura 60). Rritja e përqendrimit të fosfateve mbi vlerat e nevojshme të prodhimit të biomasës përbën rrezik, duke nxitur lulëzimin e algave planktonike dhe kalimin e ujërave në gjendje eutrofike deri edhe distrofike. Burimet kryesore të fosfateve në ujërat natyrore janë detergjentët dhe plehrat fosfatike.

Nga grafikët (figura 52, 66) vleresojmë që vlerat e fosfateve variojnë nga 0.026 mg/l në st-T1 për periudhën E2 deri në 2.116 mg/l në st-L3 për periudhën E2.

Në figurën 51 që tregon ecurinë e vlerave mesatare veçohen dukshëm nga të tjerët stacionet st-L2, st-L3 dhe st-T2, st-T3 në lidhje me përqëndrimet shumë më të larta të fosfateve. Vlerat mesatare variojnë nga 0.046 mg/l në st-T1 deri në 1.839 në st-L3. Për të gjithë stacionet përqendrimet janë më të larta se kufiri 0.2 mg/l i Direktivës së BE për ujërat salmonide dhe 0.4 mg/l për ujërat ciprinide duke i klasifikuar këto ujra jashtë normës për rritjen e peshqve.

Vlera shumë të ulëta të fosfateve janë matur në ujërat e stacioneve st-L1 dhe st-T1, që plotësojnë kushtet për ujrat salmonide dhe ciprinide.

6.2.5 P total

Përmbajtja e fosforit të përgjithshëm konsiderohet si parametër kyç në shumë programe të monitorimit për vlerësimin e gjendjes ushqyese të lumenjve dhe liqeneve.

Grafiku i monitorimit sipas ekspeditave dhe stacioneve jepet në Figurën 67.

Vlerat fosforit total luhaten nga 0.005 mg/l në st-T1 për periudhën E4 deri në 2.14 mg/l në st-L3 për periudhën E2 (Figura 54). Vlerat mesatare variojnë nga 0.035 mg/l në st-T1 deri në 1.761 mg/l në st-L3 (Figura 53).

Për vlerësimin e Ptotal jemi mbështetur në klasifikimin e cilësisë së ujërave sipas UNECE dhe në klasifikimin sipas NIVA.

Vlerat e klasave sipas NIVA-s janë shumë më rigoroze, në të gjithë stacionet e lumenjve Tiranë, Lanë dhe Ishëm ujërat janë shumë të ndotur dhe të gjithë stacionet i takojnë klasës V, përveç një


86

stacioni atij të T1 që i përket klasës IV. Është e qartë se burimet kryesore të fosfateve në ujërat e lumenjve Ishëm, Tiranë dhe Lanë janë shkarkimet urbane të qytetit të Tiranës dhe të komunave që e rrethojnë atë.

Ndërsa klasifikimi sipas UNECE, st-T1 i përket klasës III, st-L1 i përket klasës IV, ndërsa të 7 stacionet e tjera i përkasin klasës V, pra edhe sipas këtij klasifikimi ujrat e pellgut të Ishmit janë të cilësisë shumë të keqe.

Nga sa më sipër për Lanën, Tiranën dhe Ishmin, vlerat ushqyese rriten mjaft duke u përfshirë në klasat eupolitrofe, politrofe dhe hipopolitrofe, duke dëshmuar në këtë mënyrë, për lumenj mjaft të ndotur. Më sipër u diskutua se në ujrat e këtyre lumenjve edhe ushqyesit (nitrite dhe amoniumi) kalojnë kufijtë e normave të lejuara rë BE-së për ujrat sipërfaqësorë. Nga këta lumenj çlirohet erë e pakëndëshme uji, duke treguar përmbajtje të lartë të përbërësve organikë ose kimikateve.


87

Figura 45. Ecuria e vlerave mesatare NH4+-N (mg/l)

Figura 46. Vlerat maksimale dhe minimale të NH4+ (mg/l)


88

Figura 47. Ecuria e vlerave mesatare NO2- (mg/l)

Figura 48. Vlerat maksimale dhe minimale të NO2- (mg/l)


89

Figura 49. Ecuria e vlerave mesatare të NO3- (mg/l)

Figura 50. Vlerat maksimale dhe minimale të NO3- (mg/l


90

Figura 51. Ecuria e vlerave mesatare P-PO4 (mg/l)

Figura 52. Vlerat maksimale dhe minimale të P-PO43- (mg/l)


91

Figura 53. Ecuria e vlerave mesatare Ptotal (mg/l)

Figura 54. Vlerat maksimale dhe minimale të Ptotal


92

6.3 Parametrat bakteriologjikë Rezultatet e analizave bakteriologjike janë shprehur në tabelat nga B-1 deri B9 (Aneks B). Duke u mbështetur në Normat e ndotjes baktereologjike (MMPAU 2009) japim vlerësimin e mëposhtëm (tabela 6-1 deri 6-3.).

6.3.1 Për lumin e Tiranës

Tabela 6-1: Parametrat bakteriologjike për lumin e Tiranës

Koliform Fekale (Mes) Norma e detyrueshme (B/J)

T1: 2.6 x 106 Jashtë norme (J)

T2: 5.6 x106 Jashtë norme (J)

T3: 3x 106 Jashtë norme (J)

Në tabelën e mësipërme (tab.6-1), në të cilën gjendet një krahasim i rezultateve të analizave të treguesve bakteriologjike, dhe specifikisht koliform fekaleve, me normat e detyrueshme të vendosura nga MMPAU për ujrat e larjes, vërehet se në të tre stacionet e monitorimit situata është jashtë normave. Ky vlerësim shpreh nevojën e një ndalimi absolut të përdorimit të ujrave të lumit të Tiranës për larje apo veprimtari të tjera shlodhëse, të paktën në stacionet të marra në shqyrtim.

6.3.2 Për lumin e Lanës

Tabela 6-2: Parametrat bakteriologjike për lumin e Lanës


L1: 1.4 x 105 Jashtë norme (J)



Një krahasim i rezultateve të analizave për treguesit bakteriologjik dhe pikërisht koliform fekaleve me normat e detyrueshme të MMPAU (tab 6-2), nxjerr në pah dhe shumë qartë që ujrat e lumit të Lanës në të gjithë segmentet e marra në shqyrtim janë jashtë


93

norme, madje disa herë mbi të. Kjo do të thotë se këto ujra e kanë humbur mundësinë për t’i ofruar banorëve të Tiranës një mënyrë shlodhjeje dhe zbavitjeje, madje në të kundërt duhet thënë se paraqesin rrezik të lartë shëndetësor nëse përdoren për qëllime të tilla. Fatkeqësisht kjo mund të thuhet dhe për zona periferike të qytetit siç është Lanabregasi, analizat e ujrave të të cilave tregojnë për një situatë jashtë norme.

6.3.3 Për lumin e Ishmit

Krahasimi i rezultateve të fituara nga analizat bakteriologjike (Tabela B-1 deri B-9, Aneks B) me kufijtë e detyrueshëm të vendosur nga MMPAU ujrat e larjes, tab – 3-6, na tregon se të tre stacionet e lumit Ishëm të marrë në shqyrtim janë jashtë normave të detyrueshme, madje shumë larg tyre. Kjo gjendje shpjegohet me faktin se stacionet e marra në shqyrtim gjenden pas bashkimit të Lanës dhe lumit të Tiranës, dy lumenj këto që kanë marrë me vete gjithë shkarkimet e lëngëta urbane të qytetit, deri më tani të patrajtuara.

Tabela 6-3: Parametrat bakteriologjike për lumin e Ishmit


Ish1 2.9 x 107 Jashtë norme (J)

Ish2 4 x 107 Jashtë norme (J)

Ish3 7.6 x 107 Jashtë norme (J)

6.4 Monitorimi Rezultatet e monitorimit të parametrave mjedisorë janë shprehur në tabelat nga B-1 deri në B-2 (Aneks B). Më poshtë po japim grafikët e monitorimit të këtyre parametrave, të grupuar në parametra fiziko-kimike, ushqyesit dhe bakteriologjikë.


94

6.4.1 Parametrat fiziko-kimike

Figura 55. Monitorimi i temperaturës T °C për çdo stacion

Figura 56. Monitorimi i pH për çdo stacion

Figura 57. Monitorimi i kripshmërisë g/kg për çdo stacion


95

Figura 58. Monitorimi i lëndës pezull mg/l për çdo stacion

Figura 59. Monitorimi i përcjellshmërisë μS/cm për çdo stacion

Figura 60. Monitorimi i O2mg/l për çdo stacion


96

Figura 61. Monitorimi i NKO mg/l për çdo stacion

Figura 62. Monitorimi i NBO5 mg/l për çdo stacion

6.4.2 Ushqyesit - azoti dhe fosfori

Figura 63. Monitorimi i NH4+ mg/l për çdo stacion


97

Figura 64. Monitorimi i NO2 - mg/l për çdo stacion

Figura 65. Monitorimi i NO3- mg/l për çdo stacion

Figura 66. Monitorimi i P_PO4 mg/l për çdo stacion


98

Figura 67. Monitorimi i P total mg/l për çdo stacion


99

7. Shpërndarja statistikore e rezultateve 7.1 Analiza statistikore e vlerave të matura për pellgun e Ishmit Në tabelat B-13, B-14, B15 (Aneks B) nga jepen statistikat e përgjithshme për vlerat e matura për të katër ekspeditat E1, E2, E3, E4 për pellgun e Ishmit. Këto tabela janë grupuar sipas parametrave fiziko-kimike, ushqyesve dhe parametrave bakteriologjikë (Aneks B).

Në bazë të këtyre statistikave të përgjthshme të vlerave të matura, është bërë dhe klasifikimi i cilësisë së ujrave sipas NIVA dhe sipas UNECE.

Klasifikimi i cilësisë së ujrave sipas NIVA:

Për parametrat fiziko-kimike vëmë rë se për oksigjenin e tretur vlera mesatare i takon klasës III, vlera minimale i takon klasës III, maksimumi i takon klasës IV, 10% e provave të analizuara i takojnë klasës III, dhe 90% e provave i takojnë klasës IV.

Lënda pezull ka këtë klasifikim të cilësisë së ujrave, vlera mesatare i përket klasës V, vlera minimale i përket klasës IV, vlera maksimale i përket klasës V, 10% e provave i përkasin klasës V dhe 90% e provave i përkasin klasës V.

pH ka këtë klasifikim të cilësisë së ujrave, vlera mesatare i përket klasës I, vlera minimale i përket klasës II, vlera maksimale i përket klasës I, 10% e provave i përkasin klasës II dhe 90% e provave i përkasin klasës I.

Për parametrat ushqyes: Fosfori total i jep këtë klasifikim cilësisë së ujrave, vlera mesatare i përket klasës V (jashtë normës), vlera minimale i përket klasës V, vlera maksimale i përket klasës V (jashtë normës), 10% e provave i përkasin klasës V (jashtë normës) dhe 90% e provave i përkasin klasës V (jashtënormës).

Amoniumi ka këtë klasifikim të cilësisë së ujrave, vlera mesatare i përket klasës V (jashtë normës), vlera minimale i përket klasës I, vlera maksimale i përket klasës V (jashtë normës), 10% e provave i përkasin klasës I dhe 90% e provave i përkasin klasës V (jashtë normës).

Për parametrat bakteriologjikë është ky klasifikim duke marrë në konsideratë Col.Fecale vlera mesatare i përket klasës V, vlera minimale klasës IV, dhe maksimumi i përket klasës V, 10% e provave i përkasin klasës V dhe 90% e provave i përkasin klasës V.


100

Klasifikimi i cilësisë së ujrave sipas UNECE:

Duke klasifikuar parametrat fiziko-kimike vëmë rë se për oksigjenin e tretur vlera e mesatare i takon klasës III, vlera minimale i takon klasës IV, maksimumi i takon klasës I, 10% e provave të analizuara i takojnë klasës III dhe 90% e provave i takojnë klasës II.

NKO ka këtë klasifikim të cilësisë së ujrave, vlera mesatare i përket klasës V, vlera minimale i përket klasës I, vlera maksimale i përket klasës V, 10% e provave i përkasin klasës III dhe 90% e provave i përkasin klasës V.

NBO5 ka këtë klasifikim të cilësisë së ujrave, vlera mesatare i përket klasës V, vlera minimale i përket klasës I, vlera maksimale i përket klasës V, 10% e provave i përkasin klasës IV dhe 90% e provave i përkasin klasës V.

Për parametrat ushqyes: Fosfori total ka këtë klasifikim të cilësisë së ujrave, vlera mesatare i përket klasës V (jashtë normës), vlera minimale i përket klasës III, vlera maksimale i përket klasës V (jashtë normës), 10% e provave i përkasin klasës IV dhe 90% e provave i përkasin klasës V (jashtë normës).

Sipas amoniumit cilësia e ujrave ka këtë klasifikim, vlera mesatare i përket klasës V (jashtë normës), vlera minimale i përket klasës I, vlera maksimale i përket klasës V (jashtë normës), 10% e provave i përkasin klasës II dhe 90% e provave i përkasin klasës V (jashtë normës).

Nitratet i japin këtë klasifikim cilësisë së ujrave, përsa i përket vlerës mesatare, vlerës minimale, vlera maksimale, 10% të provave dhe 90% e provave i përkasin klasës I.

Tabelat e analizës statistikore të vlerave të matura, sipas grupeve të parametrave jepen më poshte:

7.2 Analiza statistikore e vlerave të matura për çdo lum Rezultatet statistikore të vlerave të parametrave mjedisore (të grupuar në parametra fiziko-kimike, ushqyes dhe bakteriologjikë) sipas çdo lumi në veçanti, jepen në Aneks B (tabela nga B-16 deri B-21):


101

7.3 Krahasimi i vlerave mesatare të rezultateve sipas lumenjve Ecuritë e vlerave mesatare të parametrave mjedisore të ujrave, sipas çdo lumi në veçanti, Lana, Tirana dhe Ishmi, duke krahasuar kështu secilin lum, janë paraqitur në histogramat e mëposhtme nga figura 68 deri në figurën 81. Këto histograma janë grupuar sipas parametrave fiziko–kimike, ushqyesve dhe parametrave bakteriologjike. Duke u mbështetur në tabelat B-16 deri B-21 (Aneks B) është bërë dhe klasifikimi i lumenjve sipas NIVA dhe UNECE (Tabela nga 12-1 deri në 12-4) Pjesa III – Përfundime dhe rekomandime.


Temperatura

Sipas grafikut (Figura. 68) vëmë re se vlerat mesatare më të larta të temperaturës hasen në lumin e Ishmit 18.42 ºC, ndërsa përsa i përket Lanës dhe Tiranës vlerat mesatare të temperaturës janë më të ulëta dhe të njëjta 16.04ºC përkatësisht. Këto vlera të larta të Ishmit shpjegohen me shtrirjen gjeografike të lumit, fakti se lumi shkon më tej drejt pjesës perëndimore të vendit (pranë detit Adriatik) ku detyrimisht vihet re edhe një rritje e lehtë e temperaturës si pasojë e kushteve gjeografike dhe meteorologjike.

pH

Në përgjithësi vëmë re se vlerat mesatare të pH për të tre lumenjtë janë në kufijtë e vlerave neutrale të tyre. Vlerat mesatare të këtyre lumenjve i klasifikojnë këta lumenj në klasën I, sipas NIVA (Figura 69).

Kripshmëria

Përsa i përket kripshmërisë, Lumi i Ishmit, krahasuar me Lanën dhe Tiranën ka vlera më të larta, 0.23 g/kg, me vlerë më të vogël prej 0.1 g/kg vjen Lana, dhe vlerat me të ulëta i ka lumi i Tiranës. Kjo vlerë e lartë e kripshmërisë së Ishmit, vjen si pasojë e derdhjes së të lumit në detin Adriatik (në grykëderdhjen e tij, proçesi i difuzionit) (Figura 70).

Lënda pezull

Lënda pezull në ujra varion nga vlerat më të ulëta që ka Lana 58.22 mg/l deri në ato më të larta të Ishmit 89.32 mg/l. Rritja e vlerave të lëndës pezull në lumin e Tiranës dhe më pas në atë të Ishmit, shpjegohen me faktin e erozionit të brigjeve të këtyre


102

lumenjve. Që të tre këta lumenj, sipas NIVA, vlerat mesatare të tyre i klasifikojnë në klasën V (Figura 71).

Oksigjeni i tretur

Lumi i Tiranës ka vlera më të larta të oksigjenit të tretur 6.14 mg/l, më pas Lana me vlera 5.80 mg/l dhe së fundmi Ishmi me vlera 5.50 mg/l. Vlerat e ulëta të Ishmit shpjegohen me faktin e rritjes së parametrave ndotës në të dy lumenjtë Lana dhe Tirana, që duke u bashkuar në Ishëm ndikojnë dukshëm në uljen e vlerave të oksigjenit të tretur (Figura 72).

Klasifikimi i lumenjve Lana, Tirana dhe Ishëm, sipas NIVA është klasa III, ndërsa edhe sipas UNECE këta lumenj i përkasin klasës III, pra të cilësisë mesatare.

NKO

Sipas grafikut (Figura 73) ecuria e vlerave mesatare të NKO-së ka vlerat më të larta në lumin e Lanës, prej 74.83 mg/l. Përsa i përket lumit të Tiranës dhe Ishmit ato variojnë në 32.33 mg/l dhe 42.17 mg/l, respektivisht.

NBO5

Përsa i përket NBO pas 5 ditësh, vëmë re që vlerat më të larta i ka Lana 43.3 mg/l, lumi i Tiranës i ka këto vlera më të vogla 16.16 mg/l dhe Ishmi i ka vlerat më të vogla se Lana, por më të larta se lumi i Tiranës me 25.5 mg/l (Figura 74).

Sipas klasifikimit të UNECE ujrat e kwtyre lumenjve i pwrkasin klasës V.

Figura 68. Vlerat mesatare të temperaturës, sipas lumenjve.


103

Figura 69. Vlerat mesatare të pH, sipas lumenjve.

Figura 70. Vlerat mesatare të kripshmërisë, sipas lumenjve.

Figura 71. Vlerat mesatare të Lëndës pezull, sipas lumenjve.


104

Figura 72. Vlerat mesatare të oksigjenit të tretur, sipas lumenjve.

Figura 73. Vlerat mesatare të NKO-së, sipas lumenjve.

Figura 74. Vlerat mesatare të NBO5, sipas lumenjve.


105

7.3.2 Ushqyesit-azoti dhe fosfori

NH4+

Përsa i përket vlerave të amoniumit lumi Lana është lumi me vlera më të larta mesatare për gjatë gjithë vitit 10.49 mg/l, më pas vjen Ishmi me 9.71mg/l dhe në fund me 5.67 Tirana. Kjo është e shpjegueshme dhe e pritshme me derdhjen në Lanë të të gjithë kolektoreve shkarkues të ujrave të zeza të qytetit të Tiranës (Figura 75).

Përsa i përket klasifikimit të ujrave të lumenjve sipas NIVA, ky klasifikim është përkatësisht, lumi Lana i përket klasës IV, lumi i Tiranës i përket klasës IV, ndërsa Ishmi klasës V. Klasifikimi sipas UNECE është klasa V për lumin e Lanës, klasa IV për lumin e Tiranës dhe klasa V për lumin e Ishmit.

NO2-

Vlerat mesatare të nitriteve janë të renditura sipas kësaj shkalle Lana – Tirana – Ishmi, përkatësisht me 0.07 mg/l – 0.04 mg/l – 0.02 mg/l (Figura 76).

NO3-

Vlerat mesatare të nitrateve (Figura 77) kanë të njëjtën renditje si nitritet, pra Lana me vlera më të larta mesatare vjetore prej 0.54 mg/l, më pas lumi i Tiranës me 0.38 mg/l dhe së fundmi me 0.25 mg/l lumi i Ishmit.

Të tre këta lumenj, përsa i perket vlerave mesatare vjetore të nitrateve, sipas klasifikimit të UNECE i përkasin klasës I.

P_PO43-

Përsa i përket ecurisë së vlerave mesatare të fosfateve (Figura 78) në këta lumenj, vlerat më të larta i ka lumi i Lanës me 1.15 mg/l, më pas vjen lumi i Ishmit me 0.91 mg/l dhe së fundi lumi i Tiranës me 0.56 mg/l.

Ptotal

Vlerat mesatare vjetore të fosforit total variojnë nga 1.13 mg/l tek lumi i Lanës, në 0.92mg/l tek lumi i Ishmi dhe në 0.44 mg/l tek lumi i Tiranës (Figura 79).

Ujrat e lumit të Lanës sipas NIVA-s klasifikohen në klasën V, edhe sipas UNECE në klasën V, ujrat e lumit të Tiranës, sipas NIVA-s klasifikohen në klasën IV, sipas UNECE klasifikohen në klasën V, ujrat e lumit të Ishmit sipas NIVA-s klasifikohen në klasën V, sipas UNECE në klasën V.


106

Figura 75. Vlerat mesatare të amoniumit, sipas lumenjve.

Figura 76. Vlerat mesatare të nitriteve, sipas lumenjve.

Figura 77. Vlerat mesatare të nitrateve, sipas lumenjve.


107

Figura 78. Vlerat mesatare të fosfateve, sipas lumenjve.

Figura 79. Vlerat mesatare të fosforit total, sipas lumenjve.

7.3.3 Parametrat bakteriologjike

Col. Fecale

Vemë re që vlerat më të larta të Col.fecale i ka lumi i Ishmit, më pas Lana dhe së fundmi lumi i Tiranës (Figura 80). Ujrat e të tre lumenjve klasifikohen në klasën V, sipas klasifikimit të NIVA.

Str. Fecale

Vlerat me të larta të Str.fecale i ka lumi i Tiranës, më pas Ishmi dhe së fundmi lumi i Lanës (Figura 81).


108

Figura 80. Vlerat mesatare të Col. Fecale, sipas lumenjve

Figura 81. Vlerat mesatare të Str. Fecale, sipas lumenjve

7.4 Analiza statistikore e vlerave të matura sipas klimës

Në tabelën e mëposhtme (Tabela 7-1) jepen rezultatet statistikore të vlerave të matura të oksigjenit të tretur, NBO5-së, NKO-së, pH, lëndës pezull dhe NH4+. Analiza është bërë në varësi klimës, kohë e thatë dhe kohë e lagësht. Periudha e thatë e klimës përfaqëson periudhën qershor – shtator, ndërsa periudha e lagësht përfaqëson periudhën nëntor – prill.

Vlera mesatare e pH për periudhën e thatë është 0.13 më e lartë se ajo e periudhës së lagësht, lënda pezull për periudhën e thatë është 47.7 mg/l më e lartë se ajo e periudhës së njomë, oksigjeni i tretur për të dy periudhat ka një vlerë mesatare pothuajse të njëjtë, me një ndryshim shumë të vogël prej 0.01 mg/l, vlerat e NBO5 për periudhën e thatë janë 19 mg/l më të larta se ato të periudhës së njomë, vlerat e NKO-së për periudhën e thatë janë 2.9 mg/l më të larta se ato të periudhës së njomë, ndërsa vlerat e azotit amoniakal për periudhën e njomë janë 1.19 mg/l më të larta se ato të periudhës së thatë.


109

Tabela 7-1: Rezultatet e analizës statistikore të parametrave sipas klimës


110

7.5 Balancimi i joneve ndotës

Ndryshe nga llogaritjet e balancimit të joneve tek Data Analysis (AqQA), grafiku nuk përfshin efektet e specieve karbonate, dhe nuk llogarit përqëndrimet joneve H+ dhe OH- të lira.

Në figurat 82, 83, 84, 85 jepen grafikët e balancës së joneve ndotës ushqyes, fosfori total, fosfatet, amoniumi, nitritet dhe nitratet në termin e masës së ekuivalentit elektrik. Grafikët janë ndërtuar për çdo lum në veçanti, ndërsa grafiku i fundit (Figura 79) jep balancimin e joneve ndotës të të gjithë pellgut të Ishmit.

7.5.1 Për lumin e Lanës

Nga grafiku (Figura 82) vihet re që joni dominues është ai i Ptotal, gjë që përcakton se ujrat e lumit të Lanës janë ujra me një ndikim të madh të fosforit me vlerë 0.185 meq/L, joni i dytë zotërues është ai i P_PO43-, duke vazhduar me NO2- dhe NO3-. Ky përfundim përforcon më shumë ndikimin e aktiviteteve antropogjene, kryesisht atë të shkarkimeve urbane, në këtë lum.

7.5.2 Për lumin e Tiranës

Nga grafiku (Figura 83) vihet re që dominues është Ptotal, gjë që përcakton se ujrat e lumit të Tiranës janë ujra me ndikim të fosforit me vlerë 0.071 meq/L, joni i dytë zotërues është ai i P_PO43-, duke vazhduar me NO2- dhe NO3-. Ky përfundim përforcon më shumë faktin e ndikimit të aktiviteteve antropogjene në këtë lum.

7.5.3 Për lumin e Ishmit

Nga grafiku (Figura 84) vihet re që edhe për stacionet e Ishmit, joni dominues është ai i Ptotal, gjë që përcakton se ujrat e lumit të Ishmit janë ujra me një ndikim të madh të fosforit me vlerë përafërsisht 0.155 meq/L, joni i dytë zotërues është ai i P_PO43-, duke vazhduar me NO2- dhe NO3-. Ky përfundim përforcon më shumë ndikimin e aktiviteteve antropogjene në këtë lum dhe si pasojë e shkarkimeve të lumit të Lanës dhe Tiranës gjatë bashkimit të tyre.

7.5.4 Për pellgun e Ishmit

Nga grafiku (Figura 85) vihet re që joni dominues është ai i Ptotal, gjë që përcakton se ujrat e pellgut janë ujra me një ndikim të madh të fosforit me vlerë përafërsisht 0.135 meq/L, joni i dytë zotërues është ai i P_PO43-, duke vazhduar me NO2- dhe NO3-. Ky përfundim përforcon më shumë ndikimin e aktiviteteve antropogjene në këtë pellg.


111


112


113

8. Korrelimi linear midis vlerave të matura Për të parë korrelimet midis përmbajtjeve të vlerave të matura kemi paraqitur matricën e koefiçientit linear (tabela 8-1 dhe tabela 8-2). Në këto tabela vihen re parametrat që korrelohen. Nga tabelat shohim që të gjithë parametrat kanë korrelim pozitiv, vetëm përcjellshmëria paraqet korrelim negativ me temperaturën, pH, kripshmërinë dhe lëndën pezull (në tabelën 8-1 janë shënuar me ngjyrë gri), me ngjyrë blu dhe rozë të lehtë janë treguar parametrat që janë korreluar duke ndërtuar edhe grafikët përkatës të korrelimit.

Tabela 8-1: Matrica e korrelimit linear të temperaturës dhe pH me ushqyesit.

temp pH NH4+ NO2- NO3- P_PO43- Ptotal

temp 1

pH 0.96 1

NH4+ 0.97 0.99 1

NO2- 0.83 0.87 0.86 1

NO3- 0.90 0.92 0.93 0.96 1

P-PO43- 0.97 0.99 0.99 0.89 0.95 1

Ptotal 0.96 0.99 0.99 0.90 0.95 0.99 1


114

Tabela 8-2: Matrica e korrelimit linear të parametrave fiziko kimikë


115

8.1 Korrelimi midis temperaturës dhe parametrave Për ndërtimin e grafikëve të korrelimit janë shqyrtuar dy bashkëshoqërime, ato të temperaturës dhe pH me parametrat fiziko-kimike si dhe me ushqyesit.

Grafikët e korrelimit jepen në figurat nga 86 deri në 107 dhe janë paraqitur të grupuara sipas parametrave fiziko-kimikë dhe ushqyesve si me temperaturën ashtu edhe me pH. Në çdo grafik është treguar edhe ekuacioni i varësisë së parametrave së bashku me koefiçientin e korrelimit r.

Grafikët e korrelimit janë pasqyruar të ndarë në grupe sipas parametrave fiziko–kimike dhe ushqyesve, për të dy korrelimet si me temperaturën ashtu dhe me pH. Si vlerat e temperaturës ashtu edhe të pH-it, janë veti themelore që luajnë një rol të rëndësishëm në mobilitetin e elementeve kimike.


Figura 86. Korrelimi linear i kripshmërisë nga temperatura


116

Figura 87. Korrelimi linear i lëndës pezull nga temperature

Figura 88. Korrelimi linear i përcjellshmërisë nga temperatura


117

Figura 89. Korrelimi linear i O2 të tretur nga temperatura

Figura 90. Korrelimi linear i NKO nga temperature


118

Figura 91. Korrelimi linear i NBO5 nga temperatura

8.1.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori

Figura 92. Korrelimi linear i NH4+ nga temperatura


119

Figura 93. Korrelimi linear i NO3- nga temperatura

Figura 94. Korrelimi linear i NO2- nga temperatura


120

Figura 95. Korrelimi linear i P_PO43- nga temperatura

Figura 96. Korrelimi linear i Ptotal nga temperature


121

8.2 Korrelimi midis parametrave të matura dhe pH


Figura 97. Korrelimi linear i kripshmërisë nga pH

Figura 98. Korrelimi linear i lëndës pezull nga pH


122

Figura 99. Korrelimi linear i përcjellshmërisë nga pH

Figura 100. Korrelimi linear i O2 nga pH


123

Figura 101. Korrelimi linear i NKO nga pH

Figura 102. Korrelimi linear i NBO5 nga pH


124


Figura 103. Korrelimi linear i NH4+ nga pH

Figura 104. Korrelimi linear i NO2- nga pH


125

Figura 105. Korrelimi linear i NO3- nga pH

Figura 106. Korrelimi linear i P_PO43- nga pH


126

Figura 107. Korrelimi linear i Ptotal nga pH


127

9. Shpërndarja hapësinore e vlerave të matura, Hartat 2D Për ndërtimin e hartave 2D u përdorën të dhënat e rezultateve të analizave nga tabela B-1 deri në tabelën B-9 (Aneks B). Për ndërtimin e hartave me vlerat mesatare u shfrytëzuan të dhënat e tabelave nga B-10 deri në B-12 (Aneks B).

Çdo hartë është e përbërë nga zona gjeografike në koordinata, që pasqyron pellgun hidrografik të Ishmit, shpërndarjen e parametrave të analizuar (të shprehur me ngjyra) dhe legjendën që shpjegon vlerat në çdo koordinatë të pellgut. Përparësitë e këtyre hartave janë se ne mund të dimë vlerën e çdo parametri të analizuar pa vajtur në terren vetëm me një klikim të mausit në program (për çdo koordinate sipas x-it dhe y-it). Kjo sigurisht që kursen kohë, kursen kosto, por mbi të gjitha duke qenë se punohet në koordinata reale dhe në bazë të rezultateve analitike të provave ujore mund të vlerësojmë gjendjen e ujrave të pellgut të Ishmit.

Kjo mënyrë e re e paraqitjes së shpërndarjes hapësinore të parametrave mjedisorë të ujit do të kishte avantazh si për vlerësimin e ndikimit në mjedis ashtu edhe për një menaxhim më të mirë të pellgut ujor. Prandaj besojmë dhe proponojmë që në çdo projekt të ri zbatimi (qoftë ky nga projektet më të thjeshta deri tëk ato më të ndërlikuara), në çdo shkarkim të ri ndotës (burim pikësor) në mjedisin pritës të jenë të pranishme edhe hartat 2D të ndotjes së mjedisit. Një tjetër përparësi e ndërtimit të këtyre hartave është se ato do t’i shërbenin krijimit të një baze të dhënash kombëtare për një menaxhim më të mirë të pellgjeve ujore (Sipas Direktivës Kuadër të Ujit të BE/2000).

9.1 Shpërndarja hapësisnore e vlerave mesatare, Hartat 2D

Më poshtë nga figura 108 deri në figurën 122 jepen hartat e shpërndarjes hapësinore të vlerave mesatare vjetore të parametrave mjedisorë.

Paraqitja e hartave është bërë duke i grupuar ato sipas parametrave; në fiziko-kimikë, ushqyes dhe parametrat bakteriologjikë.


Temperatura

Në hartën (Figura 108) legjenda tregon qe kufiri i luhatjes së vlerave të temperaturës është nga 14.5 deri në 18.5 grade celcius. Nga shpërndarja e vlerave të temperaturës vëmë re që në rrjedhën e sipërme të lumenjve Lana dhe Tirana temperaturat janë midis 16-16.5 ndërsa në zonën që


128

lumnjtë përshkojnë qytetin vlerat e temperaturës fillojnë dhe rriten midis vlerave 18 dhe 18.5 gradë celcius.

pH

Nga harta (Figura 109) vëmë re se vlerat e pH luhaten nga 6.5 deri në 7.2, sipas legjendës. Vlerat midis 6.9 dhe 7.15 vihen re në të dy stacionet e para të lumenjve, që i përkasin edhe zonës së sipërme të rrjedhjes së ujrave të lumenjve, zonës para ndotjes. Kjo situatë është deri në stacionin Ish2, ndërsa pas këtij stacioni vëmë re një rritje të vlerës së pH në 7.2

Kripshmëria

Vlerat e kripshmërisë sipas legjendës luhaten nga 0.08 g/kg deri në 0.19 g/kg. Sipas hartës (Figura 110) vëmë re se st-T1 ka vlerën më të ulët deri në 0.1 g/kg, ndërsa në st-L1 vlera është 0.12 g/kg. Gjatë pëshkrimit të rrjedhjes së lumenjve vëmë re se për zonën urbane (stacionet T2, T3, L2, L3) vlerat e kripshmërisë fillojnë dhe rriten ku arrijnë midis 0.13 – 0.16 g/kg. Mbas momentit të bashkimit të të dy lumenjve vëmë re një rritje të menjëhershme të vlerës në 0.18 g/kg në st-Ish1, mendojmë si pasojë e bashkimit të të dy rrjedhjeve. Në st-Ish2 vëmë re një ulje të vlerës në 0.17 g/kg. Stacioni Ish3, tregon vlerë maksimale të kripshmërisë 0.19 g/kg.

Lënda pezull

Sipas figurës 111 vlerat e lëndës pezull në legjendë luhaten midis 55 – 105 mg/l. Karakteristikë është që st-L1, megjithëse i përket zonës para ndotjes antropogjene ka një vlerë 80 mg/l, më pas me futjen e ujrave rrjedhëse në zonat urbane vemë re lehtësisht një rritje të vlerës në stacionet L2 dhe L3. Pas st-L3 menjëherë duket qe rrjedha e ujit ka vlerë midis 95-100 mg/l, kjo si pasojë e të gjithë shkarkimeve urbane në lumin Lana.

Përsa i përket lumit Tirana, vëmë re që gjithë rrjedha që përfshin segmentin nga st-T1 deri në st-T2 ka një vlerë prej 65 mg/l të lëndës pezull. Më pas gjatë rrjedhjes së ujrave drejt st-T3 vëmë re që këto vlera fillojnë dhe rriten lehtësisht në 75 mg/l deri san në st-T3 kemi një rritje vlerash deri në 95 mg/l.

Pas stacioneve të fundit të lumit Lana dhe Tirana situata është e njëtë për të dy rrjedhat me përmbajtje në mbi 95 mg/l deri në distancën pranë bashkimit të tyre për tu derdhur në Ishëm.

Gjithë rrjedha e lumit Ishëm karakterizohet nga vlerat nga 80 – 85 mg/l (duket lehtë nga ngjyra e gjelbër e rrjedhës).


129

Përcjellshmëria

Sipas Hartës (Figura 112), shohim që gjatë gjithë rrjedhjes së lumenjve vlerat luhaten nga 670 deri në 680 μS/cm (sipas legjendës)

O2 i tretur

Përsa i përket oksigjenit të tretur, në pamje të parë vëmë re që rrjedha e lumenjve është e përbërë nga 6 ngjyra, dukshëm të ndara nga njëra tjetra, në përputhje edhe me zonat urbane dhe jourbane që këto ujra përshkuajnë. Sipas lengjendës së hartës vlerat luhaten nga 5.2 kufiri i poshtëm në 6.8 mg/l kufiri i sipërm.

Nga harta (Figura 113) vihet re qe vlerat e kufirit të sipërm i kanë vetëm dy stacionet e para të Lanës dhe te lumit të Tiranës, më pas rrjedha e ujrave fillon të ndryshojë ngjyrë, duke rënë edhe vlera e përmbajtjen së oksigjenit të tretur. Vlerat më të ulëta i vëmë re në st-L3 (ngjyra lejla e lehtë) që tregon që ky stacion ka një ndikim të madh nga shkarkimet urbane. Zona e rrjedhjes së ujrave nga st-L2 deri në st-Ish1 dhe nga st-T3 deri në st-Ish1 i përket vlerës nga 5.4 mg/l deri në 5.6 mg/l. Më pas vëmë re se në st-Ish2 vlerat e oksigjenti të tretur fillojnë dhe rriten deri në 5.8 mg/l, deri sa në st-Ish3 këto vlera arrijnë në 6 mg/l.

NKO

Harta (Figura 114) tregon shpërndarjen e vlerave të NKO-së ku sipas legjendës vlerat luhaten gna 20 – 100 mg/l. Nga harta vëmë re se dy stacionet e para të lumenjve st-L1 dhe st-T1 kanë vlera të ulëta të NKO-së, deri në momentin e futjes së rrjedhjes së ujrave në zonën urbane ku këto vlera fillojnë dhe rriten. Vëmë re që e gjithë rrjedha e ujrave nga st-L2 deri në st-Ish2 si dhe nga st-T2 deri në st-Ish2 i përket vlerave midis 40 – 50 mg/l NKO. Pas st-Ish2 vëmë re që të ulet vlera e përmbajtjes së NKO-së në nën 40 mg/l (për të gjithë gjatësinë e rrjedhës së lumit Ishëm nga st-Ish2 deri në grykëderdhje në Detin Adriatik).

NBO5

Në figurën 115 vëmë re që dy stacionet e para të rrjedhjes së ujrave L1 dhe T1 kanë vlera të ulëta të NBO5-së, vlera midis 10-15 mg/l. Për lumin Tirana këto vlera të ulëta vazhdojnë deri në stacionin T2, ndërsa për lumin Lana vleratfillojnë të rriten në momentin e futjes së rrjedhjes së ujrave në zonën uraben (para stacionin L2). Vë më re që në stacionin L2 vlerat e NBO5-së të jenë midis 30-35 mg/l ndërsa në L3 duket që vlerat janë 40 mg/l. Pas stacionit L3 edhe për një gjatësi të shkurtër të rrjedhës (deri sa ajo hyn në unazën e madhe) të kemi vlera të larta të NBO5-së.


130

Figura 108. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të T (ºC)

Figura 109. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të pH


131

Figura 110. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të kripshmërisë (g/kg)

Figura 111. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të lëndës pezull

(mg/l).


132

Figura 112. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të përcjellshmërisë (mg/l)

Figura 113. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të O2 të tretur

(mg/l)


133

Figura 114. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NKO- së (mg/l)

Figura 115. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NBO5 (mg/l)


134


Në hartat e paraqitura nga figura 116 deri në 120 jepen shpërndarjet e vlerave mesatare të ushqyesve, amoniumit, nitriteve, nitrateve, fosfateve dhe fosforit toal.

NH4+

Sipas figurës 116 vëmë re se për të gjithë pellgun e Ishmit ngjyrat që dominojnë jane e kaltër, e gjelbër në të klatër dhe e gjelbër. Duket qartë së pjesa e lumenjve Lana dhe Tirana nga stacionet e para deri në të dyta, ngjyrat nga të kaltra (i përket vlerës 4-6 mg/l sipas legjendës) fillojnë të zbehen duke kaluar në të gjelbër në st-L2 dhe st-T2 (vlera 8-10 mg/l). Për lumin e Lanës rrjedha e ujrave nga st-L2 deri në st-L3 është në ngjyrë të gjelbër të theksuar (vlera mbi 10 mg/l sipas legjendës), ndërsa për lumin e Tiranës, për rrjedhën nga st-T2 deri në st-T3, ngjyra vazhdon të jetë e gjelbër në të kaltër (vlera 8-10 mg/l sipas legjendës).

Vlerën mbi 10 mg/l (ngjyra e gjelbër) e vëmë re edhe në st-Ish1. Më pas gjithë rrjedha e ujrave të lumit të Ishmit i përket vlerës 8mg/l.

NO2-

Sipas legjendës (Figura 117) vlerat luhaten nga 0.01 mg/l deri në 0.1 mg/l. Në hartë vëmë re që stacionet diferencohen dukshëm nga njëri – tjetri në bazë të ngjyrave, po ashtu edhe segmente të caktuara të rrjedhjes së ujrave. Në st-T1 vëmë re ngjyrën lejla në blu që i përket vlerës 0.02 mg/l (legjenda Figura 117), më pas menjëherë rrjedha e ujrave merr një ngjyrë blu qe duke ju afruar st-T2 kthehet në të kaltër (0.03mgl/). Duke vazhduar në drejtim të st-T3 vëmë re që ngjyra fillon të bëhet më e dukshme (e gjelbër në të kaltër; 0.05-0.06 mg/l ) dhe kjo vlerë vazhdon deri në afërsi të bashkimit të ujrave të lumit të Tiranës me atë të Ishmit.

Përsa i përket lumit Lana, për të tre stacionet e tij vëmë re tre ngjyra të ndryshme, duke filluar në të kaltër të lehtë në st-L1 (vlera 0.05mg/l legjenda figura 117), më pas në st-L2 në të gjelbër të kaltër (vlera 0.06mg/l) dhe në st-L3 në ngjyrën blu. Duket qartë zonat me ujra të ndotura.

Ujrat e lumit i Ishmit për të dy stacionet e para paraqet në hartë ngjyrën e lehtë lejla e cila më pas drejt st-Ish3 merr një ngjyrë blu në të kaltër (vlera 0.03 mg/l, legjenda Figura 117)

NO3-

Vëmë re se vlerat për të gjithë rrjedhën luhaten nga 0.25 mg/l deri në 0.3 mg/l-0.35 mg/l (legjenda figura 118).


135

Sipas hartës në fig.96 vëmë re të dominojnë tre ngjyra ajo blu në të kaltër në st-L1 që i përket vlerës 0.35 mg/l, ngjyra blu në st-T3 (vlera 0.33-0.35 mg/l) dhe e gjithë rrjedha e ujrave të pellgut zotërohet nga ngjyra lejla që I përket vlerave 0.25-0.3 mg/l (sipas legjendës figura 112).

P_PO43-

Vëmë re se rrjedha e ujrave të pellgut të Ishmit luhatet nga vlera 05 – 1.2 mg/l (legjenda figura 119).

Në zonat para hyrjes së ujrave në zonat urbane vëmë re (Figura 119) një ngjyrë të lehtë të kaltër (0.5-0.6 mg/l), më pas në zonat e rrjedhjes së ujrave që i përkasin në st-L2, st-L3 vëmë re një ngjyrë të gjelbër të lehtë dhe në st-T2 dhe st-T3 vëmë re një ngjyrë të kaltër. E gjithë rrjedha më pas zotërohet nga ngjyra e gjelbër në të kaltër (mbi 1 mg/l).

Ptotal

Nga figura 120 vëmë re se e gjithë rrjedha e ujrave luhatet nga vlera 0.6 deri në 1 mg/l.

Vetem në st-L2 dhe st-L3 vëmë re një ngjyrë të lehtë të gjelbër në të kaltër, po ashtu edhe në zonat e rrjedhjes së st-Ish1 dhe st-Ish2.

Figura 116. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NH4+ (mg/l)


136

Figura 117. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NO2- (mg/l)

Figura 118. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NO3- (mg/l)


137

Figura 119. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të P_PO43- (mg/l)

Figura 120. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të Ptotal (mg/l)


138

9.1.3 Parametrat bakteriologjike

Col.Fecale

Nga figura 121 vëmë re se e gjithë rrjedha e ujrave luhatet në vlerat midis 25x106 deri në 50x107 MNP (legjenda figura 121), kjo duket nga ngjyra lejla e përgjatë gjithë gjatësisë së pellgut. Vetëm në st-T3 vëmë re një ngjyrë lejla të errët që i përket edhe vlerës 50x107 MNP. Kjo është edhe e pritshme duke ditur që në këtë stacion shkarkohet edhe ujrat e kolektorit “Siri Kodra” që përvec ujrave të banesave (konsum i përditshëm) mbledh edhe ujrat e Spitalit Infiktiv të Qendrës Spitalore “Nënë Tereza”.

Str.Fecale

Nga figura120 vëmë re se e gjithë rrjedha e ujrave luhatet në vlerat midis 25x106 deri në 50x107 MNP (legjenda figura 120), kjo duket nga ngjyra lejla e përgjatë gjithë gjatësisë së pellgut.

Figura 121. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të Col. Fecale

(MNP)


139

Figura 122. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të Str. Fecale

(MNP).

9.2 Shpërndarja hapësinore e vlerave sipas ekspeditave, Hartat 2D

Hartat sipas ekspeditave për çdo parametër të grupuar në parametrat fiziko-kimike, ushqyesit dhe bakteriologjikë jepen më poshtë (figura 123 deri në 169):

9.2.1 Ekspedita E1

9.2.1.1 Parametrat fiziko-kimikë


140

Figura 123. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E1

Figura 124. Shpërndarja hapësinore e pH në E1


141

Figura 125. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë në E1

Figura 126. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E1


142

Figura 127. Shpërndarja hapësinore e përcjellshmërisë në E1

Figura 128. Shpërndarja hapësinore e oksigjenit të tretur në E1


143

Figura 129. Shpërndarja hapësinore e NKO-së në E1

Figura 130. Shpërndarja hapësinore e NBO5 në E1


144

9.2.1.2 Ushqyesit- azoti dhe fosfori

Figura 131. Shpërndarja hapësinore e NH4+ në E1

Figura 132. Shpërndarja hapësinore e NO2 në E1


145


Figura 134. Shpërndarja hapësinore e P-PO4 në E1


146

Figura 135. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E1


147

9.2.1.3 Parametrat bakteriologjikë

Figura 136. Shpërndarja hapësinore e Col.Fecale në E1

Figura 137. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E1


148

9.2.2Ekspedita E2 9.2.2.1 Parametrat fiziko-kimikë




149

Figura 140. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë (salinitetit) në E2



150

Figura 142. Shpërndarja hapësinore e përcjellshmërisë në E2

Figura 143. Shpërndarja hapësinore e O2 të tretur në E2


151

Figura 144. Shpërndarja hapësinore e NKO në E2

Figura 145. Shpërndarja hapësinore e NBO5 në E2


152

9.2.2.2 Ushqyesit-azoti dhe fosfori

Figura 146. Shpërndarja hapësinore e NH4+ në E2



153


Figura 149. Shpërndarja hapësinore e P_PO4 në E2


154

Figura 150. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E1 9.2.2.3 Parametrat bakteriologjikë

Figura 151. Shpërndarja hapësinore e Col.Fecale në E2


155

Figura 152. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E2 9.2.3 Ekspedita E3 9.2.3.1 Parametrat fiziko-kimike



156




157


Figura 157. Shpërndarja hapësinore e O2 te tretur në E3


158

Figura 158. Shpërndarja hapësinore e NKO në E3

9.2.3.2 Ushqyesit-azoti dhe fosfori

Figura 159. Shpërndarja hapësinore e NH4 në E3


159




160


Figura 163. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E3


161


Figura 164. Shpërndarja hapësinore e ColFecal në E3



162

9.2.4 Espedita E4 9.2.4.1 Parametrat fiziko-kimike




163


Figura 169. Shpërndarja hapësinore e O2 te tretur në E4


164

Figura 170. Shpërndarja hapësinore e NBO5 në E4 9.2.4.2 Ushqyesit-azoti dhe fosfori



165




166


Figura 174. Shpërndarja hapësinore e Col.Fekale në E4



167

10. Vlerësimi i ndikimit antropogjen dhe risku mjedisor

10.1 Sfondi gjeokimik Si SG, për studimin e ndikimit antropogjen në ujrat e lumit të Lanës, Tiranës dhe Ishmit, ne morëm të dhënat e stacionit L1, meqë ky stacion është i pozicionuar larg zonës urbane dhe i përket zonës së rrjedhjes ujore para ndotjes. Në këtë stacion janë marrë katër prova, për ekspeditat E1, E2, E3 dhe E4, si rrjedhim si SG u përcaktua mesatarja e provave të çdo parametri të matur në st-L1. Tabelat e mëposhtme 10-1 dhe 10-2 japin vlerat e SG.

Tabela 10-1: Sfondi Gjeokimik i parametrave fiziko-kimike

Kodi pH Temp Kripshmëria Lënda

pezull 02 i tretur NKO NBO5

ºC g/gk mg/l mg/l mg/l mg/l

SG 7.097 13.25 0.0845 55.15 6.7625 23 8

Tabela 10-2: Sfondi Gjeokimik i parametrave ushqyes

Kodi NH4+ NO2- NO3- P_PO43- Ptotal

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l

SG 0.3738 0.0315 0.53575 0.1093 0.11725

10.2 Vlerësimi i ndikimit antropogjen Për të parë origjinën e përmbajtjeve të vlerave të matura të parametrave në provat ujore, janë krahasuar ato me përmbajtjet e vlerave në provat e SG, duke bërë normalizimin e vlerave të provave. Janë bërë dy normalizime ai i përmbajtjeve mesatare të vlerave të parametrave të matura me SG si dhe normalizimi i vlerave të parametrave mjedisorë të çdo prove të matur (për të katër ekspeditat dhe për çdo stacion monitorimi) me SG. Veçojmë se përsa i përket përcjellshmërisë, normalizimi i këtij parametri nuk është bërë për shkak të numrit të kufizuar të provave të matura (vetëm në stacionet st-Ish1, st-Ish2, st-Ish3). Grafikët paraqiten nga Error! Reference source not found. deri në 214.


168

10.2.1 Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të vlerave me SG

Në këtë pjesë normalizimi i përmbajtjeve mesatare të vlerave të matura me SG trajtohet duke i grupuar ato në parametrat fiziko-kimike dhe në ushqyesit.

10.2.1.1 Parametrat fiziko-kimike

Nga normalizimi i përmbajtjeve mesatare të vlerave të matura të parametrave fiziko-kimike, vëmë re se përmbajtjet e pH dhe oksigjenit të tretur luhaten në kufijtë e SG. Përsa i përket vlerave të matura të temperaturës ato janë rreth 1.3 herë më të larta se ato të SG, ndërsa lënda pezull ka vlera 1.35 herë më të larta se ato të SG. Karakteristikë për NKO është se vlerat mesatare vjetore të saj janë 2.16 herë më të larta se ajo e SG, po ashtu edhe për NBO5 shohim që vlera mesatare e saj është 3.54 here më e lartë se ajo e SG. Këto rezultate të larta janë fakte që tregojnë dukshëm ndikimin antropogjen në ujrat e lumit të Lanës, Tiranës dhe Ishmit. Në figurën 176 grafiku paraqet normalizimin e parametrave fiziko-kimike me SG.

10.2.1.2 Ushqyesit –azoti dhe fosfori

Përsa i përket normalizimit të parametrave ushqyes, vëmë re që vlerat mesatare të nitrateve janë në kufijtë e SG, po kështu edhe vlerat e nitriteve mund të themi që janë në kufijtë e SG, me një rritje shumë të vogël 1.42 herë më të larta. E kundërta ndodh me amoniumin, ku vlerat mesatare të tij janë 23.1 herë më të larta se SG. Vlerat mesatare të fosfateve janë 7.98 herë më të larta se SG, ndërsa ato të fosforit total janë 7.07 herë më të larta. Vlerat e larta të amoniumit, fosforit të përgjithshëm dhe fosfateve, tregojnë për ndikimin e dukshëm antropogjen në këto lumenj, si dhe për veprimtarinë e lartë urbane në këtë zonë. Në figurën 177 paraqitet grafiku i normalizimit të parametrave ushqyes me SG.

Figura 176. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko-kimike me SG


169

Figura 177. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të ushqyesve me SG

10.2.2 Normalizimi i vlerave të parametrave të çdo prove me SG

Normalizimi i vlerave të parametrave të çdo prove me SG është pasqyruar duke i grupuar në parametrat fiziko-kimike dhe ushqyesit. Në figurat nga 178 deri në 189 jepen grafikët e këtij normalizimi.

10.2.2.1 Parametrat fiziko kimike

Nga normalizimi i përmbajtjeve të vlerave të matura të çdo prove, për të katër ekspeditat dhe për çdo stacion monitorimi vëmë re se përmbajtjet e vlerave të pH dhe temperaturës luhaten në kufij me ato të SG (Figura 178). Veçojmë se vlera maksimale e temperaturës është arritur në st-L3 për ekspeditën E2 me 1.73585 herë më e lartë se SG, ndërsa vlera minimale në st-L1 për ekspeditën E1 me 0.8301 herë. Vlerat maksimum dhe minimum të pH janë: maksimum në st-Ish2 për ekspeditën E3 me vlerën 1.124418 herë më e lartë se SG, ndërsa vlera minimum në st-T3 për ekspeditën E4 me 0.8891081 herë (Figura 179). Edhe vlerat e oksigjenit të tretur luhaten në kufijte e SG me maksimum 1.129 herë më të lartë se SG në st-L1 për ekspeditën E1 dhe me minimum 0.59593 herë në st-L2 për ekspeditën E4 (Figura 182).

Përsa i përket vlerave të matura të kripshmërisë, lëndës pezull, NKO dhe NBO5 vemë re se ato janë ndjeshëm mbi SG, ç’ka tregon se veprimtaria urbane ka ndikuar shumë në këto parametra (Figura 183 dhe 184.). Vlerat maksimale të kripshmërisë janë 3.5503 herë më të larta se SG në st-Ish1, st-Ish2 dhe st-Ish3 për ekspeditën E3, ndërsa vlera minimale 0.57988 është marrë në st-T1 për ekspeditën E3. Për lëndën pezull vlera max=4.00725 herë më e lartë se SG është marrë në st-T3 për ekspeditën E2 ndërsa vlera min= 0.18132 është marrë në st-T1 për ekspeditën E4. Për sa i përket NKO vlera max=7.04348 herë më e lartë se SG është


170

marrë në st-L3 për ekspeditën E3 ndërsa vlera min=0.13043 në st-T1 për ekspeditën E4. NBO5 janë marrë këto vlera: max= 11.875 herë më e lartë se SG është marrë në st-L3 për ekspeditën E4 ndërsa vlera min=0.25 është marrë në dy stacione L1 dhe T1 për ekspeditën E4.

Siç shihet edhe nga grafiket nga 178 deri në 184 ky ndikim është sidomos i dukshëm nga stacionet st-L2, st-L3 përsa i përket lumit të Lanës, st-T2 dhe st-T3 përsa i përket lumit të Tiranës; dhe për të tre stacionet e lumit të Ishmit (st-Ish1, st-Ish2, st-Ish3), që përfaqësojnë rrjedhjen e lumenjve në zonat e ndotura nga aktiviteti antropogjen. Në këto grafikë me ngjyrë të kuqe jepet vlera e normës së lejuar (nor).

Figura 178. Normalizimi i vlerave të pH të çdo prove me SG

Figura 179. Normalizimi i vlerave të temperaturës të çdo prove me SG


171

Figura 180. Normalizimi i vlerave të kripshmërisë të çdo prove me SG

Figura 181. Normalizimi i vlerave të lëndës pezull të çdo prove me SG

Figura 182.Normalizimi i vlerave të oksigjenit të tretur të çdo prove me SG


172

Figura 183. Normalizimi i vlerave të NKO të çdo prove me SG

Figura 184. Normalizimi i vlerave të NBO5 të çdo prove me SG 10.2.2.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori

Figurat nga 185 deri në 189 përfaqësojnë grafikët e vlerave të normalizimit të parametrave të çdo prove në çdo stacion për të katër ekspeditat e monitorimit.

Vlera max = 53.083612 herë më e lartë se SG për amoniumin është marrë në st-T3 për ekspeditën E4, ndërsa vlera min = 0.0294314 është marrë në st-T1 për ekspeditën E4. Në përgjithësi vëmë re që për të katër ekspeditat në st-T1 vlerat janë nën vlerën e SG, gjë që tregon që në këtë zonë nuk ka ndikim antropogjen, përsa i përket st-L1 vemë re që vetëm për ekspeditat E1 dhe E4 vlerat janë nën vlerat e SG ndërsa për ekspeditën E2 vlera është 1.147 herë më e lartë se SG, për ekspeditën E3 vlera është 1.115 herë më e lartë se SG. Të gjithë stacionet e tjerë st-L2, st-L3, st-T2, st-T3, st-Ish1, st-Ish2, st-Ish3 kanë dukshëm vlera shumë të larta në krahasim me SG (Figura 185).

Përsa i përket nitriteve vemë re se vlerat më të larta janë arritur përgjatë segmentit që përshkon stacionet e lumit Lana, përkatësisht në segmentin midis stacioneve st-L2 dhe st-L3, për të gjithë ekspeditat, ndërsa stacionet e tjera kanë vlera më të ulëta ose rreth kufirit të SG. Vlera


173

max = 7.42857 herë më e lartë se SG është marrë në st-L3 për ekspeditën E1, ndërsa vlera min= 0.06032 është marrë në st-T3 për ekspeditën E3 (Figura 186).

Nitratet luhaten për të gjithë stacionet në kufijtë e SG me vlera max = 1.83294 herë më të larta se SG në stacionin st-L2 për ekspeditën E2 dhe vlera min=0.13999 në st-T1 për ekspeditën E3. Stacionet që kanë vlera mbi atë të SG janë st-L2 për ekspeditën E1, st-L1, st-L2, st-T2, st-T3 për ekspeditën E2, st-L1, st-L2, st-L3 për ekspeditën E3 dhe st-L1 për ekspeditën E4. Vlerat e larta në stacionet e Lanës i shpjegojmë me faktin, se kjo zonë është rurale dhe është zonë ku ka ndikim bujqësor si pasojë e plehrimit të tokave me plehra kimike që përmbajne nitrate (Figura 187).

Fosfatet kanë vlera max=19.36842 herë më të larta se SG në st-L3 për ekspeditën E2 dhe vlera min=0.237986 është marrë në st-T1 për ekspeditën E2. Karakteristike për fosfatet është se të gjithë stacionet e monitorimit përveç st-L1, st-T1 për periudhat E1 dhe E4, si dhe st-T1 për periudhat E2 dhe E3 kanë vlera të larta, dukshëm të ndjeshme në krahasim me SG (Figura 188).

Edhe tek fosfori total vemë re të njëjtën sjellje si tek fosfatet ku stacionet që përshkojnë zonën në të cilin ujrat e lumit të Lanës, Tiranës dhe Ishmit kalojnë në zonat urbane të qytetit (brenda qytetit) kanë vlera të larta dukshëm me atë të SG. Vlera max = 18.2516 herë më e lartë se SG është marrë në st-L3 për ekspeditën E4, ndërsa vlera min = 0.04264 është marrë në st-T1 për ekspeditën E4 (Figura 189).

Nga grafikët në figurat nga 185 deri në 189 vemë re në përgjithësi që për parametrat ushqyes vlerat e normalizimit janë ndjeshëm të dukshme mbi vlerat e SG, kjo sidomos përsa i përket zonës që përfshin stacionet st-L2, st-L3, st-T2, st-T3, st-Ish1, st-Ish2, st-Ish3. Ky është tregues i qartë i ndikimit antropogjen në ujrat e lumenjve Lana, Tirana dhe Ishmi.

Figura 185. Normalizimi i vlerave të amoniumit të çdo prove me SG


174

Figura 186. Normalizimi i vlerave të nitriteve të çdo prove me SG

Figura 187. Normalizimi i vlerave të nitrateve të çdo prove me SG

Figura 188. Normalizimi i vlerave të fosfateve të çdo prove me SG


175

Figura 189. Normalizimi i vlerave të fosforit total të çdo prove me SG 10.3. Vlerësimi i riskut mjedisor

Për të vlerësuar riskun mjedisor të vlerave të parametrave mjedisorë, ju referuam normave të lejuara sipas BE për ujrat salmonide, NIVA dhe UNECE. Ky vlerësim u bë duke kryer normalizimin e përmbajtjeve të vlerave mesatare vjetore me normat e lejuara si dhe normalizimin e çdo prove për të gjithë ekspeditat me normat e lejuara.

10.3.1 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normat e lejuara

Rezultatet e normalizimit të përmbajtjeve të vlerave mesatare me normat e lejuara pasqyrohen në figurat nga 190 deri në 195, të cilë paraqesin grafikët e këtyre normalizimeve.

Kjo pjesë është ndarë në tre grupe atë të normave të lejuara sipas BE, normat e lejuara sipas NIVA dhe normat e lejuara sipas UNECE.

10.3.1.1 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide (rekomanduar).

Përsa i përket normave të BE për ujrat salmonide normalizimi u bë me normat e rekomanduara nga BE për rritjen e këtij lloj peshku. Figurat nga 190 dhe 191 shprehin grafikisht këtë normalizim. Normalizimi i vlerave mesatare të parametrave me normat e BE është pasyruar i ndarë në dy grupe në atë të parametrave fiziko–kimikë dhe në atë të ushqyesve.

10.3.1.1.1 Parametrat fiziko-kimike

Nga normalizimi i vlerave mesatare vjetore të parametrave fiziko-kimike me normat e lejuara sipas BE për ujrat salmonide (të rekomanduara) tregojnë qartë riskun mjedisor që shprehin vlerat e larta të lëndës pezull, afërsisht 3 herë më të larta se normat e lejuara, vlerat e NBO5 është 9.44 herë më e lartë se norma e lejuar. Vlerat e normalizimit të pH dhe


176

oksigjenit të tretur janë në kufijtë e normave duke mos paraqitur kështu risk mjedisor (Figura 190).

10.3.1.1.2 Ushqyesit-azot dhe fosfor

Ashtu siç tregohet edhe në Figurën 191 përsa i përket parametrave ushqyes, vemë re se përmbajtjet e amoniumit rezultojnë mesatarisht 215 herë mbi normën e lejuar, përmbajtja e nitriteve rezulton 4.489 herë më lartë se norma e lejuar, ndërsa përmbajtja e fosfateve është 4.360 herë më e lartë se norma e lejuar. Të tre këta parametra paraqesin një risk serioz mjedisor për rritjen e salmonideve, praktikisht në këto kushte ata nuk mund të rriten.

Figura 190. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko- kimike me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide

Figura 191. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare vjetore të parametrave ushqyes me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide


177

10.3.1.2 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas NIVA

Vleresimi i riskut mjedisor nëpërmjet normalizimit të vlerave mesatare të parametrave të matura me NIVA u bë duke patur parasysh normat e klasës II, që është edhe klasa e rekomanduar nga BE për cilësinë e ujrave sipërfaqësore (WFD2000/2006). Më hollësisht rezultatet jepen në grafikët në figurat nga 192 deri në 193.

Ky normalizim është pasyruar i ndarë në dy grupe: në atë të parametrave fiziko–kimikë dhe në atë të ushqyesve.


Nga normalizimi i vlerave mesatare të parametrave fiziko-kimike me normat e NIVA-s vemë re që pH dhe oksigjeni i tretur kanë vlera pothuaj të njëjta me ato të normave të lejuara (përkatesisht 1,168 dhe 0,831), pra nuk paraqesin risk mjedisor. Edhe nga grafiku (Figura 192) vëmë re që parametrat që përbëjnë një risk të madh mjedisor janë vlerat e lëndës pezull që janë rreth 24,804 herë dhe të NKO-së me rreth 16,593 herë më të larta se normat e lejuara të NIVA për klasën II.

10.3.1.2.2 Ushqyesit-azot dhe fosfor

Sipas normalizimit të parametrave ushqyes vemë re se vlerat mesatare vjetore të amoniumit janë 2.874 herë më të larta dhe vlerat e fosforit total janë 8,294 herë më të larta se normat e lejuara. Ashtu siç duken qartë edhe në grafik (Figura 193) këto vlera janë tregues i riskut të lartë mjedisor të këtyre parametrave në ujrat e lumit të Tiranës, të Lanës dhe të Ishmit.

Figura 192. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko-kimike me normën e lejuar me NIVA


178

Figura 193. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave ushqyes me normën e lejuar me NIVA

10.3.1.3 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas UNECE

Normalizimi duke u mbështetur në normat e lejuara sipas UNECE-s, u bë në të njëjtën mënyrë si edhe tek normalizimi sipas NIVA-s, me normat e lejuara të klasës II. Më poshtë figurat nga 194 deri në 195 paraqesin grafikët e normalizimit të vlerave mesatare të parametrave mjedisore me normat e lejuara sipas UNECE (klasa II).

Edhe ky normalizim është paraqitur i pasqyruar në dy grupe; në atë të parametrave fiziko-kimike dhe në atë të ushqyesve.

10.3.1.3.1 Parametrat fiziko- kimike

Sipas grafikut (Figura 194) vemë re që vlerat e normalizimit të oksigjenit të tretur janë 0.895, pra janë pothuaj sa vlerat e normës se lejuar duke mos paraqitur risk mjedisor. Vlerat e NKO janë 8.296 herë më të larta dhe vlerat e NBO5 janë 7.083 herë më të larta se norma e lejuar, duke paraqitur kështu risk mjedisor.


179

10.3.1.3.2 Ushqyesit- azoti dhe fosfori

Vlerat e parametrave ushqyes luhaten për moniumin rreth 28.742 herë, nitratet 0.026 herë dhe fosforin total 41.472 herë më të larta se norma. Nga këta parametra risk të lartë mjedisor paraqesin amoniumi dhe fosfori total (Figura 195).

Figura 194. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko-kimike me normën e lejuar sipas UNECE

Figura 195. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të ushqyesve me normën e lejuar sipas UNECE 10.3.2 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normat e lejuara


180

Rezultatet e normalizimit paraqiten në grafikët nga Figurat nga 196 deri në 214.

Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave të parametrave të cdo prove është bërë me normat sipas BE për ujrat salmonide, me NIVA për klasën II, dhe me UNECE për klasën II.

10.3.2.1 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide (rekomanduar).

Normalizimi paraqitet i grupuar në parametrat fiziko-kimike dhe në ushqyesit dhe në grafikët nga Figura 196 deri në Figurën 203.


Nga normalizimi i parametrave të çdo prove vemë re që për temperaturën, pH dhe oksigjenin e tretur, vlerat në çdo provë, për të gjithë ekspeditat luhaten rreth vlerave të normave të lejuara, pra nuk përbejnë risk mjedisor. Parametrat, vlerat e të cilëve përbëjnë një risk mjedisor janë lënda pezull dhe NBO5.

Vlerat e pH janë rreth 1.12 herë më të larta se norma e lejuar, por kjo rritje e vogël nuk përbën risk mjedisor për gjallesat, në veçanti për salmonidet (Figura 196). Për pH-in vlera max=1.33 herë më e lartë se norma është marrë në st-Ish2 për ekspeditën E3, ndërsa vlera min = 1.05 është marrë në stacionin st-T3 për ekspeditën E4. Të dy këto vlera nuk paraqesin risk mjedisor për salmonidet dhe gjallesat në përgjithësi.

Lënda pezull me vlerën max = 8.84 herë më të larta se norma në st-T3 për ekspeditën E2, ndërsa vlera min = 0.4 në st-T1 për ekspeditën E4. Në përgjithësi vihet re që për të gjitha provat, kemi vlera disa herë më të larta se norma e lejuar me një mesatare prej rreth 3 herë më të larta, pra që paraqesin risk mjedisor. Vlera më të ulëta se norma e lejuar, pra që nuk përbëjnë risk mjedisor vemë re në këto stacione: st-L1 për ekspeditën E1, st-T2 për ekspeditën E3 dhe st-L1, st-L2, st-T1, st-T2, st-T3 për ekspeditën E4 (Figura 198).

Karakteristike për oksigjenin e tretur është se në përgjithësi të gjithë stacionet e monitorimit, çdo provë ka vlera pothuaj të njëjta me ato të normave të lejuara (Figura 199). Vlera max = 1.092 herë më e lartë se norma e lejuar është në st-L1 për ekspeditën E1, gjë që shpjegohet me faktin se ky stacion është jashtë zonës urbane, pra para ndotjes së ujrave të lumit nga aktiviteti antropogjen. Vlera min = 0.576 merret në st-L2 për ekspeditën E4. Stacionet që kane vlera mbi normën e lejuar janë st-L1, st-T1 për ekspeditën E1 dhe st-T1 për ekspeditën E4. Megjithëse janë vlera mbi normën e lejuar ato nuk paraqesin risk të lartë mjedisor sepse kjo vlerë është e papërfillshme.


181

NBO5 përfaqësohet me vlera max=31.666 herë më të larta se norma e lejuar në stacionin st-L3 për ekspeditën E4 dhe vlera min = 0.666 në stacionin st-L1 për ekspeditën E1. Në përgjithësi të gjithë stacionet e monitorimit përfaqësojnë risk mjedisor, me mesatare të vlerave rreth 9.444 herë më të larta se norma e lejuar. Ashtu siç duket qartë edhe nga grafiku Figura 200, përjashtim bëjnë vetëm provat në stacionet st-L1, st-T1 për ekspeditën E1 dhe st-T1 për ekspeditën E2, që kanë vlera rreth normës së lejuar.

10.3.2.1.2 Ushqyesit - azoti dhe fosfori

Vlerat e amoniumit luhaten midis max=496 herë më të larta se norma e lejuar në stacionin st-T3 për ekspeditën E4 dhe vlerë min = 0.275 në stacionin st-T1 për ekspeditën E4. Në përgjithësi të gjitha provat ujore të çdo stacioni monitorimi paraqesin vlera më të larta se normat e lejuara duke paraqitur një risk të lartë mjedisor, përjashtim bë stacioni T1 për E1 dhe E4 (Figura 201). Ky stacion për këto periudha nuk paraqet risk mjedisor.

Nitritet paraqesin në përgjithësi vlera të larta në të gjithë stacionet mbi normën e lejuar (Figura 202). Përjashtim bën vetëm E4, periudhë në të cilën të gjithë stacionet e monitorimin kanë vlera të nitriteve të njëjta ose nuk e kalojnë normën e lejuar. Veçojmë në këtë periudhë stacionin st-L1, vlera e të cilës është 2.6 herë më e lartë se norma e lejuar. Këtë gjë si dhe faktin që pothuaj në të gjithë zonën jourbane ka vlera të larta të nitriteve e shpjegojme me faktin e përdorimit të plehrave kimike, nga banorët e fshatrave përreth, me përmbajtje nitratesh. Vlera max = 23.4 herë më e lartë se norma e lejuar është marrë në stacionin st-L3 për pepriudhën E1, ndërsa vlera min = 0.19 është marrë në stacionin st-Ish2 për ekspeditën E3.

Përsa i përket fosfateve, vemë re që për të katër ekspeditat vetëm në stacionet e monitorimit, L1 dhe T1, pra stacione që janë jashtë zonës urbane, si rrjedhim edhe para zonës së ndotjes vlerat janë në normën e lejuar. Të gjithë stacionet e tjerë që përshkojnë zonën urbane paraqesin vlera të larta në krahasim me ato të normës së lejuar, vlera këto që paraqesin riks të lartë mjedisor (Figura 203). Vlera më e lartë max = 10.58 herë më shumë se norma është marrë në st-L3 për ekspeditën E2, ndërsa vlera min = 0.13 në st-T1 për ekspeditën E2.

Nga kjo analizë risk të lartë mjedisor (vlerat maksimale) paraqesin për amoniumin st-T3 për ekspeditën E4, për nitritet st-L3 për pepriudhën E1 dhe për fosfatet në st-L3 për ekspeditën E2.


182

Figura 196. Normalizimi i përmbajtjeve të pH në çdo provë me normën e lejuar sipas BE.

Figura 197. Normalizimi i përmbajtjeve të temperaturës në çdo provë me normën e lejuar sipas BE.

Figura 198. Normalizimi i përmbajtjeve të lëndës pezull në çdo provë me normën e lejuar sipas BE.


183

Figura 199. Normalizimi i përmbajtjeve të oksigjenit të tretur në çdo provë me normën e lejuar sipas BE.

Figura 200. Normalizimi i përmbajtjeve të NBO5 në çdo provë me normën e lejuar sipas BE.

Figura 201. Normalizimi i përmbajtjeve të azotit amoniakal në çdo provë me normën e lejuar sipas BE.


184

Figura 202. Normalizimi i përmbajtjeve të nitriteve në çdo provë me normën e lejuar sipas BE.

Figura 203. Normalizimi i përmbajtjeve të fosfateve në çdo provë me normën e lejuar sipas BE.

10.3.2.2 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA.

Normalizimi paraqitet i grupuar në parametrat fiziko-kimike dhe në ushqyesit, grafikët nga Figura 204 deri në 208.


Pwr pH, Vlerat e çdo prove janë pothuaj të njëjta me ato të normës së lejuar, duke marrë një vlerë max = 1.33 herë më të lartë në st- Ish2 për ekspeditën E3 (Figura 204). Vlerat e pH-it nuk paraqesin risk mjedisor.

Lënda pezull në përgjithësi në çdo provë ka vlera më të larta se normat e lejuara duke dhënë max = 73.666 herë më të lartë se norma e lejuar në st-T3 për ekspeditën E2 dhe min = 3.333 herë më të lartë se vlera e lejuar


185

në st-T1 për ekspeditën E4. Këto vlera të lëndës pezull për çdo stacion monitorimi paraqesin një risk të lartë mjedisor (Figura 205).

NKO ka vlera max = 54 herë më të lartë në st-L3 për ekspeditën E2 dhe min =1 në st-T1 për ekspeditën E4. Pra vetëm st-T1 për E4 ka vlerë të njëjtë me normën e lejuar, si rrjedhim nuk paraqet risk mjedisor (Figura 206). Të gjitha provat e tjera kanë vlera mbi normën e lejuar duke paraqitur risk mjedisor.

10.3.2.2.2 Ushqyesit – azoti dhe fosfori

Amoniumi për provat në stacionet L1 dhe T1, për të katër ekspeditat paraqet vlera më të ulëta se norma e lejuar, pra nuk paraqet risk mjedisor. Në të gjithë stacionet e tjerë të monitorimit, provat e tyre paraqesin risk të lartë mjedisor (Figura 207). Vlera max = 6.6133 herë më e lartë se norma është marrë në st-T3 për ekspeditën E4.

Fosfori total ka vlerën max = 21.4 herë më të lartë se norma e lejuar në st-L3 për ekspeditën E2, ndërsa vlera brenda normës së lejuar paraqesin stacionet L1 dhe T1 për ekspeditën E1, st-T1 për ekspeditën E2, st-T1 për ekspeditën E3 dhe st-L1, st-T1 për ekspeditën E4. Karakteristikë është që st-T1 për të katër ekspeditat është brenda normës së lejuar (Figura 208). Të gjithë provat e stacioneve të tjerë janë disa herë më të larta se norma e lejuar duke paraqitur kështu risk të lartë mjedisor.

Figura 204. Normalizimi i përmbajtjeve të pH-it në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA.


186

Figura 205. Normalizimi i përmbajtjeve të lëndës pezull në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA.

Figura 206. Normalizimi i përmbajtjeve të NKO në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA.

Figura 207. Normalizimi i përmbajtjeve të amoniumi në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA.


187

Figura 208. Normalizimi i përmbajtjeve të fosforit total në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 10.3.2.3 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE.

Normalizimi paraqitet i grupuar në parametrat fiziko-kimike dhe në ushqyesit dhe në grafikët nga Figura 209 derin në 214.

10.3.2.3.1 Parametrat fiziko kimike

Oksigjeni i tretur në çdo provë për të gjithë stacionet paraqet vlera të përafërta me normën e lejuar duke mos paraqitur risk mjedisor (Figura 209). Vlera max = 1.17538 herë mbi normën e lejuar është marrë në st- L1 për ekspeditën E1 ndërsa min = 0.62 është marrë në st-L2 për ekspeditën E4.

NKO paraqet vlerën max = 27 herë mbi normën e lejuar në st-L3 për ekspeditën E2 dhe min = 0.5 në st-T1 për ekspeditën E4. Vetëm st-L1 për ekspeditën E1 paraqet vlerë të njëjtë me normën e lejuar. Në përgjithësi provat e të gjithë stacioneve paraqesin risk mjedisor, vlerat e tyre janë mbi normën e lejuar (Figura 210).

NBO5 paraqet vlera të përafërta me normën, duke mos patur risk mjedisor për provat e st-L1, st-T1 për ekspeditën E1, st-T1 për ekspeditën E3 dhe st-T1 për ekspeditën E4. Të gjithë provat e stacioneve të tjera paraqesin risk të lartë mjedisor duke arritur vlerën max = 23.75 herë më të lartë se norma e lejuar në st-L3 për ekspeditën E4 (Figura 211).

10.3.2.3.2 Ushqyesit-azoti dhe fosfori

Amoniumi paraqet vlera poshtë normës së lejuar, duke mos paraqitur risk mjedisor për këto stacione st-L1, st-T1 për ekspeditën E1, st-T1 për ekspeditën E2, st-T1 për ekspeditën E3 dhe st-L1, st-T1 për ekspeditën E4 (Figura 212). Të gjitha provat e stacioneve të tjera kanë vlera mbi


188

normën e lejuar, duke paraqitur risk mjedisor. Vlera max = 66.1333 herë më e lartë se norma e lejuar është marrë në st-T3 për ekspeditën E4, ndërsa min = 0.036 në st-T1 për ekspeditën E4.

Ashtu siç duket në grafik (Figura 213) nitratet në provat e çdo stacioni nuk paraqesin risk mjedisor, meqenëse vlerat e tij janë rreth normës së lejuar, lehtësisht nën këtë vlerë. Vlerat max = 0.655 janë marrë në st-L2 për ekspeditën E2 dhe min = 0.005 në st-T1 për ekspeditën E3.

Fosfori total paraqet për çdo provë vlera disa herë më të larta se norma e lejuar, duke paraqitur kështu risk të lartë mjedisor (Figura 214). Vlera max= 107 herë më e lartë se norma është marrë në st-L3 për ekspeditën E2, ndërsa vlera më e ulët min=0.25 në st-T1 për ekspeditën E4.

Figura 209. Normalizimi i përmbajtjeve të oksigjenit të tretur në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE.

Figura 210. Normalizimi i përmbajtjeve të NKO-së në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE.


189

Figura 211. Normalizimi i përmbajtjeve të NBO5 në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE.

Figura 212. Normalizimi i përmbajtjeve të azotit amoniakal në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE.

Figura 213. Normalizimi i përmbajtjeve të nitrateve në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE.


190

Figura 214. Normalizimi i përmbajtjeve të fosforit total në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE.

11. Zbatimi i modelit të transportit të ndotësve U ndërtuan dy programe në dy gjuhë të ndryshme programimi në C++ dhe në MATLAB. Secila prej tyre paraqiti avantazhet dhe disavantazhet e veta. Ne zbatuam modelin e transportit të ndotësve me skemën numerike Crank-Nicolson, ndërkohë që vlerat e parametrave të ndryshme janë të ndryshueshme (Figura 214).

Figura 214. Grafiku që shpjegon varësinë e Cmax nga koha dhe distanca e burimit ndotës.


191

C++ Gjatë zbatimit të modelit në C++, programi ekzekutohet shpejt nga kompjuteri me parametra normal të ekzekutimit RAM 1GB, HDD 80GB CPU 1.7 Ghz, ambient Windows 2000, por për paraqitjen grafike të rezultateve të kësaj zgjidhje C++ nuk ishte komod. U desh që rezultatet të transferoheshin në Excel duke krijuar një file xls. Ky file është kompatibile për t’u shfrytëzuar në programin Surfer, për ndërtimin e hartave të shpërndarjes së ndotësit. Nga këto harta vihet re që ndotësi (substance kimike) në sajë të difuzionit dhe konveksionit shpërndahet në ambjentin fluid në funksion të distancës, pas një kohe dt të caktuar e shoqëruar me uljen e përqëndrimit (Figurat 215, 216, 217) (tabela B-22, Aneks B). Në hartën më vektorë jepet drejtimi i lëvizjes së shpërndajes së substancës kimike. Në hartën më izolinja jepet zona e shtrirjes së përqëndrimit të substancës kimike si dhe vlerat e përqëndrimit në distancë nga burimi ndotës ose pika e matjes. Në hartën me dritë hije (njollë) jepet një tjetër mënyrë paraqitjeje të shpërndarjes së substancës kimike, në zonën më të ndricuar përqëndrimi është më i madh, dhe në distancë duke u larguar nga burimi ndotës (pika e matjes) ky ndriçim vjen duke u zvogëluar deri sa arrihet e njëjta ngjyrë uniforme. MATLAB Ndërsa në modelimin me MATLAB gjatë zbatimit të programit u vu re që MATLAB është me komod në ndërtimin e paraqitjes grafike të rezultateve të zgjidhjes së ekuacionit të difuzion konveksionit.

Rezultatet e modelimit me MATLAB nga zgjidhja e ekuacionit të difuzion – konveksionit jepen më poshtë në figurën 218 dhe 219. Rezultatet e zgjidhjes së ekuacionit të transportit jepen në tabelën B-23, Aneks B.

U simulua modeli i transportit të ndotësve duke zbatuar skemën numerike Cranc-Nikolson, ndërkohë që vlerat e parametrave të ndryshme janë të ndryshueshme. Vumë re në përgjithësi ulje të përqëndrimit të ndotësit.

Për terma të ndryshueshme të koefiçientit të difuzionit, shohim që kur vlera e këtij koefiçienti është e lartë, përqëndrimi i ndotësit ulet me shpejt.

Për shpejtësi të ndryshueshme të ndotësit, vumë re se përqëndrimi i ndotësit me shpejtësi të lartë ulet në vlerë më të madhe se sa për vlera të vogla të shpejtësisë së rrjedhjes.


192

2 2.5 3 3.5 4 4.5 5 5.5 6 6.5 72

2.5

3

3.5

4

4.5

5

5.5

6

Figura 215. Harta vektor e shpërndarjes së përqëndrimit

2 2.5 3 3.5 4 4.5 5 5.5 6 6.5 72

2.5

3

3.5

4

4.5

5

5.5

6

Figura 216. Harta njollë e shpërndarjes së përqëndrimit

Figura 217. Harta 2D e shpërndarjes së përqëndrimit.


193

Figura 218. Shpërndarja e përqëndrimit të ndotësit

Figura 219. Shpërndarja e përqëndrimit (Izolinjat)


194

PJESA III PËRFUNDIME DHE REKOMANDIME

12. Përfundime

12.1Parametrat mjedisorë më kritikë

Si përfundim të këtij studimi mund të pohojmë që: parametrat më kritikë të cilësisë së ujrave të pellgut të Ishmit janë:

a) Përbërësi dominues ndotës i ujrave është ai i P_total, gjë që përcakton se ujrat e Ishmit janë ujra me një ndikim të madh të fosfateve me vlerë 0.135 meq/l, me një renditje Ptotal> P_PO43-> NO2-> NO3-.

b) Përmbajtja shumë e lartë lëndëve të ngurta pezull, si rrjedhojë e erozionit të vrullshëm në pellg. Vlerat e mesatares vjetore variojnë nga 54.1mg/l në st-L2 deri në 107.9 mg/l në st-T3.

c) Rritje e vlerave të kripshmërisë së ujrave gjatë rrjedhjes në zonën urbane. Arsyeja e kësaj rritje në rrjedhën e poshtme të lumenjve është shkarkimi i mbetjeve të lëngëta urbane, ndërsa për stiaconin e fundit Ish3 ndikon edhe proçesi i difuzionit. Vlerat më të larta të kripshmërisë vihen re në periudhat e thata.

d) Vlera të ulëta të oksigjenit të tretur në pjesën e poshtme të rrjedhjes së lumenjve, për shkak të shkarkimeve të mbetjeve urbane (ujrave të zeza) të qytetit të Tiranës dhe të komunave përreth. Shkarkimet e mëdha të mbeturinave urbane në ujërat e tyre shkaktojnë ç’oksigjenim të ujërave duke shkaktuar zhdukjen e jetës në to.

e) Vlera të larta të NKO-së në të gjithë stacionet e monitorimit, vlerat mesatare variojnë nga 14 mg/l në st-T1 deri në 103 mg/l në st-L2.

f) Vlera të larta të NBO5-së në të gjithë stacionet e monitorimit, përveç st-L1 dhe st-T1. Vlera minimale është regjistruar në stacionet L1 dhe T1 me 2 mg/l ndërsa vlera maksimale është regjistruar në L3 me 95 mg/l. Në lidhje me normat e BE-së, ujërat e lumit Ishëm, Tiranë dhe Lanë duket se janë jashtë normave të lejuara për mbijetesën e peshqve. Mendojmë se shkaku kryesor janë shkarkimet e mëdha të mbeturinave urbane në ujërat e tyre të cilat shkaktojnë ç’oksigjenim të ujërave, duke rritur kështu nevojën biologjike për oksigjen.

g) Vlerat e larta të amoniumit thuajse në të gjitha stacionet e pellgut, si pasojë e shkarkimeve të lëngëta urbane. Përqendrimi mesatar i amoniumit për 36 matjet e kryera gjatë këtij


195

monitorimi rezulton 8,622 mg/l, që është rreth trembëdhjetë herë më i lartë se vlera mesatare e raportuar për 580 stacionet e lumenjve europianë (0,66 mg/l).

h) Përmbajtja e nitriteve është tregues i ndotjeve nga shkarkimet e ujërave të zeza. Nivele të larta janë gjetur në ujërat e Lanës (st-L2, vlera mesatare 0.104 mg/l); Përmbajtje shumë më të ulëta janë matur në stacionin st-T1 me vlerë mesatare 0.006 mg/l. Sipas NIVA-s vetëm stacioni st-T1 i plotëson kushtet për ujrat ciprinide.

i) Vlera të larta të nitrateve në stacionet që përshkojnë qytetin st-T2, st-T3 dhe st-L2, st-L3. Vlerat variojnë nga 0.075 mg/l st-T1 për E3 deri në 0.982 mg/l në st-L2 për E2. Vlerat e ulëta të nitrateve në stacionet e Ishmit mendojmë se janë si pasojë e aftësisë vetpastruese të ujrave. Krahasuar me kufijtë e Direktivës së BE (CEE/CEEA/CE 78/659: BMZ, 1995;) ujërat e pellgut të Ishmit kanë përmbajtje të nitrateve që i tejkalojnë shumë nivelet e rekomanduara.

j) Për të gjithë stacionet përqëndrimet e P_PO4 janë më të larta se kufiri 0.2 mg/l i Direktivës së BE për ujërat salmonide dhe 0.4 mg/l për ujërat ciprinide. Vlera shumë të ulëta të fosfateve janë matur në ujërat e stacionit st-L1 0.14 mg/l dhe st-T1 0.068 (që plotësojnë kushtet për salmonidet dhe ciprinidet). Rritja e përqëndrimit të fosfateve mbi vlerat e nevojshme të prodhimit të biomasës përbën rrezik, duke nxitur lulëzimin e algave planktonike dhe kalimin e ujërave në gjendje eutrofike deri edhe distrofike. Burimet kryesore të fosfateve në ujërat natyrore janë detergjentët dhe plehrat fosfatike.

k) Vlera të larta të Ptotal duke i klasifikuar ujrat e pellgut si të cilësisë shumë të keqe.

l) Për treguesit bakteriologjike, vërehet se në të gjithë stacionet e monitorimit për Coliform fekalet, situata është jashtë normave të detyrueshme të vendosura nga direktiva e Bashkimit Europian për ujrat e larjes.


196

12.2 Klasifikimi i cilësisë së ujrave

Klasifikimi i cilësisë së ujrave nga ndotjet antropogjene paraqitet në Tabelat 12-1 deri në 12-4 ku jepen klasat e cilësisë së ujrave sipas çdo lumi, të gjithë pellgut si dhe për çdo stacion monitorimi.

Klasifikimi i ujrave të lumenjve

Tabela 12-1: Klasifikimi sipas NIVA

Kodi Klasa Klasa Klasa Klasa Klasa Klasa Ptotal NH4+ O2 i tretur pH Lënda pezull Col Fecale

Lana V IV III I V V Tirana IV IV III I V V Ishmi V V III I V V Pellgu i Ishmit V V III I V V

Tabela 12-2: Klasifikimi sipas UNECE

Kodi Klasa Klasa Klasa Klasa Klasa Klasa

Ptotal NO3 NBO5 NKO NH4+ O2 i tretur

Lana V I V V V III Tirana V I V V IV III Ishmi V I V V V III Pellgu i Ishmit V I V V V III

Klasifikimi i çdo stacioni Tabela 12-3: Klasifikimi i ujrave të stacioneve, sipas NIVA


Ptotal NH4+ O2 i tretur pH

Lënda pezull

Col Fecale

L1 V II II I V V L2 V V III I V V L3 V V III I V V T1 I I II I V V T2 V V III I V V T3 V V III I V V

Ish1 V V III I V V Ish2 V V III I V V Ish3 V V III I V V


197

Tabela 12-4: Klasifikimi cilwsisw se ujrave sipas UNECE


Ptotal NO3 NBO5 NKO NH4+ O2 i tretur

L1: IV I III IV II II L2: V I V V V III L3: V I V V V III T1: III I II III I II T2: V I V V IV III T3: V I V V V III Ish1: V I IV V V III Ish2: V I III IV V III Ish3: V I III IV V II

Klasifikimi i ujrave sipas klasave ushqyese Rott.1999

Nga sa më sipër për Lanën, Tiranën dhe Ishmin, vlerat ushqyese rriten mjaft duke u përfshirë në klasat eupolitrofe, politrofe dhe hipopolitrofe, duke dëshmuar në këtë mënyrë, për lumenj mjaft të ndotur. Më sipër u diskutua se në ujrat e këtyre lumenjve edhe ushqyesit (nitrite dhe amoniumi) kalojnë kufijtë e normave të lejuara të BE-së për ujrat sipërfaqësorë. Nga këta lumenj çlirohet erë e pakëndëshme uji, duke treguar përmbajtje të lartë të përbërësve organikë ose kimikateve.

Tabela 12-5: Klasifikimi sipas klasave ushqyese

Kodi Klasat ushqyese

L1 eu-polytroph L2 poly-hypertroph L3 poly-hypertroph T1 meso-eutroph T2 polytroph T3 poly-hypertroph Ish1 poly-hypertroph

Ish2 poly-hypertroph Ish3 poly-hypertroph

12.3 Harta e gjendjes së cilësisë të ujrave

Sipas hartës (Figura 109) Së gjendjes së cilësisë së ujrave në pellgun e Ishmit, për dy parametra ushqyes, amoniumi NH4 dhe Ptotal, duke ndjekur klasifikimin në tabelën 12-4 vëmë re që kërkesës së Direktivës Kuadër të BE (Direktiva e Këshillit, 2000/60/EC) që cilësia e ujrave të pellgjeve deri


198

në 2015 të jetë e cilësisë “së mirë”, vetëm dy stacione i përgjigjen L1 dhe T1, që janë dhe praktikisht stacionet që i përkasin rrjedhjes së sipërme të lumenjve, pa hyrë akoma në zonën e urbanizuar. të qytetit pa patur kështu ndikim antropogjen. Të gjitha stacionet e tjera i përkasin klasës IV dhe V, të cilësisë “së keqe” ose “shumë të keqe”.

Figura 220. Gjendja e cilësisë së ujrave të pellgut të Ishmit

12.4 Vlerësimi i impaktit antropogjen

Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të vlerave me SG

Përmbajtjet e pH dhe oksigjenit të tretur luhaten në kufijtë e SG. Lënda pezull ka vlera 1.35 herë më të larta se ato të SG. Karakteristikë për NKO është se vlerat mesatare vjetore të saj janë 2.16 herë më të larta se ajo e SG, po ashtu edhe për NBO5 shohim që vlera mesatare e saj është 3.54 here më e lartë se ajo e SG . Këto rezultate të larta janë fakte që tregojnë dukshëm ndikimin antropogjen në ujrat e lumit të Lanës, Tiranës dhe Ishmit për lëndën pezull, NKO dhe NBO5.

Nitratet janë në kufijtë e SG, po kështu edhe vlerat e nitriteve mund të themi që janë në kufijtë e SG. E kundërta ndodh me amoniumin, ku vlerat mesatare të tij janë 23.1 herë më të larta se SG. Vlerat mesatare të fosfateve janë 7.98 herë më të larta se SG, ndërsa ato të fosforit total janë


199

7.07 herë më të larta. Vlerat e larta të amoniumit, fosforit të përgjithshëm dhe fosfateve, tregojnë për ndikimin e dukshëm antropogjen në këto lumenj, si dhe për veprimtarinë e lartë urbane në këtë zonë.

Normalizimi i vlerave të parametrave të çdo prove me SG

Përmbajtjet e vlerave të pH dhe temperaturës luhaten në kufij me ato të SG për çdo stacion monitorimit. Përsa i përket vlerave të matura të kripshmërisë, lëndës pezull, NKO dhe NBO5 vemë re se ato janë ndjeshëm mbi SG, ç’ka tregon se veprimtaria antropogjene ka ndikuar shumë në këto parametra. Ky ndikim është sidomos i dukshëm nga stacionet st-L2, st-L3 përsa i përket lumit të Lanës, st-T2 dhe st-T3 përsa i përket lumit të Tiranës; dhe për të tre stacionet e lumit të Ishmit (st-Ish1, st-Ish2, st-Ish3), që përfaqësojnë rrjedhjen e lumenjve në zonat e ndotura nga aktiviteti antropogjen.

Vlera 53.083612 herë më e lartë se SG për amoniumin është marrë në st-T3 për ekspeditën E4. Ndërsa vlera minimum është marrë në stacionin T1 për ekspeditën E1. Në përgjithësi vëmë re që për të katër ekspeditat në st-T1 dhe st-L1 vlerat janë nën vlerën e SG ose të përafërta me të, gjë që tregon që në këtë zonë nuk ka ndikim antropogjen Të gjithë stacionet e tjerë st-L2, st-L3, st-T2, st-T3, st-Ish1, st-Ish2, st-Ish3 kanë dukshëm vlera shumë të larta në krahasim me SG.

Përsa i përket nitriteve dhe nitrateve vëmë re se në përgjithësi kanë vlera që luhaten me ato të SG.

Fosfatet kanë vlera max=19.36842 herë më të larta se SG në st-L3 për ekspeditën E2 dhe vlera min=0.237986 është marrë në st-T1 për ekspeditën E2. Karakteristike për fosfatet është se të gjithë stacionet e monitorimit përveç st-L1, st-T1 për periudhat E1 dhe E4, si dhe st-T1 për periudhat E2 dhe E3 kanë vlera të larta, dukshëm të ndjeshme në krahasim me SG.

Edhe tek fosfori total vemë re të njëjtën sjellje si tek fosfatet ku stacionet që përshkojnë zonën në të cilin ujrat e lumit të Lanës, Tiranës dhe Ishmit kalojnë në zonat urbane të qytetit (brenda qytetit) kanë vlera të larta dukshëm me atë të SG. Vlera max = 18.2516 herë më e lartë se SG është marrë në st-L3 për ekspeditën E4.

Vemë re në përgjithësi që për parametrat ushqyes vlerat e normalizimit janë ndjeshëm të dukshme mbi vlerat e SG, kjo sidomos përsa i përket zonës që përfshin stacionet st-L2, st-L3, st-T2, st-T3, st-Ish1, st-Ish2, st-Ish3. Ky është tregues i qartë i ndikimit antropogjen në ujrat e lumenjve Lana, Tirana dhe Ishmi.


200

12.5 Vlerësimi i riskut mjedisor Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide (rekomanduar).

Vlerat e larta të lëndës pezull, afërsisht 3 herë më të larta se normat e lejuara, vlera e NBO5 9.44 herë më e lartë se norma e lejuar tregojnë qartë riskun mjedisor në këto ujra. Vlerat e normalizimit të pH dhe oksigjenit të tretur janë në kufijtë e normave duke mos paraqitur kështu risk mjedisor.

Përsa i përket parametrave ushqyes, vemë re se përmbajtjet e amoniumit rezultojnë mesatarisht 215 herë mbi normën e lejuar, përmbajtja e nitriteve rezulton 4.489 herë më lartë se norma e lejuar, ndërsa përmbajtja e fosfateve është 4.360 herë më e lartë se norma e lejuar. Të tre këta parametra paraqesin një risk serioz mjedisor për rritjen e salmonideve, praktikisht në këto kushte ata nuk mund të rriten.

Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas NIVA

Parametrat që përbëjnë një risk të madh mjedisor janë vlerat e lëndës pezull që janë rreth 24,804 herë dhe të NKO-së me rreth 16,593 herë më të larta se normat e lejuara të NIVA për klasën II.

Vlerat mesatare vjetore të amoniumit janë 2.874 herë më të larta dhe vlerat e fosforit total janë 8,294 herë më të larta se normat e lejuara, këto vlera janë tregues i riskut të lartë mjedisor të këtyre parametrave në ujrat e lumit të Tiranës, të Lanës dhe të Ishmit.

Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas UNECE

Vlerat e NKO janë 8.296 herë më të larta dhe vlerat e NBO5 janë 7.083 herë më të larta se norma e lejuar, duke paraqitur kështu risk mjedisor.

Për amoniumin vlerat janë rreth 28.742 herë, fosfori total 41.472 herë më të larta se norma duke paraqitur risk të lartë mjedisor.

Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide (rekomanduar).

Parametrat, vlerat e të cilëve përbëjnë një risk mjedisor janë lënda pezull dhe NBO5.

Lënda pezull me vlerën 8.84 herë më të larta se norma në st-T3 për ekspeditën E2. Në përgjithësi vihet re që për të gjitha provat, kemi vlera disa herë më të larta se norma e lejuar me një mesatare prej rreth 3 herë më të larta, pra që paraqesin risk mjedisor. Vlera më të ulëta se norma e lejuar, pra që nuk përbëjnë risk mjedisor vemë re në këto stacione: st-L1


201

për ekspeditën E1, st-T2 për ekspeditën E3 dhe st-L1, st-L2, st-T1, st-T2, st-T3 për ekspeditën E4.

NBO5 përfaqësohet me vlera 31.666 herë më të larta se norma e lejuar në stacionin st-L3 për ekspeditën E4. Të gjithë stacionet e monitorimit në përgjithësi, përfaqësojnë risk mjedisor, përjashtim bëjnë vetëm provat në stacionet st-L1, st-T1 për ekspeditën E1 dhe st-T1 për ekspeditën E2, që kanë vlera rreth normës së lejuar.

Vlerat e amoniumit janë 496 herë më të larta në stacionin st-T3 për ekspeditën E4. Në përgjithësi të gjitha provat ujore të çdo stacioni monitorimi paraqesin vlera më të larta se normat e lejuara duke paraqitur një risk të lartë mjedisor, përjashtim bën stacioni T1.

Nitritet paraqesin në përgjithësi vlera të larta në të gjithë stacionet mbi normën e lejuar. Përjashtim bën vetëm E4, periudhë në të cilën të gjithë stacionet e monitorimin kanë vlera të nitriteve të njëjta ose nuk e kalojnë normën e lejuar. Vlera 23.4 herë më e lartë se norma e lejuar është marrë në stacionin st-L3 për periudhën E1.

Përsa i përket fosfateve, vemë re që për të katër ekspeditat vetëm në stacionet e monitorimit st-L1 dhe st-T1, pra stacione që janë jashtë zonës urbane, si rrjedhim edhe para zonës së ndotjes, vlerat janë në normën e lejuar. Të gjithë stacionet e tjerë që përshkojnë zonën urbane paraqesin vlera të larta në krahasim me ato të normës së lejuar, vlera këto që paraqesin riks të lartë mjedisor. Vlera më e lartë max = 10.58 herë më shumë se norma është marrë në st-L3 për ekspeditën E2, ndërsa vlera min = 0.13 në st-T1 për ekspeditën E2.

Nga kjo analizë risk të lartë mjedisor (vlerat maksimale) paraqesin për amoniumin st-T3 për ekspeditën E4, për nitritet st-L3 për pepriudhën E1 dhe për fosfatet në st-L3 për ekspeditën E2.

Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA.

Lënda pezull në përgjithësi në çdo provë ka vlera më të larta se normat e lejuara duke dhënë 73.666 herë më të lartë se norma e lejuar në st-T3 për ekspeditën E2 dhe 3.333 herë më të lartë se vlera e lejuar në st-T1 për ekspeditën E4. Lënda pezull për çdo stacion monitorimi paraqet risk mjedisor.

NKO ka vlerën 54 herë më të lartë në st-L3 për ekspeditën E2 dhe 1 në st-T1 për ekspeditën E4. Pra vetëm st-T1 për E4 ka vlerë të njëjtë me normën e lejuar, si rrjedhim nuk paraqet risk mjedisor. Të gjitha provat e tjera kanë vlera mbi normën e lejuar duke paraqitur risk mjedisor.

Amoniumi për provat në stacionet st-L1 dhe st-T1, për të katër ekspeditat paraqet vlera më të ulëta se norma e lejuar, pra nuk paraqet risk mjedisor. Në të gjithë stacionet e tjerë të monitorimit, provat e tyre


202

paraqesin risk të lartë mjedisor. Vlera 6.6133 herë më e lartë se norma është marrë në st-T3 për ekspeditën E4.

Fosfori total ka vlerën 21.4 herë më të lartë se norma e lejuar në st-L3 për ekspeditën E2, ndërsa vlera brenda normës së lejuar paraqesin stacionet L1 dhe T1. Karakteristikë është që st-T1 për të katër ekspeditat është brenda normës së lejuar. Të gjithë provat e stacioneve të tjerë janë disa herë më të larta se norma e lejuar duke paraqitur kështu risk të lartë mjedisor.

Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE.

NKO paraqet vlerën 27 herë mbi normën e lejuar në st-L3 për ekspeditën E2 dhe 0.5 në st-T1 për ekspeditën E4. Vetëm st-L1 për ekspeditën E1 paraqet vlerë të njëjtë me normën e lejuar. Në përgjithësi provat e të gjithë stacioneve paraqesin risk mjedisor, vlerat e tyre janë mbi normën e lejuar.

NBO5 paraqet vlera të përafërta me normën, duke mos patur risk mjedisor për provat e st-L1, st-T1 për ekspeditën E1, st-T1 për ekspeditën E3 dhe st-T1 për ekspeditën E4. Të gjithë provat e stacioneve të tjera paraqesin risk të lartë mjedisor duke arritur vlerën 23.75 herë më të lartë se norma e lejuar në st-L3 për ekspeditën E4.

Amoniumi paraqet vlera poshtë normës së lejuar, duke mos paraqitur risk mjedisor për këto stacione st-L1, st-T1 për ekspeditën E1, st-T1 për ekspeditën E2, st-T1 për ekspeditën E3 dhe st-L1, st-T1 për ekspeditën E4. Të gjitha provat e stacioneve të tjera kanë vlera mbi normën e lejuar, duke paraqitur risk mjedisor. Vlera 66.1333 herë më e lartë se norma e lejuar është marrë në st-T3 për ekspeditën E4, ndërsa 0.036 në st-T1 për ekspeditën E4.

Fosfori total paraqet për çdo provë vlera disa herë më të larta se norma e lejuar, duke paraqitur kështu risk të lartë mjedisor. Vlera 107 herë më e lartë se norma është marrë në st-L3 për ekspeditën E2, ndërsa vlera më e ulët 0.25 në st-T1 për ekspeditën E4.

12.6 Korrelimi i parametrave Vëmë re një korrelacion i fortë pozitiv midis parametrave fiziko-kimikë (përveç përcjellshmërisë) dhe ushqyesve me temperaturën dhe pH.

12.7 Modelim-simulimi

U zgjidh modeli i transportit të ndotësve duke zbatuar skemën numerike Crank-Nicolson, ndërkohë që vlerat e parametrave të ndryshme janë të ndryshueshme. Vumë re në përgjithësi ulje të perqendrimit të ndotësit.


203

U ndërtuan hartat e shpërndarjes hapësinore të parametrave të monitorimit të cilësisë së ujrave si mjete integrale për një menaxhim më të mirë të cilësisë së ujrave.

12.8 Shkaqet e uljes së cilësisë së ujrave

Në vendin tonë shkaqet kryesore të uljes së cilësisë së ujrave natyrore sipërfaqësore janë faktorët antropogjenë, kryesisht shkarkimet e mbetjeve të lëngëta urbane dhe ujrat e zeza.

Më poshtë po paraqesim disa nga shkaqet që ndërthuren sëbashku në uljen e cilësisë së ujërave në Pellgun e Tiranës:

a) Ndotje nga shkarkimet urbane: Në pellgun e Tiranes nuk ka ende asnjë impiant përpunimi/pastrimi për shkarkimet e lëngëta urbane. Ujërat e zeza derdhen drejtpërdrejt në sistemin ujor dhe shkojnë drejt detit. Lana dhe lumi i Tiranës janë kthyer në kolektorë kryesorë të shkarkimeve të lëngëta urbane. Për rrjedhojë, në pjesët e poshtëme të qytetit apo të komunave vihet re një sasi e madhe bakteresh fekale.. Gjithashtu, edhe mbeturinat e ngurta vazhdojnë të hidhen në mënyrë të pakujdesshme përgjatë brigjeve të lumenjve.

b) Ndotje nga shkarkimet e ngurta dhe të lëngëta industriale: Pellgu i Tiranës, si pellgu me aktivitetin më të lartë të industrisë së lehtë dhe ushqimore, është nën ndikimin e këtyre shkarkimeve. Këto shkarkime janë të përqëndruara kryesisht në zonën e autostradës Tiranë – Durrës.

c) Dëmtimi i mbulesës bimore dhe erozioni: Shtrirja e tejskajshme e bujqësisë në dhjetëvjeçarët e fundshekullit të kaluar, me shpyllëzime dhe tarracime për toka bujqësore deri edhe në shpatet më të brishta kodrinore, shpesh dhe malore, ishin hapat e para në dëmtimin e mbulesës bimore natyrore. Me kthesën e ekonomisë shqiptare drejt ekonomisë së tregut gjatë dhjetëvjeçarit të fundit, periudhë e ashtuquajtur e ‘tranzicionit’, në gjendjen e brishtë të ekonomisë shqiptare nuk u parandalua shfrytëzimi i tepruar i pyjeve, duke thelluar më tej problemin madhor të ditëve të sotme, erozionin. Si rrjedhojë e dëmtimit të mbulesës bimore aftësia ujëmbajtëse në tokë dhe ujërat nëntokësore pakësohen mjaft. Nga ana tjetër, ujërat sipërfaqësore pësojnë luhatje të mëdha, që shoqërohet shpesh edhe me dalje nga shtrati dhe me përmbytje, e theksuar kjo në dhjetëvjeçarin e fundit në lumin e Ishmit. Prej erozionit ndryshon edhe përbërja kimike e ujërave, rritet përmbajtja


204

minerale etj., gjë që nxit eutrofikimin e ujërave të lumenjve dhe të detit.

d) Ndotja e ajrit: Ndikon tërthorazi në cilësinë e ujërave dhe të vetë shëndetit të njeriut. Transporti i ndotësve të ajrit në trupat ujore bëhet nëpërmjet reshjeve, që shkarkojnë aerosolet direkt në tokë ose në lumenj. Burimet kryesore të ndotjes së ajrit janë transporti, ngrohja shtëpiake, prodhimi i çimentos, industria e ndërtimit, si dhe djegia e pakontrolluar e mbeturinave urbane. Duke klasifikuar transportin rrugor si shkaktarin kryesor të ndotjes së ajrit për zonat e populluara, pellgu i Tiranës, sidomos qyteti i Tiranës duke qenë dhe qyteti kryesor i Shqipërisë ka edhe ndikimin më të madh nga ky impakt. Automjetet që janë në përdorim, përgjithësisht, janë të vjetra dhe përdorin naftë ose benzinë me plumb të cilat përveç trafikut të rënduar mund të çojnë ndër të tjera në shtimin e NOx, SO2, CO, të pluhurit dhe të hidrokarbureve.

e) Shumë ujë nga lumenjtë në studim përdoret për ujitje, peshkim, ujë i pijshëm i puseve në zonat suburbane ose puset e ndërmarjeve ushqimore. Vlen të kujtojmë që laguna e Patokut, një zonë e rëndësishme me biodiversitet të lartë për florën dhe faunën, sidomos për peshqit dhe zogjtë e ujrave, ndodhet shumë afër deltës së Ishmit.


205

13. Rekomandime

1. Për lumenjtë Ishëm, Tirana dhe Lana duhen marrë sa më shpejt që të jetë e mundur masa të forta mbrojtëse për përmirësimin e cilësisë së ujërave.

2. Monitorimi i rregullt i cilësisë së ujërave duhet të jetë me mjaft përparësi për të rritur informacionin e nevojshëm dhe ndërgjegjen publike për mbrotjen e ekosistemeve ujorë.

3. Sistemimi i brigjeve të lumenjve të Lanës, Tiranës dhe Ishmit përgjatë gjithë gjatësisë së tyre, nëpërmjet largimit të mbeturinave të ngurta urbane, mbjelljes me bimë të brigjeve, për të ruajtur ujrat nga erozioni i tokave.

4. Nevoja e ndalimit absolut të përdorimit të ujrave të lumit të Tiranës për larje apo veprimtari të tjera shlodhëse, të paktën në pjesën e poshtme të rrjedhjes së ujrave, atë që përshkon qytetin e Tiranës.

5. Në kushtet e përmirësimit të cilësisë së ujrave të pellgut të Ishmit, kryerjen në mënyrë të vazhdueshme të studimeve monitoruese dhe vlerësimeve nëpërmjet simulimit si dhe verifikim-kalibrimin e modelit.

6. Krijimi i një baze të dhënash të shkarkimeve direkt në pellg (burimet pikësore të ndotjes), të kolektorëve shkarkues të ujrave të zeza dhe të aktiviteteve industriale me ose pa impiant të trajtimit të ujrvae të shkarkimit.

7. Përfaqësimi i shpërndarjes hapësinore të parametrave fiziko- kimike, por edhe të parametrave të tjerë, si domosdoshmëri në studimet e projekteve të reja, nëpërmjet hartave 2D për të ndihmuar dhe për të rritur informacionin.

8. Krijimi i një Qendre të Modelim simulimit të Ujrave dhe të Cilësisë së ujrave, si dhe përgatitjen e specialistëve përkatës. Sygjerimi ynë është që kjo qendër mund të jetë pjesë e AMP.

9. Standartizimi i modeleve të cilësisë së ujrave sipas përvojës Europiane.

10.Çdo ARM të ketë në përdorim një program modelim-simulimi për të parashikuar impaktin dhe transportin e një ndotësi të ri (burim pikësor), për çdo shkarkim të ri të propozuar në trupin pritës ujor.

11.Çdo VNM duhet të shoqërohet me rezultatet e parashikimit të ndotjes dhe impaktit të tyre në mjedisin ujor si dhe me hartat e shpërndarjes së ndotësve.

12.Përdorimi i mjeteve kryesore të menaxhimit më të mirë të cilësisë së ujrave, Monitorim - Modelimit, pra kalimit nga mjedisi real në atë virtual, si ndihmë më shumë për ligjëvënësit apo


206

politikëbërësit, lokalë dhe vendorë për një vendimmarrje më të drejtë për çdo situatë të krijuar.

13.Për të përmbushur direktivën e BE për menaxhimin e pellgjeve ujëmbledhëse (deri në vitin 2015 ujrat duhet të kenë cilësinë e mirë, Klasa II), sugjerojmë se duhet të krijohen hartat e klasifikimit të ujrave si dhe të bëhet standartizimi i cilësisë së kërkuar të ujërave sipërfaqësore, në varësi të përdorimit të tyre dhe në përputhje me Direktivën Kuadër të BE (Direktiva e Këshillit, 2000/60/EC) për cilësinë e ujrave.

Aneks A

MODELET DHE KLASIFIKIMI

a Klasifikimi i modeleve

Modelet e cilësisë së ujrave zakonisht janë të klasifikuara sipas parametrave të cilësisë së ujit (oksigjeni i tretur, ushqyesit, etj.) në përgjithësi atë cilësi që modeli mund të parashikojë.

Sa më kompleks të jetë modeli, aq më i vështirë dhe i shtrenjtë do të bëhet zbatimi i tij në situatën e tij përkatëse. Kompleksiteti i modelit është funksion i katër faktorëve.

Numri dhe tipi i treguesve të cilësisë së ujit Në përgjithësi, sa më shumë tregues janë përfshirë, aq më kompleks do të jetë modeli. Shtojmë që disa tregues janë më të ndërlikuar për t’u parashikuar se të tjerët (Shiko Tabelën A5-1).

Niveli i detajeve (elementeve) hapësinore Duke qenë se numri i burimeve të ndotjes dhe pikat e monitorimit të cilësisë së ujit rriten, të njëjtën gjë bëjnë dhe të dhënat e kërkuara dhe madhësia e modelit.

Niveli i elementit të përkohshëm Në cilësinë e ujërave është më e lehtë të parashikosh mesataren afatgjatë statike sesa ndryshimet dinamike afatshkurtra. Vlerësimi i pikave të parametrave të cilësisë së ujrave zakonisht janë më të thjeshta se parashikimet stokastike të shpërndarjes probabilitare të këtyre parametrave.

Kompleksiteti i trupit ujor sipas analizave. Liqenet e vegjël të tilla si komplet “mix” janë më pak komplekse se sa lumenjtë e përmasave mesatare, të cilët janë më pak kompleksë se lumenjtë e mëdhenj, grykëderdhjet e gjëra, dhe zonat bregdetare.

Nivelet e elementeve të kërkuar mund të variojnë pamasë sipas zbatimeve të ndryshme të menaxhimit. Nga njëra anë, menaxherët mund të jenë të interesuar në ndikimin afatgjatë të oksigjenit të tretur në impiantet e vegjël industrialë, në një liqen të vogël homogjen (të mirë-përzierë). Ky tip problemi mund të organizohet me një tabelë të thjeshtë dhe të zgjidhet nga një analist i vetëm për një muaj ose më pak. Nga ana tjetër, në qoftë se menaxheri do të njohë shkallën e ndryshimit të pritshëm të përqëndrimeve të metaleve të rëndë në Detin e Zi nga modernizimi industrial në pjesën e poshtme të lumit Danub, detyra mund të kërkojë ndoshta më shumë përpjekje dhe një numër më të madh të personave, më shumë vjet me modele ekstremisht komplekse dhe mund të kushtojë miliona dollarë.

Për treguesit e gjendjes aerobike, të tilla si nevoja biologjike për oksigjen (NBO/BOD), oksigjeni i tretur (DO), temperatura, mund të përdoren modele të thjeshtë, të vërtetuar mirë për të parashikuar ndryshimet mesatare afatgjatë të lumenjve, përrenjve, dhe liqeneve të përmasave mesatarë. Sjellja e këtyre modeleve është mirëkuptuar dhe është studiuar me më shumë intensitet se sa sjellja e modeleve të parametrave të tjerë.

Treguesit bazë të ushqyesve (nutrienteve) të tillë si përqëndrimet e amoniakut, nitrateve dhe fostateve gjithashtu mund të parashikohen besueshëm saktësisht, për të paktën trupat e thjeshtë ujorë të tillë si lumenjtë dhe liqenet me përmasa mesatare.

Parashikimi saktësisht i përqëndrimit të algave është pak më shumë e vështirë por është arritur të kryhet në ShBA dhe Europë, ku eutrofikimi është bërë një kërcënim në dy dekadat e fundit. Përbërësit organikë toksikë dhe metalet e rënda janë akoma më shumë problematike për përdorimin e modeleve.

Modelet mund të mbulojnë vetëm një numër të kufizuar të ndotësve. Në zgjedhjen e parametrave për modelin, duhet patur kujdes të zgjidhen ndotësit të cilët janë një problem në veten e tyre dhe janë gjithashtu përfaqësues të kufirit të substancave të përcaktuara të cilat nuk mund të modelohen në detaje.

Tabela A-1 Kriteret për klasifikimin e modeleve të cilësisë së ujit

Kriteri Përshkrimi

Impiant i vetem/fokusim rajonal

Mund të përdoren modelet më të thjeshta për efektet “marxhinale” të impiantit te vetem. Modelet më komplekse janë të nevojshme për analiza rajonale

Statike ose dinamike Perfundime statike (konstante) ose qe variojnë në kohë

Stokastike ose deterministike

Modelet stokastike paraqesin përfundime si shpërndarje probabilitare, modelet deterministike janë vlerësim pikësor

Tipi i ujit të marrë

(lumë, përrua ose grykë-derdhje)

Liqenet dhe lumenjtë e vegjël janë zakonisht të thjeshtë për tu modeluar. Liqenet e mëdhenj, grykëderdhjet e mëdha dhe lumenjtë e medhenj janë më kompleks në modelimin e tyre.

Parametrat e cilësisë së ujit

Oksigjeni i tretur (DO)

Zakonisht ulet kur shkarkimet rriten. Përdoret si tregues i cilësisë së ujit në shumë modele të cilësisë së ujit.

Nevoja biologjike për oksigjen (BOD)

Matës i fuqisë reduktuese të oksigjenit për shkarkimet e transportuara. Përdoret si tregues i cilësisë së ujit në shumë modele të cilësisë së ujit.

Temperatura Zakonisht rritet nga shkarkimet, vecanërisht nga hidrocentralet. Relativisht i thjeshtë për tu modeluar.

NH4-N (ammonia nitrogen)

Redukton përqëndrimiet e DO dhe shton nitratet në ujë. Mund të parashikohet nga shumë modele të cilësisë së ujit.

Përqëndrimi i algave Rritet me ndotjen, vecanërisht nitratet dhe fosfatet. Parashikohet nga modelet mesatar kompleks

Bakteria Coliform Një tregues i ndotjes nga ujrat e zeza dhe mbetjet e kafshëve

Nitratet Një ushqyes për rritjen e algave dhe kur është në përqëndrime të larta një rrezik për shëndetin në ujin e pijshëm. Parashikohet nga modelet mesatare komplekse.

Fosfatet Ushqyes për rritjen e algave. Parashikohet nga modelet mesatare komplekse.

Përbërësit organike toksike

Një varietet i gjërë i përbërësve organikë (baze karbonin) mund të dëmtojë jetën ujore dhe mund të jetë rrezik i drejtpërdrejtë i jetës humane. Zakonisht është shumë i vështirë për tu modeluar.

Metalet e rënda Substancat që përmbajnë Pb, Hg, Cd dhe metale të tjera mund të shkaktojnë njëkohësisht probleme ekologjike dhe humane. Vështirë për tu modeluar në detaje

b Të dhënat që kërkohen

Ashtu si mund të pritet, kërkesa e të dhënave për modele të ndryshme rritet me kompleksitetin dhe qëllimin e aplikimit. Ashtu si është treguar në Tabelen A-2, të tërë modelet kërkojnë të dhëna për rrjedhjet dhe temperaturat. Modelet statike, dhe deterministike kërkojnë vlerësim të pikave të këtyre të dhënave dhe zakonisht përdorin llogaritjen e rastit të keq për të kapur sjelljen e ndotësit nën kushtet më të këqia të mundshme. Për shumë propozime menaxhimi, rasti i keq mund të jetë temperatura e

lartë e verës, e cila keqëson problemin me rritjen e oksigjenit të tretur dhe të algave, dhe rrjedhje të ulëta, e cila çon në përqëndrime të larta të Nevojës Biologjike për Oksigjen dhe të ndotësve të tjerë. Modelet dinamike, kanë nevojë per të dhënat e serive kohore në rrjedhjet, temperaturat dhe parametrat e tjerë.

Veç të dhënave hidraulike, modelet kërkojnë vlerat baze te perqendrimeve (background) të parametrave të cilësisë se ujit të kërkuar (DO, Hg etj.) Këto janë kërkuar njëkohësisht për të kalibruar modelet në kushtet ekzistuese dhe të parashikojnë një bazë e cila të vlerësojë efektet e alternativave të menaxhimit. Tipi i shumës së të dhënave të duhura për aplikimin e dhënë janë specifike për zoterimin e çështjes së menaxhimit.

Tabela A-2 Të dhënat që kërkohen për modelet e cilësisë së ujit

Të dhënat e kërkuara

Përshkrimi

Rrjedhja e ujit Kërkuar nga të gjithë modelet e cilësisë së ujit. Mesatarja e rrjedhjes kërkohet nga modelet e thjeshta, të detajuar, informacioni dinamik kërkohet për modelet më kompleksë.

Temperaturat Temperaturat mesatare kërkohen për modelet e thjeshtë, seritë kohore të detajuar kërkohen për modelet komplekse.

Përqëndrimi i DO Kërkohet përqëndrimi vlerat baze (background) për të gjithë modelet e parashikimit të ndikimit të DO në alternativat e manaxhimit.

Nevoja biologjike për oksigjen (NBO/BOD)

Kërkohet përqëndrimi dhe ngarkesa e Base-case për të gjithë modelet e parashikimit të ndikimit të BOD në alternativat e manaxhimit

Amonia, nitratet, fosfatet, përbërçsit organikë, metalet e rënda

Kërkohet përqëndrimi dhe ngarkesa e Base-case për të gjithë modelet e parashikimit të ammonia, nitrateve dhe ndikimeve të tjera në alternativat e manaxhimit

c Shembuj të modeleve të cilësisë së ujit

Tabela A-3 përmban informacion mbi pesë modelet e cilësisë së ujit përfaqësues, duke përdorur kriterin në Tabelën A-1; gjithashtu përmban përshkrimin tekstual të secilit model. Një numër i madh modelesh të cilësisë së ujit janë kryer për rrjedhje të veçanta, analiza specifike të projektit, dhe për qëllime të tjera specifike. Në shumë raste, modelet janë zhvilluar dhe përdorur vetëm njëherë, për një projekt specifik. Në raste të tjerë modelet janë në dispozicion vetëm si pronë e paketave tregtare software.

Modelet e paraqitur në tabelën A-3 janë modelet që janë përdorur (zbatuar, ekzekutuar) në një varietet të gjerë të menaxhimit të analizave dhe domain public i versionit të software-ve është lehtësisht i përdorshëm.

Modelet e paraqitura në tabelën A-3 variojnë nga modele të përshtatshme të thjeshta analitike për vlerësimin e përshtatshëm të efekteve në cilësinë e ujit të fabrikave industriale individuale (WQAM) tek modelet komplekse të cilat përfshijnë një varietet të gjerë të ndotësve dhe të burimeve të ndotjes (WASP). Nga të pestë modelet, WASP është i vetmi që është fuqimisht i aftë të trajtojë të gjithë tipet e ujrave pritëse, analizat e menaxhimit, dhe parametrat e cilësisë së ujit të marrë në konsideratë. Të tjerët mund të jenë të mjaftueshëm për trajtimin e një problemi ku kompleksiteti WASP nuk është i nevojshëm.

Është e rëndësishme të dihet që modelet ose paketat software vetëm parashikojnë një strukturë (system) për analizën. Të dhënat specifike të rrjedhjes, impiantët industrialë, dhe skenari i menaxhimit është e nevojshme që të grumbullohen dhe të jenë në gjendje

për të marrë një model zbatues. Një analog ekonomik mund të jetë përdorimi i analizave të input-output të ekonomisë rajonale. Duke çuar pak më tutje ngjashmërinë, të dyja si cilësia e ujit ashtu dhe modelet e input-output zakonisht kërkojnë disa kushte kur zbatohen për të lokalizuar problemet. Në rastin e modeleve të input-output, sektorë specifikë të ekonomisë mund të analizohen në mënyrë më të detajuar se sektorët e tjerë. Në mënyrë të ngjashme, disa trupa ujorë dhe qëndrueshmëria e cilësisë së ujit do të ketë më shumë vëmendje se të tjerët, varur kjo nga rëndësia e problemit.

Tabela A-3 Modelet e cilësisë së ujit për menaxhimin e analizave dhe tipin e ujrave

Menaxhimi i analizave WQAM QUAL2E WASP CE-QUAL-RIV1 HEC-5Q

Ujrat e marra

Lumenjtë dhe përrenjtë x x x x x

Liqenet dhe rezervuarët x x x x

Grykëderdhjet dhe zonat bregdetare

x x

Efektet single-plant x x x x x

Efektet rajonale multiplantet

x x x x

Statike x x x

Dinamike x x x

Deterministike x x x x x

Stokastike x x x x

Cilësia e parametrave

Oksigjeni i tretur x x x x x

Nevoja Biologjike për Oksigjen (NBO)

x

x

x

x

x

Temperatura x x x x x

Amonia nitrogen x x x x x

Bakteria Coliform x x x

Përqëndrimi i Algave x x x x x

Nitratet x x x x

Fosfatet x x x x

Përbërësit organikë toksikë

x

Metalet e rënda x

Referimi

Mills et al.

1985

Brown and Barnwell 1987

Ambrose, Wool, and Connolly 1988

USACE

1990

USACE 1986

Tabela A-4. Normativat për shkarkimet e ujrave industriale

(Nr. 506/29, dt. 16.10.1974)

Emri i lëndës Normativat Emri i lëndës Normativat (mg/l) (mg/l)

Amoniaku 5 Nitratet 500

Arseniku 0.1 Sulfatet 500

Cianuret 0.01 Sulfuret 1

Fenolet 0.05 Zhiva 0.01

Formaldehidi 2 pH 6.5 – 8.5

Hekuri 5 NKO 50

Kloruret 500 NBO5 15

Klori i lirë 0.2 Oksidueshmëria 10

Lëndët pezull 10 Ngjyra Pa ngjyrë

Nafta 5 Temperatura (°C) 30

Legjislacioni mjedisor në Republikën e Shqipërisë Ligji bazë është “Ligji i ujit” për burimet ujore i datuar në 29. 04. 1991 dhe është amenduar me ligjin No. 8093, datuar në 21. 03.1996. Qëllimi i këtij ligji është:

të sigurojë mbrojtjen, zhvillimin dhe qëndrueshmërinë e burimeve ujore si të domosdoshme për jetën dhe zhvillimin socialo-ekonomik të vendit;

të sigurojë një shpërndarje propriate të burimeve ujore, të bazuar në përdorimin dhe qëllimin e tyre, po aq mirë sa edhe manaxhimin dhe administrimin efiçent të tyre;

të sigurojë mbrojtjen e burimeve ujore nga ndotja, keqpërdorimi dhe përdorimi sipas nevojave faktike aktuale;

të përcaktojë kuadrin rregullator kombëtar të nivelit të pellgjeve ujore për zbatimin e politikave kombëtare në lidhje me manaxhimin dhe administrimin e burimeve ujore, për përfitimin e popullsisë dhe interesave sociale dhe ekonomike të vendit.

Ligji nr. 8905 datë 6.6.2002 mbi “Mbrojtjen e Mjedisit Detar nga Ndotja dhe Dëmtimi”;

Ligji nr. 9103 datë 10.7.2003 mbi “Mbrojtjen e Liqeneve Ndërkufitar”;

Ligji nr. 9115 datë 24.7.2003 mbi “Trajtimin Mjedisor të Ujrave të Ndotura”;

Ligji nr.7643, datë 02.12.1992 “Për shëndetin publik dhe Inspektoratin Sanitar Shtetëror”, i ndryshuar;

Ligji nr. 10138, datë 11.05.2009 “Për shëndetin publik”;

Ligji nr.9890 datë 20.3.2008 2008 “Për disa shtesa e ndryshime në ligjin nr.8934, datë 5.09.2002 “Për mbrojtjen e mjedisit” të ndryshuar,

VKM nr 177 date 31.3.2005 “Për normat e lejuara të shkarkimeve të lëngëta dhe kriteret e zonimit të mjediseve ujore pritës”;

VKM nr.103, datë 31.3.2002 “Për monitorimin e mjedisit në Republiken e Shqipërisë” i amenduar me VKM nr 1189 datë 18.11.2009 “Për rregullat dhe proçedurat për hartimin dhe zbatimin e programit kombëtar të monitorimit të mjedisit”;

VKM nr.145, datë 26.02.1998 për miratimin e “Rregullores higjeno- shëndetësore për kontrollin e cilësisë së ujit të pijshëm, projektimin, ndërtimin dhe mbikqyrjen e sistemeve të furnizimit me ujë të pijshëm.”

VKM nr 796 date 16.10.2003 “Për miratimin e strategjisë kombëtare të furnizimit me ujë dhe sanitet”;

VKM nr 273 date 7.5.2004 “Për miratimin e strategjisë kombëtare të ujit”;

Disa nga objektivat kryesore të Strategjisë Ndërsektoriale të Mjedisit 2007:

Përmirësimi i cilësisë së ujërave sipëfaqësore, si pasojë e ndotjes nga shkarkimet urbane, nëpërmjet zbatimit të projekteve prioritare për grumbullimin dhe trajtimin e ujërave urbane për të siguruar:

Përmirësime të rrjetit të kanalizimeve të ujërave të zeza urbane;

Përmirësime të kanalizimeve rurale ose sistemeve septike;

Rritjen e trajtimit të ujrave mbeturinë për së paku 25% të të gjithë ujërave urbane të grumbulluara.

Kontrolli dhe ulja e nivelit të shkarkimit të substancave ndotëse nga impiantet industriale ekzistuese dhe futja e sistemit të lejeve IPPC– Kriteret e Integruara të Parandalimit të Ndotjes.

Pakësimi i ndotjes në burimet e përhapura nga bujqësia, nëpërmjet futjes dhe promovimit të një kodi të praktikave të mira bujqësore.

Përmirësimi dhe përafrimi i legjislacionit në fushën e ujërave, me legjislacionin e BE.

Parametrat e Monitoruar dhe Interpretimi i tyre

NKO shpreh oksigjenin e kerkuar per oksidimin e te gjitha substancave me permbajtje organike dhe inorganike, kurse NBO karakterizon shkallen e ndotjes se ujit nga lende organike te biodegradueshme te afta te zberthehen nga mikroorganizmat.

Oksidueshmeria (NKO) e ujit te lumit te paster zakonisht eshte nga 4-8 mg 02 /l. (Topik report /1/2003 ). NKO eshte tregues i mundesise se pakesimit te oksigjenit te tretur ne mjedisin ujor dhe eshte tregues mjaft domethenes i cilesise se ujit, pasi shpreh ndryshimet qe çfaqen ne kete mjedis si rezultat i proceseve te ndryshme fizike, kimike dhe biologjike. NKO eshte nje nga treguesit e shkalles se ndotjes se ujrave nga lenda organike.

NBO5 shpreh sasine e oksigjenit te kerkuar per oksidimin e lendes organike nga dekompozimi mikrobik anaerobik ne nje forme te qendrueshme inorganike

Vlera te larta te NBO tregojne per ujra me mungese oksigjeni dhe per nje cilesi te ulet kimike dhe biologjike te ujit te lumit.Rritja e permbajtjes se tyre eshte rezultat i ndotjes organike te shkaktuar nga efluentet urbane e industrial dhe nga derdhjet bujqesore. NBO5 percaktohet me sasine e oksigjenit te konsumuar gjate inkubimit per pese dite ne temperature te caktuar.

Oksigjeni i tretur konsiderohet nder parametrat me te rendesishem per vleresimin e shkalles se pastertise se ujrave siperfaqesore.Jeta ujore ne kompleksitetin e saj te gjere kondicionohet nga permbajtja e oksigjenit, qe perben nje indikator te vertete te kushteve biokimike te ujit.

Oksigjenit te tretur eshte nje parameter cilesor shume i rendesishem, qe percakton “shendetin” e ujrave. Keshtu vleresimi i perqendrimit te oksigjenit te tretur, si tregues i “shendetit” te mjedisit ujor, merr rendesi te veçante.

Permbajtja e oksigjenit te tretur eshte ne funksion te parametrave qe rregullojne tretshmerine e gazeve ne lengje si temperatura, presioni, perqendrimi i substancave te tjera te tretura etj.

Përmbajtja e lëndëve ushqyese. Fosfori dhe azoti eshte i rendesishem ne ujrat natyrore, po permbajtja e larte e tij stimulon zhvillimin e algave dhe bimeve ujore dhe mundeson fenomenin e eutrofikimit, duke shkaktuar per rrjedhoje pakesimin e oksigjenit ne ujrat siperfaqesore. Fosfori ne uje vjen nga proçese natyrore dhe nga aktiviteti njerezor, kryesisht nga perdorimi i detergenteve dhe plehrave kimike me permbajtje fosfori.

Kurse azoti ne ujrat siperfaqesore ndodhet ne format e oksiduara te tij NO2 dhe NO3. Niveli i NO2 paraqitet i ulet pasi bakteriet e konvertojne ate shpejt ne NO3. Ne trupat ujore NO3 mund te vije dhe nga rrjedhje, derdhje ose infiltrime nga toka te pleheruara shume me plehra azotike. Komponimet e azotit mund te kene veprim te drejtperdrejt toksik, siç eshte amonjaku per peshqit.

Perqendrimi reference per fosfatet eshte P-si PO4 10 g/l dhe per nitratet 0,4-4 mg/l si NO3. (Topik report /1/2003)

Ndikimi i pH ne uje lidhet kryesisht me jeten e aktiviteti biologjik.Ulja e pH te ujrave mund te ndodhe nga shkarkimi ne to te ndotesave te ndryshem me pH acid ose alkalin.Ujrat e lumenjve ne zona te painfluencuara nga ndotjet ne pergjithesi kane pH 6,5-8,5.Mundesite per te jetuar peshqit jane verejtur ne pH 4-10, por kufiri i sigurise jepet ne pH 5-9 dhe maksimumi i riprodhueshmerise pH 6,5-8,5.

Kripshmëria shpreh sasine e kriprave te tretura dhe varet nga struktura gjeologjike e tokes ku kalon lumi dhe nga shkarkimet qe merr. Nivele te ulta te ketyre kriprave jane jetesore per rritjen e kafsheve dhe bimeve ne uje.

Lënda pezull perfaqeson nje game te madhe materialesh qe ndryshojne nga dimensioni, natyra dhe karakteristikat. Dimensioni i tyre eshte i ndryshem dhe veçimi behet ne baze te peshes specifike.Ato mund te notojne ne siperfqen e ujit, mund te ngelen pezull ne masen ujore ose te sedimentojne. Sipas natyres ato mund te jene me natyre organike ose inorganike ku keto te fundit sjellin rritje te turbullires. Rritje te permbajtjes se lendes pezull ne ujrat e lumenjve verehet sidomos gjate renies se reshjeve.

Temperatura varet nga lloji i rrjedhes. Aktiviteti njerezor nuk duhet te ndryshoje temperaturen e ujit mbi ndryshimet sezonale natyrore pasi ne te kundert shkakton ndikime ne ekosistemin ujor.Rrjedhat e poshtme te lumenjve jane rrjedha me te ngrohta ne krahasim me rrjedhat malore ose ato pranverore.Temperatura ne rrjedhat e ngrohta nuk duhet te kaloje 32 0 C kurse ne rrjedhat e ftohta nuk duhet te kaloje 200 C.Shpesh vera e nxehte mund te shkaktoje ngordhjen e peshqeve sepse temperaturat e larta zvogelojne oksigjenin e tretur ne uje.

Per qellimin e ketij studimi cilesia e ujrave siperfaqesore vleresohet edhe nepermjet mikroorganizmat patogjene, kryesisht vleresimi i ndotjes fekale duke perdoren mikroorganizmat indikatore Coliform Fekale dhe Streptokok Fekale.

Indikatoret mikrobiologjike

Organizmat indikatore te ndotjes bakteriale

Per te vleresuar nivelin e ndotjes baktereologjike ne shkarkimet e ujrave urbane dhe ne ujrat siperfaqesore nje rendesi te veçante kane organizmat indikatore te ndotjes fekale.

Organizmat kryesore qe rekomandohen jane :

Fecal coliforme: koliformet fekale jane mikroorganizma, te cilat gjithmone tregojne ndotje te fresket fekale. Nuk shumezohen ne mjedisin detar dhe nuk jetojne per nje

kohe te gjate. Per kete arsye, perveç tyre kerkohet dhe percaktimi i indikatoreve te tjere shtese.Escherichia coli eshte mikroorganizmi indikatur me specilik i ketij grupi.

Fecal streptococci: Streptokoket e grupi D gjenden gjithmone ne materialet fekale te njerezve dhe te kafsheve. Raporti ndermjet koliformeve fekale dhe streptokok fekale ndryshon ne lloje te ndryshme ujrash te ndotura. Ndryshimi i raportit me koliforme fekale, zakonisht tregon ndryshimin e burimit te ndotjes fekale, nese ndotja eshte me origjine urbane apo nga kafshet.Kohet e fundit, sipas rekomandimeve te Organizates Boterore te Shendetesise, Streptococcus Fecalis eshte konsideruar si mikroorganizmi indikator kryesor i ndotjes fekale te ujrave rekreative te larjes.

Ne tabelen e meposhtme jepen perqendrimet e tyre per 100 ml ne ujrat e shkarkimeve urbane.

Tabela A-5 Perqendrimet e mikroroganimave ne ujrat e shkarkimeve urbane

Organizmat Perqendrimi per 100 ml

Coliforme totale 105 – 108 Coliforme fekale 103- 104 Streptokok fekale 102- 103

Bakteriet koliforme perdoren si organizma tregues ne studimet e cilesise se ujit. Prania e tyre tregon qe materiale me natyre fekale kane ndotur ujin. Njerezit mund te semuren ne se notojne ne ujra shume te ndotura me materiale fekale.

Tabelat e vlerësimit të cilësisë së ujrave

Tabela A-6 Cilësia e ujërave natyrore për të lejuar rritjen e peshqve (EC Desig: 78/659, dt. 18.07.1978; BMZ, 1995)

Parametri Ujëra salmonide Ujëra ciprinide Niveli i detyrueshëm

Niveli i rekomanduar

Niveli i detyrueshëm

Niveli i rekomanduar

Temperatura (ºC)

1. temperatura e matur në kufirin e përzierjes te një rrjedhje termike nuk duhet te rriti temperaturën me 1.5 ºC 3 ºC 2. Shkarkimet termike nuk duhet të shkaktojnë rritje të temperaturës në kufirin e përzierjes mbi 21.5 ºC 28 ºC

Oksigjeni i tretur (mg/l)

50 % >9 50 % >9 100 % >7

50 % >7 50 % >8 100 % >5

pH 6-9 6-9 Lëndët pezull (TSS, mg/l)

< 50 < 25 < 50 < 25

BOD5 < 3 < 6 Fosfatet (PO mg/l) 0.2 0.4 Nitrite (mg/l NO2) < 0.01 < 0.03 Amoniumi total (mg/l NH4)

< 1 < 0.04 < 1 < 0.2

NH3 (mg/l) < 0.025 < 0.005 < 0.025 < 0.005 Cl2 mbetës (mg/l) < 0.005 <0.005 Zinku total (mg/l Zn)

< 0.3 <0.1

Bakër i tretur (mg/l Cu)

< 0.04 < 0.04

Tabela A-7. Klasifikimi i cilësisë së ujërave të ëmbëla natyrorë në lidhje me parametrat e përgjithshëm (me italike janë dhënë parametrat më kryesorë ) NIVA. Kategoria

Parametri

Klasa e cilësisë mjedisore

I II III IV V

sh. i mirë i mirë mesatar i keq sh. i keq

Ushqyesit P total (g/L) < 7 7-11 11-20 20-50 > 50

Klorofila a (g/L) < 2 2-4 4-8 8-20 > 20

Disku Secci (m) > 6 4-6 2-4 1-2 < 1

Prodhimi parësor (g C/m2.vit)

< 25 25-50 50-90 90-150 > 150

Azoti total (g/L) < 300 300-400

400-600

600-1200 > 1200

Lëndët organike

TOC (mgC/L) < 2.5 2.5-3.5

3.5-6.5 6.5-15 > 15

Ngjyra (mg Pt /L) < 15 15-25 25-40 40-80 > 80

Oksigjeni (mg /L) > 9 6.4-9 4-6.4 2-4 < 2

Oksigjeni (%) > 80 50-80 30-50 15-30 < 15

Disku Secci (m) > 6 4-6 2-4 1-2 < 1

CODMn(mg O2/L) < 2.5 2.5-3.5

3.5-6.5 6.5-15 > 15

Fe (g/L) < 50 50-100

100-300

300-600 > 600

Mn (g/L) < 20 20-50 50-100 100-150 > 150

Lëndët acide Alkaliniteti (mmol/L)

> 0.2 0.05-0.2

0.01-0.05

< 0.01 0.00

pH > 6.5 6.0-6.5

5.5-6.0 5.0-5.5 < 5.0

Grimcat e ngurta

Turbullia (FTU) < 0.5 0.5-1 1-2 2-5 > 5

Lëndët pezull (mg/L)

< 1.5 1.5-3 3-5 5-10 > 10

Disku Secci (m) > 6 4-6 2-4 1-2 < 1

Bakteret fekale

Baktere koliform (nr. për 100 ml)

> 5 5-50 50-200 200-1000 > 1000

Tabela A-8. Klasifikimi i cilësisë së ujërave sipas UNECE

Ptotal mg/l NO3 mg/l

NBO5 mg/l

NKO mg/l

NH4 mg/l

O2 i tretur

mg/l

Klasa I <0,01 < 5 < 3 < 3 <0.1 > 7

Klasa II 0,01-0,025 5-25 3-5 3-10 0,1-0,5 7-6

Klasa III 0,025-0,05 25-50 5-9 10-20 0,5-2 6-4

Klasa IV 0,05-0,125 50-80 9-15 20-30 2-8 4-3

Klasa V > 0,125 >80 > 15 >30 >8 <3

Tabela A-9. Normat e ndotjes baktereologjike (MMPAU)

Nr Treguesit mikrobiologjik Synohet të arrihet E detyrueshme

1 Total koliform /100ml 500 10 000

2 Fecal koliform /100ml 100 2 000

3 Fecal streptokok /100ml 100 -

Tabela A-10 Lidhja midis treguesit ushqyes, klasave të ndryshme dhe përqëndrimit të fosforit (sipas Rott et al., 1999)

Vlera e treguesit ushqyes

Klasat ushqyese

Përqëndrimi total i fosforit (mg/l)

mesatarja vjetore vlera ekstreme

</= 1,0 ultraoligotroph < 0,005 < 0,010

1,1 -1,3 oligotroph < 0,010 < 0,020

1,4 - 1,5 oligo-mesotroph 0,010 - 0,020 < 0,050

1,6 - 1,8 mesotroph < 0,030 < 0,100

1,9 - 2,2 meso-eutroph 0,030 - 0,050 < 0,150

2,3 - 2,6 eutroph 0,030 - 0,100 < 0,250

2,7 - 3,1 eu-polytroph > 0,100 > 0,650

3,2 - 3,4 polytroph 0,250 - 0,650 > 0,650

> 3,4 poly-hypertroph > 0,650 > 0,650

Hapat për zhvillimin e modelit

1. Objektivat e modelit Objektivat e modelit duhet të jenë të përcaktuara që të shpjegojnë qëllimin e përdorimit të modelit të ujrave. Objektivat e modelit do të ndikojnë thellësisht në mbështetjen e modelimit të kërkuar.

2. Karakteristikat hidrogjeologjike Karaktarestikat e duhura të kushteve hidrogjeologjike në vend (site) janë të domosdoshme për të kuptuar rëndësinë e rrjedhjes relevante ose proçeset e transportit të tretësve. Pa karakteristikat e duhura të trupit ujor (lumit, liqenit, pellgut etj.,) nuk është e mundur të zgjidhet një model i duhur ose të zhvillohet një model i kalibruar i besueshëm.

3. Konceptimi i modelit Konceptimi i modelit është proçesi në të cilin kushtet e fushave të përshkruara të të dhënave janë mbledhur në rrugë sistematike për të përshkruar rrjedhjen e ujrave dhe proçeset e transportit të ndotësve në site. Konceptimi i modelit ndihmon në përcaktimin e përafrimit të modelimit dhe në përcaktimin e softëare-it në të cilin do të përdoret modeli.

4. Zgjedhja e Softwar-it të modelit Pasi janë plotësuar karakteristikat hidrogjeologjike të site dhe është zhvilluar modeli konceptual, zgjidhet software i duhur kompjuterik për modelin. Modeli i zgjedhur duhet të jetë i aftë që të simulojë kushtet e hasura në site. Për shembull, modelet analitike mund të përdoren aty ku të dhënat e terrenit tregojnë që rrjedhja e ujit ose proçeset e transportit janë relativisht të thjeshta. Në mënyrë të ngjashme, rrjedhja një-dimensionale, dy-dimensionale / tre-dimensionale e ujrave dhe modelet e transportit duhet të jenë zgjedhur duke u bazuar mbi karakteristikat hidrogjeologjike dhe mbi konceptualizimin e modelit.

5. Hartimi i modelit (Futja e parametrave) Hartimi i modelit (Model desing) përfshin të gjithë parametrat të cilat janë përdorur për të zhvilluar kalibrimin e modelit. Parametrat hyrës (Input) përfshijnë madhësinë (dimensionet) e rrjetës së modelit dhe hapësirën, nivelet e shtresave, kushtet kufitare, konduktivitetin hidraulik/ transmissivity, rifurnizimin, çdo të dhënë hyrëse shtesë, modelimi i gjendjes se rastit ose i gjednjes se qëndrueshme (steady state), koefiçientet e dispersionit, difuzionit, koefiçientet e shkallës së degradimit etj.

6. Kalibrimi i modelit Kalibrimi i modelit konsiston në ndryshimin e vlerave të parametrave hyrëse të modelit në një përpjekje për t‘u përafruar (match) me kushtet e terrenit në disa kritere të pranueshme. Kalibrimi i modeleve kërkon që kushtet e terrenit në site të jenë karakterizuar saktë. Mungesa e karakteristikave të duhura të sitit mund të rezultojë në kalibrimin e modelit në kushtet e vendosura të cilat nuk janë përfaqësuese të kushteve aktuale të terrenit.

7. Analiza sensitive Analiza sensitive është proçesi i parametrave të ndryshme hyrëse të modelit mbi një varg të arsyeshëm (shkalla e pasigurisë në vlera të parametrit të modelit) dhe kontrollon ndryshimet relative në rezultatet e modelit. Në mënyrë tipike, janë vënë re në fillim ndryshimet e hidraulikës, shkalla e rrjedhjes ose tek transporti i ndotësve. Të dhënat për të cilat modeli është relativisht i ndjeshëm mund të kërkojë karakteristika të tjera, ose në kundërshtim me të dhënat për të cilat modeli është relativisht jo i ndjeshëm.

8. Verifikimi i modelit Modeli i kalibruar përdor vlerat e parametrave hidrogjeologjike, burimet, gropat dhe kushtet kufitare për të krahasuar kushtet historike të terrenit. Proçesi i verifikimit të modelit mund të rezultojë në kalibrim të mëtejshëm ose refinement of the model. Pasi

modeli ka riprodhuar në mënyrë të suksesshme ndryshimet e matura në kushtet e terrenit, ai është gati për simulimet parashikuese.

9. Simulimi i Modelit Modeli mund të përdoret për të parashikuar rrjedhjet e ujrave në të ardhmen ose kushtet e transportit të ndotësit. Modeli mundet gjithashtu të përdoret për të vleresuar alternativa të ndryshme të rehabilitimit. Megjithatë, gabimet dhe pasiguritë në analizat e rrjedhjes së ujrave dhe në analizat e transportit të tretësve bëjnë që çdo parashikim i modelit të mos jetë më i mirë se një përafrim. Për këto arsye, të gjitha parashikimet e modelit duhet të jenë të shprehura si një shkallë e rezultateve të pritëshme të mundshme, të cilat reflektojnë supozimet të përfshira në model dhe pasiguritë e të dhënave hyrëse dhe të vlerave të parametrave.

10. Performanca e planit të monitorimit Modelet e ujrave janë përdorur për të parashikuar rrugën e migrimit dhe përqëndrimit të ndotësve në ujra. Gabimet në parashikimin e modelit, megjithëse të vogla, mund të rezultojnë në gabime të mëdha në zgjidhjet e projektuara më parë. Monitorimi i performancës kërkohet për të krahasuar kushtet e ardhshme të terrenit me parashikimet e modelit.

Figura A-1. Skema e zhvillimit të proçesit të një modeli

Tabela A-11: Metodat e analizave kimike

Nr Parametri Metoda Aparati Ena Sasia/l Referenca

Parametrat fiziko- kimike

1 Temperatura Termometria Multi-parameter WTW P 1.5 ISO 10523 : 1994

2 pH Potenciometria Multi-parameter WTW P 1.5 ISO 10523 : 1994

3 Përcjellshmëria elektrike Konduktometria

Multi-parameter WTW P 1.5 ISO 10523 : 1994

4 Kripshmëria Konduktometria Multi-parameter WTW P 1.5 ISO 10523 : 1994

5 Lënda Pezull

Filtrim me membrane 0,45μm dhe tharje në 105°C

Termostat, MEMMERT model UNB 400 P 1.5 ISO 10523 : 1994

6 Oksigjeni i tretur (DO)

Elektrokimike me sondë

Multi-parameter WTW P 1.5 ISO 10523 : 1994

7 NKO Fotometri Photometer COD P 1.5 ISO 15705 :2002

8 NBO5 Mostrat e paholluara

Sistemi Oxi-top i matjeve me perzierje P 1.5 WTW AR O2 500230

Parametrat ushqyes

9 NO3-N Spektrofometria UV-VIS

SF UV-VIS Perkin elmer. P 1.5

S SH EN 26777 : 1993

10 NO2-N Spektrofometria UV-VIS


S SH EN 26777 : 1993

11 NH4-N

Spektrofometria UV-VIS (metoda me indofenol blu)


S SH EN 26777 : 1993

12 PO4-P

SF UV-VIS (metoda me reduktim të blusë së molibdenit)


ISO 6878: 2004

13 Ptotal SF/Disgregimi SF UV-VIS Perkin elmer. P 1.5 ISO 6878: 2004

Parametrat bakteriologjike

14 Col Fecal Inkubim Inkubator Q 0.5 SM of WWT.1992

15 Str Fecal Inkubim Inkubator Q 0.5 SM of WWT.1992

Modelet e transportit te ndotesve Ekuacioni i modelit te transportit te ndotesve mikroskopike eshte zhvilluar duke perdorur nje element te vogel perfaqesues te volumit nenujor.

Transporti i ujit: Ne qofte se merret ne konsiderate vetem transporti i ndotesve izotermal ne zonat e ngopura nenujore, ekuacioni i pergjithshem i ligjit te fizikes per transportin e ujrave te ngopur nepermjet perfaqesuesve te elementeve te vegjel volumetrik ne strukturen poroze te siperfaqes nenujore eshte dhen si:

)(),( hKtxWthS satt

(1)

Ku St eshte koeficienti i grumbullimit te basenit (akuiferit), padimensione, h eshte lartesia hidraulike (Hydraulic Head), cm, Ë (x,t) eshte fluksi i vellimit per njesi siperfaqe term burimit (pozitive per daljet dhe negativ per futjet (outfloë/infloë) cm hr-1, eshte operatori delta i percaktuar si )( 1 x , cm-1, perfaqeson operatorin e prodhimit te vektoreve dhe tensoreve, Ksat eshte tensori i konduktiviteti hidraulic, ne marredhenie me shpejtesine e rrjedhjes, V, sipas ligjit Darcy, cm hr-1.

Tranporti i ndotesve: Ligji i pergjithshem fiziko – kimik, ekuacioni i convective – dispersive – reaction i transportit te ndotesve per te njejtin element te vellimit per nje substance kimike eshte dhene si:

ol

s

VQS

CCVtxCDBCt

),()(( (2)

Ku S eshte perqendrimi i ndotesve te thithur ne toke ose ne nje siperfaqe te cfaredoshme te ngurte, g cm -3, C eshte perqendrimi i ndotesve, g cm -3, B eshte madhesia e densitetit, g cm -3, ω eshte poroziteti, pa permasa, D eshte tensori i dispersionit hidrodinamic, cm2 hr-1, V eshte vektori i shpejtesise se rrjedhjes ne nje mjedis poroz i llogaritur sipas ligjit Darcy, cm hr-1 f dhe Λ eshte koeficienti i shkalles se reaksionit sipas ω per transformimin e ndotesve nga proceset kimike dhe biologjike, (cm3 g) ω-1/hr, S, eshte perqendrimi i ndotesve ne burim ose grope me leng, g cm-3, Q eshte shkalla e vellimit te rrjedhjes, cm3/hr, Vol eshte vellimi i elementit volumetrik te perdorur ne kete model, cm3.

Ekulibri i soprion peraferohet nga izoterma lineare Freundlich, shuma e thithur e perberesve te ngurte ne siperfdaqen neujore eshte peraferuar nga:

,CKS

Ku Kω eshte koeficienti i ekuilibrit te sorption, cm3 g-1. I perdoru ketu, Kω eshte i pergjitheshem ose koeficienti i ekulibrit te sorption dhe eshte funksion i sorption te te gjithe perbereresve te ngurte, per shembull silica, mineralet argjilore dhe masa organike. Zevendesimi i S dhe mbledhja e te gjithe transfromimeve kime dhe biologjike jane reaksionet e proceseve te rendit te pare , te dhena:

ol

Sf V

QSCCVCD

TCR

)( (3)

Ku faktori i frenimit (ngadalesimit), Rf (pa permasor), per perthithjen e ekulibrit eshte percaktuar si:

BKR f 1 (4)

Ne qofte se perthithja nuk eshte nje proces ekuilibri, mund te pershkruhet nga procesi i kalimi i mases nderfazore si:

KCS (5)

Ku K eshte koeficienti i pergjithshem i transferimit te mases per (cm3 g-1) dhe ŭ eshte rendi i reaksionit te transfertes se mases kimike me siperfaqet e ngurta te mjedisit poroz. Me kete modifikim, faktori i frenimit jepet si:

1

1

KCBKR f (6)

Ekuacioni 2 eshte i vlefshem per perberes te vetem kimik i cili eshte i pranishem ne fazen ujore ne hollimin e perqendrimit. Per pjesen me te madhe te ndotesve kimike, modelet e kimikateve te vetme jane te pershtatshem sepse tretshmeria e kimikateve te fazen ujore eshte shume e vogel. Keshtu, ndryshimet ne kohe dhe hapesire te perqendrimit te ndotesve jane thelbesore. Dy termat e para nga ana e djathte e ekuacionit te dyte (ek. 2) jane shoqeruar me dinamiken e transporteve te rrjedhjes ne mjediset poroze, te quajtur dispersioni hidrodinamik dhe transporti konvektiv . Termi i fundit tergon per proceet e rendit te pare te reaksioneve kimike dhe biologjike qe transformojne ose konvertojne ndotesin ne substanca te tjera kimike ne siperfaqet nenujore (nenuje). Per solucione te holluara, supozimi qe procesi i shkalles se reaksionit mund te prezantohet si process i rendit te pare eshte i pranueshem sepse vetem perqednrimi i ndotesve ndryshon thelbesisht gjate degradimit ose transformimit. Per shembull, me reaksionet e hidrolizes perqednrimi i ujit mbetet vritualisht i pandryshueshem, nje pseudo mekanizem i degradimit te rendit te pare. Per elementin e vellimit ne zonen e mbingopur te neujit, eshte dhene nje forme e pergjithshme e profilit te perqendrimit per transportin e ndotesve si funksion i parametrave te ketij transporti dhe karakterisitkave te nenujit (siperfaqes nenujore) :

BKKDFtzyxC sat ,,,,,,,,, (7)

Megjithate, disa probleme te transportit te ndotesve ne sipnenujore ndeshen me aquifere tip kanali te rrjedhjes të cilat nuk sillen si rrjedhjet ne mjediset poroze. Per keta tipe aquiferesh dhe regjime te rrjedhjes, duhet te percaktohen dhe charakteristikat ekuivalente hidraulike dhe te perdoren ne Ekuacionin 7 per te pershkruar tipin (profiling) e perqendrimit te ndotesve.

Transporti i Bakterieve: Ujrat e ndoteur permbajne nje llojshmeri (variete) te madhe te bakterieve pathogenike dhe virusve. Si rrjedhim, ne konsiderojme nje miks te N specieve aktive me densitet te pjesshem di, i=1,….,N. . Le te jete d densiteti i mases se perziere dhe Yi masa e pjeses se species i. Atehere kemi:

Nidd

YddN

i

iij ..,.........1,,

1

Ne qofte se vi percakton (tregon) shpejtesine e species i, shpejtesia makroskopike eshte e percaktuar nga:

N

iij vYv

1,

Ndryshimi midis v dhe vi mund te zberthehet ne shpejtesine e migrimit dhe ne shpejtesine e difuzionit, prezantues i meparshem, per shembull, sedimentimi:

iii Vvv

Sipas ligjit Onsagner mund te shkruajme:

NidiVd iii .,,.........1,

Ekuacioni i ruajtjes se mases eshte:

iiAdiiiii SRdvd

td

(8)

Ku βi eshte termi i difuzionit, kurse Ri dhe Si perfaqesojne termin e reaksionit biokimik dhe respektivisht burimet e skajshme.

Pas shkarkimit, perqendrimi i bakterieve ose viruseve zvogelohen shume shpejt pikerisht prej kushteve te pafavorshme si mungesa e ushqyesve, temperaturat e uleta, rrezatimi diellor, etj. Vdekja e llojit eshte modeluar shpesh si reaksion i rendit te pare. Kjo tegon qe termi Ri ne Ekuacionin 8 eshte dhene nga

CkR ii

Ku ki eshte konstante kinetike.

Ne te vertete, biologet preferojne te flasin per T90,i e cila eshte koha pas se ciles perqendrimi zvogelohet me 90%. Ky parameter eshte i lidhur me ki nga barazimi :

ii k

T 10log,90

Nga ana tjeter, pretendimi i pikave (pointëise) te shkarkimeve te ujrave te zeza, si dhe atyre te grykederdhjeve, termi Si ne Ekuacionin 8 eshte dhene nga:

N

jj

jiii PrqS

1

Ekuacioni 8 behet

N

jj

jiji PrqCK

xCD

xCu

tC

12

2

(9)

Ku j eshte numri i shkarkimit, qj eshte sasia (Vlera) e rrjedhjes, rji eshte densiteti i pjesshem (parcial) i species i per shkarkimin j, δ (Pj) tregon njesine matese (kufirin, masen, matjen) Dirac ne piken e shkarkimit Pj.

Kerkesa Biologjike per oksigjen BOD/ Oksigjeni i tretur (DO): Oksigjeni luan nje rol te madh ne te gjitha llojet e jetes. Ne menyre te vecante, perdoret nga bakteriet per te dekompozuar masen organike. Ne qofte se BOD nuk eshte ne masen e duhur, planktoni dhe te gjithe format e tjera te jetes se gjallesave zhduken. Megjithate, dekompozimi i mases organike kryhet si pasoje e proceseve anaerobike te cilat nuk perdorin oksigjen por prodhojne sulfur hidrogjeni H2S dhe metan CH4, te cilat kane nje ere te ndjeshme (peshtjelluese). Masa organike mund te matet nga kushtet e kerkeses se okigjenit te nevojshem per dekompozim e saj, te ashtuquajtur Kerkesa Biologjike per Oksigjen (BOD). Ne qofte se niveli i ndotjes nuk eshte shume i larte kjo kerkese mund te kenaqet (plotesohet) nga Okigjeni i Tretur (DO).

Ne qofte se sasia e mases organike rritet pertej vleres maksimale DO oksigjeni i tretur nuk eshte i mjaftueshem per dekompozim duke cuar (lejuar, kryesuar, drejtuar) ne modifikimin e ekosistemit. Per te menjanuar kete fenomen duhet te behen paraprakisht disa trajtime fiziko-kimike dhe/ose biologjike.

Si rrjedhim, risjellim modelin klasik te dhene nga Streeter dhe Phelps per zhvillimi e BOD dhe DO:

Fh

McIbIha

Ih

rpMh

dKh

Kut

Prqh

Kut

BB

B

s

N

j jj

ijll

1111

)(1.

)(11.

2

22112212

1111

(10)

Kur ρ1 eshte perqendrimi i kerkeses Biologjike per Oksigjen (BOD), ρ2 eshte perqendrimi i Oksigjenit te Tretur (DO), j eshte numri i shkarkimit, qj eshte sasia (Vlera) e rrjedhjes, rji eshte densiteti i pjesshem (parcial) i species i per shkarkimin j, δ (Pj) tregon njesine matese (kufirin, masen, matjen) Dirac ne piken e shkarkimit Pj, k1 eshte parametri

kinetik (funksion i temperatures), k2 eshte vlera e levizjes se bashkeveprimit per oksigjenin, β1 dhe β2 jane koeficientet e dispersionit (shperndarjes), d eshte densiteti i ngopjes se oksigjenit ne uje ne varesi te temperatures, IB eshte intensiteti i drites se diellit ne thellesi, M eshte densiteti i siperfaqes se populluar te algave, rp eshte koeficienti i frymemarrjes se algave, F perfaqeson nje tjeter burim te jashtem te okigjenit.

Masa Organike e Tretur Dissolved Organik Matter (DOM) Transporti i Bakterieve ne prani te DOM: levizja e bakteris ne toke dhe ne ujratnentokesore kryesisht eshte kontrolluar nga transporti i advective – dispersive (shperndarje). Ekuacioni i ekuilibrit te mases per bakteriet ne mjedis ujor mund te pershkruhet si

dobdmbcbmbcddcs

c

bbrbcbb

bb

CYkCkCCCCKC

kCKCvxCD

xtC

1

)()(

(11)

Ku θ eshte perberesi i ujit (=n.σb), n eshte poroziteti, σb eshte fraksioni vellimetrik i bakteries i lidhur ne formen e ngurte (vellimi i bakterias i depozituar per njesi vellimi i pergjitshem i mjedisit poroz), Cb eshte perqendrimi i bakterieve ne mjedis ujor, Cd eshte perqendrimi i DOM ne fazen e lenget (mjedisin ujor), Db eshte koeficienti i dispersionit hidrodinamik per bakterien [L2 T-1], vω eshte shpejtesia e porozitetit te ujit [LT-1], σcd eshte fraksioni i mases te ndotesit te thithur nga DOM (masa e ndotesit te thithur nga DOM per njesi mase te DOM), σcbm eshte fraksioni i mases se ndotesit te thithur nga bakteria e levizshme (masa e ndotesit te thithur ne bakterie te levizshme per njesi mase te bakteries se levizshme), ρb eshte densiteti i bakteries, Kc dhe Kr jane respektivisht koeficientet e mases se depozitimit dhe clirimit (shkarkimit) te bakterias ne formen e ngurte (masen e ngurte) [T-1]. Kdm koeficienti i maes (vlera, sasia) se kalbjes per bakterian e levizshme [T-1], Ko eshte koeficienti i rendit te pare te maes se kalbjes per DOM [T-1] dhe Y eshte faktori i prodhimit (masa e bakteries e formuar per njesi mase te burimit te ushqimit te perdorur).

Transporti i ndotesve ne prani te DOM: Ekuacioni i ekuilibrit te mases te ndotesve te tretur ne ujera mund te shprehet si :

)()(

)()()(

4

3

bbbcss

bbbc

cbmbcb

ccddqcpcb

ccssc

CY

CYCCkCk

CkCkCKCvxCD

xttC

cbm

(12)

Ku Cc eshte perqendrimi i ndotesit te tretur uje, ρs eshte densiteti i madhesise se thate te formes se ngurte, σcs eshte fraksioni i mases te ndotesit te thithur ne formen e nfurte (masa e ndotesit te thithur per njesi te mases se ngurte ne mjedis poroz). Dc eshte koeficienti i dispersionit hidrodinamik i ndotesit te tretur ne uje [L2 T-1], kp dhe kq jane respektivisht koeficientet e adsorbimit dhe desorbimit per ndotesin ne DOM [T-1]. μ = μmax/Ks, μmax eshte vlera maksimum e rritjes [T-1] dhe Ks eshte gjysem konstantja [ML-3].

Ne qoftese marredhenia e perthithjes midis ujit dhe mases se ngurte supozohet te jete nje proces ekuilibri i kontrolluar dhe i perfaqesuar nga nje izoterme lineare, fraksioni i mases se ndotesit te tretur (thithur) ne masen e ngurte mund te paraqitet si :

ccs CK1

Ku K1 eshte koeficienti i shperndarjes se ekuilibrit te ndotesit midis ujit dhe mases se ngurte [L3M-1]

bbb

bc

b

ccddqcpcb

ccc

CCYRCk

CkCkCKCvxCD

xtCR

cbm

)(

2)()(

4

3

(13)

Ku Rc eshte faktori i ngadalesimit te ndotesit, dhe shprehet si

11 KR sc

Ekuacioni nje dimensional i transportit te ndotesin te thithur ne DOM eshte :

)(

)()(

cddb

cdddpcp

cddcddddd

CYCCCkCK

CvCx

Dxt

CC

(14)

Ekuacioni nje dimensional i transportit te ndotesit te thithur ne bakterien e levizshme eshte :

)(

)()(

43 cbmdb

cbmbccbmbc

cbmbcbmbbcbmb

CYCCkCkCK

CvCx

Dxt

C

(15)

Foto të lumit të Tiranës, Lanës dhe Ishmit Foto të Lanës

Foto të lumit të Tiranës

Fotografi e lumit Ishëm

Aneks B

Tabelat e rezultateve të parametrave mjedisorë për pellgun e Ishmit

Lumi i Ishmit

Tabela B-1. Rezultatet e parametrave mjedisorë për stacionin Ish1

Kodi Emri i

stacionit Periudh

a Parametri Njësia E1 E2 E3 E4

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore temp °C 14 21 20 19

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore pH pH 6.36 6.95 7.13 6.55

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore Kripshmër

ia g/kg 0.100 0.300 0.30 0.27

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore Lënda pezull mg/l 64.0 84.0 49.2 75.0

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore 02 i tretur mg/l 5.10 4.59 4.40 4.90

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore NKO mg/l 37 75 50 41

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore NBO5 mg/l 20 50 35 31

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore NH4+ mg/l 15.56 13.56 8.64 10.02

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore NO2 mg/l 0.102 0.004 0.00

3 0.004

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore NO3 mg/l 0.42 0.235 0.19 0.29

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore P-PO4 mg/l 0.547 1.281 1.35 1.110

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore Ptotal mg/l 0.56 1.293 1.38 1.123

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore Konduktiv

iteti μS/cm 675 754 739 701

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore Col.fecale MPN 4.3x1

06 2.2x1

06 7.5x106

2.2x107

Ish1 Ura e

Rinasit Vjetore Str.fecale MPN 9.3x1

04 2.3x1

06 7.5x105

1.2x106

Tabela B-2 Rezultatet e parametrave mjedisorë për stacionin Ish2

Kodi Emri i

stacionit Periudha Parametri Njësia E1 E2 E3 E4

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore temp °C 15 22 21 19

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore pH pH 6.55 6.98 7.98 7.00

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore Kripshmëria g/kg 0.100 0.200 0.30 0.15

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore Lënda pezull mg/l 84.4 187.0 46.8 90.0

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore 02 i tretur mg/l 5.97 5.61 5.55 5.89

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore NKO mg/l 30 55 35 38

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore NBO5 mg/l 20 30 10 18

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore NH4+ mg/l 11.02 8.00 7.45 9.90

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore NO2 mg/l 0.073 0.002 0.002 0.005

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore NO3 mg/l 0.25 0.196 0.230 0.28

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore P-PO4 mg/l 0.633 0.88 1.174 0.700

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore Ptotal mg/l 0.641 0.9 1.192 0.560

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore Konduktiviteti μS/cm 667 652 689 672

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore Col.fecale MPN 1.1x105 9.3x105 4.6x107 3.6x107

Ish2 Ura e Gjolit Vjetore Str.fecale MPN 4x104 3.2x106 1.5x106 2.4x106

Tabela B-3 Rezultatet e parametrave mjedisorë për stacionin Ish3

Kodi Emri i


Ish3

Ishmi Vjetore temp °C 16 22 22 15

Ish3

Ishmi Vjetore pH pH 6.82 7.0 7.84 6.9

Ish3

Ishmi Vjetore Kripshmëria g/kg 0.100 0.300 0.30 0.16

Ish3

Ishmi Vjetore Lënda pezull mg/l 50.4 160.0 107.0 52.0

Ish3

Ishmi Vjetore 02 i tretur mg/l 6.85 6.14 6.28 6.91

Ish3

Ishmi Vjetore NKO mg/l 19 28 64 21

Ish3

Ishmi Vjetore NBO5 mg/l 10 15 40 12

Ish3

Ishmi Vjetore NH4+ mg/l 11.12 8.250 5.84 12.10

Ish3

Ishmi Vjetore NO2 mg/l 0.055 0.022 0.010 0.009

Ish3

Ishmi Vjetore NO3 mg/l 0.270 0.332 0.270 0.31

Ish3

Ishmi Vjetore P-PO4 mg/l 0.64 0.733 0.796 0.690

Ish3

Ishmi Vjetore Ptotal mg/l 0.652 0.766 0.813 0.689

Ish3

Ishmi Vjetore Konduktiviteti μS/cm 689 674 672 666

Ish3

Ishmi Vjetore Col.fecale MPN 2.3x104 5.4x104 2.3x105 1.1x106

Ish3

Ishmi Vjetore Str.fecale MPN 1.1x105 2.3x105 2.3x103 4.8x105

Lumi i Tiranës

Tabela B-4 Rezultatet e parametrave mjedisorë për stacionin T1

Kodi Emri i


T1

Ura Brarit Vjetore temp °C 12.5 21 15 11

T1

Ura Brarit Vjetore pH 7.65 7.49 6.43 6.95

T1

Ura Brarit Vjetore Kripshmër

ia g/kg 0.05

8 0.115 0.049 0.061

T1

Ura Brarit Vjetore Lënda pezull mg/l 44.4 164.0 33.6 10.0

T1

Ura Brarit Vjetore 02 i

tretur mg/l 7.50 6.81 6.20 7.11

T1

Ura Brarit Vjetore NKO mg/l 5 41 5 1

T1

Ura Brarit Vjetore NBO5 mg/l 2 12 2 3

T1

Ura Brarit Vjetore NH4+ mg/l 0.02

3 0.095 0.046 0.011

T1

Ura Brarit Vjetore NO2 mg/l 0.00

2 0.011 0.008 0.003

T1

Ura Brarit Vjetore NO3 mg/l 0.32

6 0.268 0.075 0.23

T1

Ura Brarit Vjetore P-PO4 mg/l 0.06

8 0.026 0.031 0.060

T1

Ura Brarit Vjetore Ptotal mg/l 0.07

2 0.029 0.035 0.005

T1

Ura Brarit Vjetore Col.fecale MPN 230 9.3x1

06 9x103 4.3x1

05

T1

Ura Brarit Vjetore Str.fecale MPN 150 2.4x1

05 9.3x1

02 2.4x1

05


Kodi Emri

i stacionit Periudha Parametri Njësia E1 E2 E3 E4

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore temp °C 14 21 16.5 12.5

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore pH 7.02 7.19 6.40 7.04

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore Kripshmëria g/kg 0.073 0.100 0.20 0.092

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore Lënda pezull mg/l 48.0 141.0 16.0 20.0

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore 02 i tretur mg/l 6.96 6.02 5.97 4.93

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore NKO mg/l 18 53 21 32

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore NBO5 mg/l 10 20 10 20

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore NH4+ mg/l 3.658 4.620 6.938 4.25

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore NO2 mg/l 0.044 0.136 0.026 0.007

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore NO3 mg/l 0.437 0.953 0.175 0.17

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore P-PO4 mg/l 0.406 0.535 0.56 1.28

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore Ptotal mg/l 0.430 0.55 0.581 0.49

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore Col.fecale MPN 4.3x105 1.1x1010 2.4x107 4.6x106

T2 500m larg kolek.

S.Kodra Vjetore Str.fecale MPN 1.5x106 4.3x106 1.5x106 4.3x105


Kodi Emri


T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore temp °C 15.5 22 18 13.5

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore pH 7.24 7.06 6.43 6.31

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore Kripshmëria g/kg 0.082 0.162 0.24 0.100

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore Lënda pezull mg/l 78.0 221.0 109.2 23.2

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore 02 i tretur mg/l 5.93 5.67 5.88 4.71

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore NKO mg/l 41 60 57 52

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore NBO5 mg/l 25 30 25 35

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore NH4+ mg/l 7.366 6.110 15.070 19.84

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore NO2 mg/l 0.064 0.151 0.019 0.006

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore NO3 mg/l 0.467 0.964 0.105 0.45

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore P-PO4 mg/l 0.81 0.729 0.742 1.48

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore Ptotal mg/l 0.850 0.735 0.749 0.705

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore Col.fecale MPN 4.3x105 1.1x1010 1.1x109 1.1x107

T3 Ura

Kthesa Kamzes Vjetore Str.fecale MPN 9.3x105 4.3x106 1.1x107 1.5x106

Lana

Tabela B-7 Rezultatet e parametrave mjedisorë për stacionin L1

Kodi Emri

i stacionit Periudha Treguesi Njësia E1 E2 E3 E4

L1

Lanabregas Vjetore temp °C 11 17 14 11

L1

Lanabregas Vjetore pH 7.45 7.55 6.41 6.98

L1

Lanabregas Vjetore Kripshmëria g/kg 0.077 0.098 0.074 0.089

L1

Lanabregas Vjetore Lënda pezull mg/l 23.0 37.0 141.0 19.6

L1

Lanabregas Vjetore 02 i tretur mg/l 7.64 6.73 6.27 6.41

L1

Lanabregas Vjetore NKO mg/l 6 45 19 8

L1

Lanabregas Vjetore NBO5 mg/l 2 14 10 6

L1

Lanabregas Vjetore NH4+ mg/l 0.218 0.417 0.550 0.31

L1

Lanabregas Vjetore NO2 mg/l 0.015 0.047 0.038 0.026

L1

Lanabregas Vjetore NO3 mg/l 0.418 0.560 0.615 0.55

L1

Lanabregas Vjetore P-PO4 mg/l 0.08 0.134 0.140 0.083

L1

Lanabregas Vjetore Ptotal mg/l 0.089 0.138 0.147 0.095

L1

Lanabregas Vjetore Col.fecale MPN 4.3x104 2.3x108 7.5x105 4.3x105

L1

Lanabregas Vjetore Str.fecale MPN 1.5x104 2.3x105 4.3x105 930


Kodi Emri


L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore temp °C 14 22 17 15

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore pH 7.44 7.36 6.43 6.89

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore Kripshmëria g/kg 0.100 0.200 0.20 0.100

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore Lënda pezull mg/l 54.4 62.0 77.0 23.0

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore 02 i tretur mg/l 5.53 6.51 5.93 4.03

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore NKO mg/l 95 137 89 90

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore NBO5 mg/l 40 75 40 75

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore NH4+ mg/l 14.760 10.550 17.890 15.65

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore NO2 mg/l 0.118 0.159 0.136 0.005

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore NO3 mg/l 0.704 0.98 0.960 0.15

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore P-PO4 mg/l 1.681 1.497 1.475 1.33

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore Ptotal mg/l 1.703 1.509 1.491 1.32

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore Col.fecale MPN 1.5x106 1.1x1010 1.1x108 4.3x106

L2 500m larg

kolek. kombinat Vjetore Str.fecale MPN 9.3x105 1.5x106 4.6x106 1.1x105


Kodi Emri


L3 Kthesa ne

Yrshek Vjetore temp °C 15 23 18 15.5

L3 Kthesa ne

Yrshek Vjetore pH 7.49 7.45 6.41 7.26

L3 Kthesa ne

Yrshek Vjetore Kripshmëria g/kg 0.100 0.200 0.20 0.100

L3 Kthesa ne

Yrshek Vjetore Lënda pezull mg/l 61.6 69.0 59.0 72.0

L3 Kthesa ne

Yrshek Vjetore 02 i tretur mg/l 4.72 5.32 5.75 4.80

L3 Kthesa ne

Yrshek Vjetore NKO mg/l 84 162 73 76

L3 Kthesa ne

Yrshek Vjetore NBO5 mg/l 43 85 35 95

L3 Kthesa në

Yrshek Vjetore NH4+ mg/l 19.480 17.200 13.310 15.56

L3 Kthesa në

Yrshek Vjetore NO2 mg/l 0.234 0.010 0.053 0.007

L3 Kthesa në

Yrshek Vjetore NO3 mg/l 0.391 0.174 0.686 0.31

L3 Kthesa në

Yrshek Vjetore P-PO4 mg/l 1.958 2.116 1.313 1.97

L3 Kthesa në

Yrshek Vjetore Ptotal mg/l 1.967 2.14 1.329 1.61

L3 Kthesa në

Yrshek Vjetore Col.fecale MPN 9.3x106 4.6x108 1.1x108 2.4x107

L3 Kthesa në

Yrshek Vjetore Str.fecale MPN 2.4x106 1.1x109 4.6x106 1.5x106

Vlerat mesatare sipas çdo stacioni Tabela B-10: Mesatarja e përgjithshme e rezultateve fiziko-kimike

Parametrat fiziko - kimike

Kodi Temp pH Kripshmëria Lënda

pezull

Përcjellshm. 02

i tretur

NKO NBO5

°C g/kg mg/l μS/cm mg/l mg/l mg/l

L1 13.25 7.0975 0.0845 55.15 6.7625 23 8

L2 17 7.03 0.15 54.1 5.5 102.75 57.5

L3 17.875 7.1525 0.15 65.4 5.1475 98.75 64.5

T1 14.875 7.13 0.0708 63 6.905 13.5 4.75

T2 16 6.9125 0.1163 56.25 5.97 31 15

T3 17.25 6.76 0.146 107.85 5.5475 52.5 28.75

Ish1 15.5 6.7475 0.2425 68.05 717.25 4.7475 50.75 34

Ish2 19.5 7.0825 0.2 97.55 660.25 5.62 37.25 18.75

Ish3 20.25 7.1675 0.2375 102.35 672.25 6.1425 38.5 23.75

Tabela B-11 Mesatarja e përgjithshme e rezultateve të ushqyesve, azot-fosfor

Parametrat ushqyes Kodi NH4+ NO2- NO3- P_PO43- Ptotal mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l L1 0.3738 0.0315 0.5358 0.10925 0.11725 L2 14.713 0.1044 0.6985 1.49575 1.50575 L3 16.388 0.0761 0.3903 1.83925 1.7615 T1 0.0438 0.0061 0.2248 0.04625 0.03525 T2 4.8665 0.0533 0.4325 0.69525 0.51275 T3 12.097 0.06 0.4965 0.94025 0.75975 Ish1 11.944 0.0282 0.2835 1.0725 1.089 Ish2 8.8795 0.0206 0.2013 0.92125 0.94575 Ish3 8.299 0.0239 0.2768 0.7285 0.738

Tabela B-12: Mesatarja e përgjithshme e rezultateve të parametrave bakteriologjikë

Rezultatet e analizave bakteriologjike Kodi Col.fecale Str.fecale

MPN MPN L1 1.4x105 9.8x103 L2 9.6x106 1.3x106 L3 3.1x107 2.5x106 T1 2.6x106 7.9x105 T2 5.6x106 2.6x106 T3 3x107 2.9x106 Ish1 2.9x107 2.4x106 Ish2 4x107 2.4x106 Ish3 7.6x105 2x105

Analiza statistikore e rezultateve të pellgut

Tabela B-13. Statistika e përgjithshme e përmbajtjeve të parametrave fiziko – kimike

Parametri statistikor pH

Temp

Kripshm

Lënda pezull

Përcjellshm

02 i tretur NKO

NBO5

°C g/kg mg/l

μS/cm mg/l mg/l mg/l

Nr. i matjeve 36 36 36 36 36 36 36 36

Mesatarja 7.009

17.167 0.155

74.411

683.25 5.816

49.778

28.333

Mediani 7.005

16.75 0.1 63 674.5 5.905 42 22.5

ShS 0.453

3.713 0.083

50.809

34.898 0.870

35.356

23.472

Minimum 6.31 11 0.049 10 633 4.03 3 2

Maximumi 7.98 23 0.3 221 754 7.64 162 95

Përqindja10%

6.41 12.5 0.0735 21.5 652.2 4.715 12 4.5

Përqindja 90%

7.52 22 0.3 150.5 735.2 6.905 89.5 62.5

Tabela B-14. Statistika e përgjithshme e përmbajteve të ushqyesve

Parametri statistikor NH4+ NO2- NO3- P_PO43- Ptotal


Nr i matjeve 36 36 36 36 36 Mesatarja 8.623 0.045 0.393 0.872 0.829 Mediani 8.125 0.017 0.3 0.771 0.742 ShS 6.186 0.057 0.259 0.601 0.579 Minimum 0.011 0.0019 0.075 0.026 0.005 Maximumi 19.84 0.234 0.982 2.116 2.14 Përqindja10% 0.1565 0.003 0.1565 0.074 0.081 Përqindja90% 16.425 0.136 0.8285 1.589 1.560

Analiza statistikore për çdo lum e vlerave të matura

Për lumin e Lanës

Tabela B-16. Shpërndarja statistikore e vlerave të matura, parametrat fiziko-kimike

Parametri statistikor pH Temp Kripshm

Lënda pezull

02 i tretur NKO NBO5

°C g/kg mg/l mg/l mg/l mg/l

Nr i matjeve 12 12 12 12 12 12 12

Mesatarja 7.093 16.042 0.128 58.217 5.803 74.833 43.333

Mediani 7.31 15.25 0.1 60.3 5.84 80 40

ShS 0.454 3.708 0.054 32.994 0.999 46.638 32.441

Minimum 6.41 11 0.074 19.6 4.03 6 2

Maximumi 7.55 23 0.2 141 7.64 162 95

Përqindja10% 6.412 11.3 0.0782 23 4.728 19.3 6.4

Përqindja90% 7.486 21.6 0.2 76.5 6.708 132.8 84

Tabela B-17. Shpërndarja statistikore e vlerave të matura, ushqyesit




Për lumin e Tiranës

Tabela B-18. Shpërndarja statistikore e vlerave të matura, parametrat fiziko-kimike

Parametri statistikor pH Temp

Kripshmëria

Lënda pezull


°C g/kg mg/l mg/l mg/l mg/l

Nr i matjeve 12 12 12 12 12 12 12

Mesatarja 6.934

16.042 0.111

75.700 6.141

32.333

16.167

Mediani 7.03 15.25 0.096 46.2 5.995 36.5 16

ShS 0.447 3.708 0.060

68.463 0.842

21.377

11.280

Minimum 6.31 11 0.049 10 4.71 3 2 Maximumi 7.65 22 0.24 221 7.5 60 35 Përqindja10%

6.403 12.5 0.0583 16.4 5.004 5 2.1

Përqindja90%

7.465 21 0.1962 161.7 7.095 56.6 29.5


Parametri statistikor NH4+ NO2- NO3-

P-PO43- Ptotal



Për lumin e Ishmit

Tabela B-20. Shpërndarja statistikore e vlerave të matura, parametrat fiziko kimike

Parametri statistikor pH Temp Kripshm

Lënda pezull Përcjellshm


°C g/kg mg/l μS/cm mg/l mg/l mg/l

Nr i matjeve 12 12 12 12 12 12 12 12 Mesatarja 6.99 19.41 0.22 89.31 683.25 5.50 42.16 25.50 Mediani 6.96 20.5 0.26 79.5 674.5 5.57 39 25 ShS 0.48 2.84 0.085 43.68 34.89 0.69 16.29 12.55 Minimum 6.36 14 0.1 46.8 633 4.4 19 10 Maximumi 7.98 22 0.3 187 754 6.85 75 50 Përqindja10% 6.55 15.1 0.1 49.32 652.2 4.62 28.1 10.5 Përqindja90% 7.76 22 0.3 154.7 735.2 6.12 63.1 39.5




Nr i matjeve 12 12 12 12 12

Mesatarja 9.707 0.024 0.254 0.907 0.924

Mediani 8.8425 0.007 0.2425 0.838 0.8565

ShS 2.740 0.034 0.074 0.270 0.276

Minimum 5.836 0.0019 0.129 0.547 0.56

Maximumi 15.56 0.102 0.419 1.352 1.38

Përqindja10% 7.5022 0.00246 0.1906 0.6337 0.6421

Përqindja90% 13.316 0.0712 0.3278 1.2703 1.2829

Tabela B- 22. Rezultatet e zgjidhjes së Ekuacionit të Difuzion-Konveksionit në C++

vk1 vk2 vk3 vk4 vk5 vk6 vk7 vk8 vk9 vk10 vk11 vk12 vk13 vk14 vk15 vk16 vk17 vk18 vk19 vk20 1 0 0.00029 0.00073 0.0011 0.0012 0.0012 0.001 0.00069 0.00018 -0.0006 -0.0017 -0.0033 -0.0053 -0.0077 -0.01 -0.013 -0.016 -0.018 -0.021 -0.022 2 0 0.00037 0.0012 0.0022 0.003 0.0036 0.004 0.0042 0.0045 0.005 0.0057 0.0065 0.0074 0.0081 0.0086 0.0088 0.0086 0.0081 0.0072 0.0062 3 0 0.0003 0.0012 0.0025 0.0041 0.0054 0.0062 0.0063 0.0057 0.0044 0.0027 0.00068 -0.0017 -0.0041 -0.0066 -0.0091 -0.011 -0.014 -0.015 -0.017 4 0 0.0002 0.00091 0.0023 0.0043 0.0066 0.0089 0.011 0.013 0.015 0.016 0.018 0.019 0.02 0.021 0.02 0.02 0.018 0.017 0.015 5 0 0.00012 0.00064 0.0018 0.0036 0.0059 0.0081 0.0097 0.01 0.01 0.0091 0.0074 0.0056 0.0039 0.0023 0.00093 -0.00022 -0.0012 -0.0021 -0.0029 6 0 5.90E-05 0.00036 0.0012 0.0029 0.0055 0.0092 0.013 0.018 0.022 0.025 0.028 0.029 0.03 0.03 0.029 0.027 0.025 0.023 0.02 7 0.012 0.025 0.034 0.039 0.041 0.04 0.038 0.035 0.03 0.024 0.015 0.0052 -0.0066 -0.02 -0.033 -0.046 -0.058 -0.068 -0.076 -0.082 8 0.0092 0.026 0.044 0.058 0.069 0.075 0.078 0.081 0.085 0.089 0.095 0.1 0.11 0.11 0.11 0.11 0.11 0.11 0.11 0.11 9 0.0055 0.019 0.038 0.058 0.074 0.085 0.089 0.086 0.079 0.069 0.056 0.042 0.028 0.014 0.0014 -0.01 -0.02 -0.029 -0.036 -0.041

10 0.0029 0.012 0.028 0.05 0.073 0.096 0.12 0.14 0.15 0.17 0.18 0.19 0.2 0.21 0.21 0.21 0.21 0.2 0.2 0.19 11 0.0015 0.0068 0.018 0.033 0.051 0.067 0.078 0.082 0.078 0.069 0.057 0.044 0.032 0.021 0.013 0.0063 0.0013 -0.0025 -0.0054 -0.0076 12 0.00071 0.004 0.012 0.028 0.053 0.084 0.12 0.16 0.19 0.22 0.24 0.26 0.27 0.27 0.27 0.27 0.26 0.25 0.24 0.23 13 0.4 0.66 0.8 0.87 0.9 0.91 0.9 0.89 0.88 0.86 0.83 0.81 0.77 0.74 0.71 0.67 0.65 0.62 0.6 0.58 14 0.16 0.37 0.55 0.68 0.77 0.82 0.84 0.86 0.87 0.89 0.91 0.93 0.95 0.96 0.98 0.98 0.99 0.99 0.99 0.98 15 0.064 0.19 0.34 0.48 0.59 0.66 0.69 0.69 0.67 0.64 0.59 0.55 0.51 0.47 0.43 0.39 0.37 0.34 0.32 0.31 16 0.026 0.093 0.2 0.32 0.45 0.57 0.67 0.76 0.83 0.89 0.95 1 1 1.1 1.1 1.1 1.1 1.1 1.1 1.1 17 0.01 0.042 0.099 0.17 0.25 0.31 0.34 0.35 0.32 0.28 0.22 0.17 0.12 0.072 0.038 0.012 -0.0064 -0.02 -0.029 -0.036 18 0.005 0.026 0.075 0.16 0.29 0.44 0.61 0.78 0.94 1.1 1.2 1.3 1.3 1.4 1.4 1.4 1.4 1.4 1.4 1.4 19 0.012 0.025 0.034 0.039 0.041 0.04 0.038 0.035 0.03 0.024 0.015 0.0052 -0.0066 -0.02 -0.033 -0.046 -0.058 -0.068 -0.076 -0.082 20 0.0092 0.026 0.044 0.058 0.069 0.075 0.078 0.081 0.085 0.089 0.095 0.1 0.11 0.11 0.11 0.11 0.11 0.11 0.11 0.11 21 0.0055 0.019 0.038 0.058 0.074 0.085 0.089 0.086 0.079 0.069 0.056 0.042 0.028 0.014 0.0014 -0.01 -0.02 -0.029 -0.036 -0.041 22 0.0029 0.012 0.028 0.05 0.073 0.096 0.12 0.14 0.15 0.17 0.18 0.19 0.2 0.21 0.21 0.21 0.21 0.2 0.2 0.19 23 0.0015 0.0068 0.018 0.033 0.051 0.067 0.078 0.082 0.078 0.069 0.057 0.044 0.032 0.021 0.013 0.0063 0.0013 -0.0025 -0.0054 -0.0076 24 0.00071 0.004 0.012 0.028 0.053 0.084 0.12 0.16 0.19 0.22 0.24 0.26 0.27 0.27 0.27 0.27 0.26 0.25 0.24 0.23 25 0 0.00029 0.00073 0.0011 0.0012 0.0012 0.001 0.00069 0.00018 -0.0006 -0.0017 -0.0033 -0.0053 -0.0077 -0.01 -0.013 -0.016 -0.018 -0.021 -0.022 26 0 0.00037 0.0012 0.0022 0.003 0.0036 0.004 0.0042 0.0045 0.005 0.0057 0.0065 0.0074 0.0081 0.0086 0.0088 0.0086 0.0081 0.0072 0.0062 27 0 0.0003 0.0012 0.0025 0.0041 0.0054 0.0062 0.0063 0.0057 0.0044 0.0027 0.00068 -0.0017 -0.0041 -0.0066 -0.0091 -0.011 -0.014 -0.015 -0.017 28 0 0.0002 0.00091 0.0023 0.0043 0.0066 0.0089 0.011 0.013 0.015 0.016 0.018 0.019 0.02 0.021 0.02 0.02 0.018 0.017 0.015 29 0 0.00012 0.00064 0.0018 0.0036 0.0059 0.0081 0.0097 0.01 0.01 0.0091 0.0074 0.0056 0.0039 0.0023 0.00093 -0.00022 -0.0012 -0.0021 -0.0029 30 0 5.90E-05 0.00036 0.0012 0.0029 0.0055 0.0092 0.013 0.018 0.022 0.025 0.028 0.029 0.03 0.03 0.029 0.027 0.025 0.023 0.02

Tabela B- 23 Rezultatet e modelit MATLAB

Nr 1 2 3 4 5

dx=dy 2E-09 vx=5 vy=0.9

vx=0.5 vy=0.1

vx=1 vy=0.1

Dx=0.055 Dy=0.052

Dx=0.055 r=800

z = z = z = z = z = z = z = z=

1 0 0 0 0 0 0 0 0 2 0.0085 0.0085 0.0084 0.0044 0.0088 0.0044 0.0084 0.0086 3 0.0067 0.0067 0.0067 0.0006 0.0066 0.0045 0.0067 0.0068 4 0.004 0.004 0.0039 0.0044 0.0037 0.0048 0.0039 0.004 5 0.0018 0.0018 0.0018 0.0003 0.0016 0.0035 0.0018 0.0018 6 0.0007 0.0008 0.0007 0.0044 0.0006 0.004 0.0007 0.0008 7 0 0 0 0 0 0 0 0 8 0.001 0.001 0.001 0.0007 0.001 0.0002 0.001 0.001 9 0.0013 0.0013 0.0013 0 0.0013 0.0005 0.0013 0.0013

10 0.0009 0.0009 0.0009 0.0007 0.0009 0.0009 0.0009 0.0009 11 0.0005 0.0005 0.0005 0 0.0004 0.0007 0.0005 0.0005 12 0.0002 0.0002 0.0002 0.0007 0.0002 0.0011 0.0002 0.0002 13 0 0 0 0 0 0 0 0 14 0.0001 0.0001 0.0001 0.0005 0.0001 0 0.0001 0.0001 15 0.0001 0.0001 0.0001 0 0.0001 0 0.0001 0.0001 16 0.0001 0.0001 0.0001 0.0005 0.0001 0.0001 0.0001 0.0001 17 0.0001 0.0001 0.0001 0 0.0001 0.0001 0.0001 0.0001 18 0 0 0 0.0005 0 0.0001 0 0 19 0 0 0 0 0 0 0 0 20 0 0 0 0.0003 0 0 0 0 21 0 0 0 0 0 0 0 0 22 0 0 0 0.0003 0 0 0 0 23 0 0 0 0 0 0 0 0 24 0 0 0 0.0003 0 0 0 0 25 0 0 0 0 0 0 0 0 26 0 0 0 0.0002 0 0 0 0 27 0 0 0 0 0 0 0 0 28 0 0 0 0.0002 0 0 0 0 29 0 0 0 0 0 0 0 0 30 0 0 0 0.0002 0 0 0 0

Program Code MATLAB

close all clear all clc tic n_h=8; % NUMRI I NYJEVE HORIZONTALE PER NJE RRJESHT n_v=7 format short m=0;dx=0.5; % KORDINATAT E X ne meter for m1=0:n_h:n_h*(n_v-1) for i=m1+1:m1+n_h x(i)=m; m=m+dx; end m=0; end m=0;dy=0.5; %KORDINATAT E Y ne meter for m1=0:n_h:n_h.*(n_v-1) for i=1+m1:n_h+m1; y(i)=m; end m=m+dy; end n_kater=(n_h-1).*(n_v-1) %numri i elementeve % Konektiviteti i elementeve j=0 for m=0:n_h:n_h*(n_v-2) for i=1+m:n_h-1+m element = [i (i+1) (i+n_h+1) (i+n_h)]; j=j+1 aa=[element] elem(j,1)=aa(1); elem(j,2)=aa(2); elem(j,3)=aa(3); elem(j,4)=aa(4); end end %vizatimi i rrjetit for k=1:n_kater; n1 = elem(k,1); n2 = elem(k,2); n3 = elem(k,3); n4 = elem(k,4); xdr(1) = x(n1); xdr(2) = x(n2); xdr(3) = x(n3); xdr(4) = x(n4); ydr(1) = y(n1); ydr(2) = y(n2); ydr(3) = y(n3); ydr(4) = y(n4); hold on; % plot(xdr,ydr); end; hold on % behet kalimi nga 2D ne 3D dt=0.1 % koha ne sekonda ro=1000 % densiteti i ujit ne kg/m^3 Dx=0.055 % koeficenti i difuzionit ne m^2/sek ne drejtimin ox Dy=0.52 % koeficenti i difuzionit ne m^2/sek ne drejtimin oy ux=zeros(n_h*n_v,1) uy=zeros(n_h*n_v,1) fi=zeros(n_h*n_v,1) for i=1:n_h*n_v ux(i)=0.53

uy(i)=0.08 end % tk=[9 100;17 100;25 100;25 100;33 100;16 100;24 100;32 100;40 100;48 100] % nkf=length(tk) % Rasti kur kemi nje burim ndotes ne anen e poshtme % nyje_p=6 % % fi(nyje_p)=100 % uy(nyje_p)=0.1 % uy(nyje_p+n_h)=0.1 % % for i=0:n_h:n_h*(n_v-1)+1 % for j=1+i:(nyje_p)+i-1 % ux(j)=0 % end % end % Rasti kur kemi nje burim ndotes ne anen e siperme % nyje_s=61 % % fi(nyje_s)=100 % uy(nyje_s)=-0.1 % uy(nyje_s-n_h)=-0.1 % % nyje_s=nyje_s-(n_v-1)*n_h % for i=0:n_h:n_h*(n_v-1) % for j=1+i:nyje_s+i-1 % ux(j)=0 % end % end % % Rasti kur kemi nje burim ndotes ne anen e majte % nyje_m=28 % fi(nyje_m)=100 % for i=n_h+1:2*n_h % ux(i)=0.1 % end % Rasti kur kemi disa burime ndotje te njepasnjeshem ne anene e poshtme p=2 for k=0:n_h:n_h*(n_v-1)+1 for i=1+k:p+k ux(i)=0 uy(i)=0 end end for k=0:n_h:2*n_h for i=p+1+k:n_h+k uy(i)=0.1 end end c=0 % for i=p+1:n_h-1 for i=3 fi(i)=0.043-c c=c-0 end % %Rasti kur kemi disa burime ndotje te njepasnjeshem ne anene e siperme % % p1=n_h*(n_v-1) % p=p1+1 % for k=0:n_h:n_h*(n_v-1)+1 % for i=1+k:p+k

% ux(i)=0 % uy(i)=0 % end % end % for k=0:n_h:n_h % for i=p+1-k:n_h*n_v-k % uy(i)=-0.1 % end % end % c=0 % for i=p+1:n_h*n_v-1 % fi(i)=100-c % c=c-10 % end %Rasti i pergjitshem kur kemi burime ndotje gjate gjithe zones % for i=1:n_h % fi(i)=100 % uy(i)=0.1 % uy(i+n_h)=0.1 % end % % for i=n_h+1:n_h:n_h*(n_v-2)+1 % fi(i)=100 % end % for i=n_h*(n_v-1)+1:n_h*n_v % fi(i)=100 % uy(i)=-0.1 % uy(i-n_h)=-0.1 % end for j=1:n_v-2 for i=j*n_h+2:2*n_h-1+(j-1)*n_h Ax=(ux(i).*dt)./(2.*dx); Ay=(uy(i).*dt)./(2.*dy); Bx=(Dx.*dt)./(2.*ro*(dx).^2); By=(Dy.*dt)./(2.*ro*(dy).^2); a(1,i) = -Ax-Bx; a(2,i) = 0.5.*(Bx+By)+1; a(3,i) =(Ax-Bx); a(4,i) = -Ay-By; a(5,i) =Ay-By; end end ix=n_h-2 iy=n_v-2 n_nyjeve=n_h*n_v itot=ix*iy k1=n_h+3; k2=n_h*(n_v-2)+2; for i=2:ix-1 bel(i)=0-a(4,k1)*fi(i+1) k1=k1+1; end j=ix*(iy-1)+2; for i=j:itot-1 bel(i)=0-a(5,k2+1)*fi(k2+1+n_h) k2=k2+1; end

%llogaritja e matrices elementare per nyjet brendshme (kater skajet) i=n_h+2; bel(1)=0-a(4,i)*fi(2)-a(1,i)*fi(i-1); bel(ix)=0-a(4,2*n_h-1)*fi(n_h-1)-a(3,2*n_h-1)*fi(2*n_h); bel(itot-ix+1)=0-a(1,n_h*iy+2)*fi(iy*n_h+1)-a(5,iy*n_h+2)*fi(n_h*n_v-ix); bel(itot)=0-a(3,n_nyjeve-n_h-1)*fi(n_nyjeve-n_h)-a(5,n_nyjeve-n_h-1)*fi(n_nyjeve-1); %fund llogaritja e skajeve te brendshme %llogaritja e termave te lire m=2; n=n_v-4; for i=ix+1:ix:n*ix+2 bel(i)=0-a(1,m*n_h+2)*fi(m*n_h+1) m=m+1; end m=3 for i=2*ix:ix:ix*(iy-1) bel(i)=0-a(3,m*n_h-1)*fi(m*n_h) m=m+1 end BB=bel' j=ix+1; z=0; for i=1:ix AA(i,j)=a(5,n_h+2+z) j=j+1; z=z+1; end AA(1,1)=a(2,n_h+2) % fillim a(2,9) deri tek a(3,9) AA(1,2)=a(3,n_h+2) % fund AA(ix,ix-1)=a(1,2*n_h-1) % fillim i a(1,13) deri tek a(2,13) AA(ix,ix)= a(2,2*n_h-1) % fund p=0 % fillimi A(2,1) deri tek A(4,5) k=1 z=3 for i=2:ix-1 for j=1:3 AA(i,p+j)=a(k,n_h+z) k=k+1 end k=1 p=p+1 z=z+1 end % fund rrjeshti i pare % llogaritja e koeficenteve te rrjeshtit te fundit - diagonal j=ix*(iy-2)+1; z=0; for i=ix*(iy-1)+1:ix*iy AA(i,j)=a(4,n_h*(n_v-2)+2+z) j=j+1; z=z+1; end AA(ix*(iy-1)+1,ix*iy-ix+1)=a(2,n_h*(n_v-2)+2) AA(ix*(iy-1)+1,ix*iy-ix+2)=a(3,n_h*(n_v-2)+2) AA(ix*iy,ix*iy-1)=a(1,n_h*(iy-1)-1) AA(ix*iy,ix*iy)= a(2,n_h*(iy-1)-1)

p=0 k=1 z=3 for i=ix*(iy-1)+2:ix*iy-1 for j=ix*(iy-1)+1:ix*(iy-1)+3 AA(i,p+j)=a(k,n_h*(n_v-2)+z) k=k+1 end k=1 p=p+1 z=z+1 end z=0; j=2*ix+1; p1=ix+1; p2=2*ix; for m=2:n_v-3 j=2*ix+1+ix*(m-2) p1=ix+1+ix*(m-2) p2=2*ix+ix*(m-2) for i=p1:p2 AA(i,j)=a(5,m*n_h+2+z) j=j+1; z=z+1; end j=0;z=0;p1=0;p2=0; end z=0; j=1; p1=ix+1; p2=2*ix; for m=2:n_v-3 j=1+ix*(m-2) p1=ix+1+ix*(m-2) p2=2*ix+ix*(m-2) for i=p1:p2 AA(i,j)=a(4,m*n_h+2+z) j=j+1; z=z+1; end j=0;z=0;p1=0;p2=0; end z=0; j=ix+1; p1=ix+2; p2=2*ix-1; for m=2:n_v-3 j=1+ix+ix*(m-2) p1=ix+2+ix*(m-2) p2=2*ix-1+ix*(m-2) for i=p1:p2 AA(i,j)=a(1,m*n_h+3+z) j=j+1; z=z+1; end j=0;z=0;p1=0;p2=0; end z=0; j=ix+2; p1=ix+2; p2=2*ix-1; for m=2:n_v-3 j=2+ix+ix*(m-2)

p1=ix+2+ix*(m-2) p2=2*ix-1+ix*(m-2) for i=p1:p2 AA(i,j)=a(2,m*n_h+3+z) j=j+1; z=z+1; end j=0;z=0;p1=0;p2=0; % if n_h==n_v % AA(itot-ix+1,itot-ix+1)=a(2,13) % end end z=0; j=ix+3; p1=ix+2; p2=2*ix-1; for m=2:n_v-3 j=ix+3+ix*(m-2) p1=ix+2+ix*(m-2) p2=2*ix-1+ix*(m-2) for i=p1:p2 AA(i,j)=a(3,m*n_h+3+z) j=j+1; z=z+1; end j=0;z=0;p1=0;p2=0; end for i=ix+1:ix:(iy-2)*(n_h-2)+1 j=i;m=2; AA(i,j)=a(2,m*n_h+2); m=m+1; end for i=ix+1:ix:(iy-2)*(n_h-2)+1 j=i+1;m=2; AA(i,j)=a(3,m*n_h+2); m=m+1 end for i=2*ix:ix:(iy-1)*ix j=i-1;m=3; AA(i,j)=a(1,m*n_h-1); m=m+1; end for i=2*ix:ix:(iy-1)*ix j=i;m=3; AA(i,j)=a(2,m*n_h-1); m=m+1; end z=bicg(AA,BB) k=1 for i=1:30 BB=z+bel' z=bicg(AA,BB) hold on a=max(z) b=min(z) % plot(a,i*dt,'r*') % % plot(z(k),i*dt,'b*') % xlabel('perqendrimi i nyjes se k-te') % ylabel('koha t ne sekonda') title('Ecuria grafike e ndotjes') % legend('nyja maximale','kurba 2')

end grid % cila eshte koha qe ka kaluar per te cilen perqe. nuk kalon vleren 38 % k1=1 % k2=20000 % for t=k1:k2 % BB=z+bel' % z=AA\BB % if max(z)>=75 % BB=z-bel' % z=AA\BB % hapi=t-1 % koha =hapi*dt % % break % % end % t=t*dt % koha=t % for i=1:(n_h-2)*(n_v-2) % plot(koha,z(i),'*') % % end % % end % grid % xlabel('koha ne sekonda') % ylabel('perqendrimi ne perqindje') % % Nyjet me perqendrim maksimal dhe minimal for i=1:(n_h-2)*(n_v-2) if z(i)==max(z) nyja_max=i end end for i=1:(n_h-2)*(n_v-2) if z(i)==min(z) nyja_min=i end end % for i=1:20 % % %KUSHTET KUFITARE PER PERQENDRIMIN % % % tk(i,1) - nyja % % % tk(i,2) - vlera % for i=1:nkf % nj = tk(i,1); % for j=1:n_nyjeve % AA1(nj,j)=0; % AA1(j,nj)=0; % BB1(j)=BB1(j)-AA1(j,nj)*tk(i,2); % end % AA1(nj,nj)=1; % end % for i=1:nkf % nj = tk(i,1); % BB1(nj)=tk(i,2); % end % z=AA1\BB1 %

% BB1=z+bel' % z=AA1\BB1 % end fi_z=zeros(1,n_h*n_v); j=1 for m=0:n_h:n_h*(n_v-3) for i=n_h+2+m:2*n_h-1+m fi_z(i)=z(j); j=j+1; end m=0; end fi=fi+fi_z'; fi=[fi]' % % % Ndertuesi i interpoluesit: F=TriScatteredInterp(x',y',[fi]','natural') ti1=0:0.005:max(x); ti2=0:0.005:max(y); % %ndertimi i rrjetit te vleresimit(qx,qy): [qx,qy]=meshgrid(ti1,ti2); % %vleresimi i qz ne pikat e rrjetit(qx,qy); qz=F(qx,qy); meshc(qx,qy,qz); hold off;% me off kalohet ne izoloinjat plot3(x,y,[fi]','*'); % vv=[0.1 0.4 0.8 1 2 3 5 2 3 4 5 6 10 20 30 40 50 60 81] vv=[0.009 0.008 0.007 0.006 0.005 0.004 0.003 0.002 0.001] [C,h]=contour(qx,qy,qz,vv,'r'); clabel(C,h) grid % % % F=TriScatteredInterp(x',y',fi','natural') % % ti1=0:0.005:max(x); % % ti2=0:0.005:max(y); % % [qx,qy] = meshgrid(ti1,ti2) % % % vleresimi i qz ne pikatr e rrjetit (qx, qy): % % qz = F(qx,qy); % % meshc(qx,qy,qz); % % hold on; % % plot3(x,y,fi','o'); % % title('perqendrimi i ndotesit','FontSize',14) % % xlabel('x') % % ylabel('y') % % zlabel('z') % % toc %

LITERATURA

1 © UNESCO 2005, Water Quality Modelling and Prediction, WATER RESOURCES SYSTEMS PLANNING AND MANAGEMENT – ISBN 92-3-103998-9

2 A. Kreft and A. Zuber, On the physical meaning of the dispersion equation and its solutions for different initial and boundary conditions, Chem. Eng. Sci. 33, 1471-1480, 1978

3

A.H. Weerts, Analytical models for chemical transport on the subsurface environment, Wageningen Agricultural University, Department of Water Resources, Wageningen, The Netherlands, 1994

4 APHA, AWWA, WPCF (ed) Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 16th ed. American Public Health Ass., Washington D.C. 2005

5 ArbenPAMBUKU & EnkelejdaGRAZHDANI, MODELIMI HIDROGJEOLOGJIK I GJIRIT TE VLORES. Sherbimi Gjeologjik Shqiptar, 2008

6 Atul Kumar et al., Analytical solutions of one-dimensional advection–diffusion equation with variable coefficients in a finite domain, Journal Earth Syst. Sci. 118, No. 5, 2009

7 B. S. Mathur. The pollution of water resources due to rural industrial waste, Chemistry and Chemical Engineering Department of the Indian Institute of Technology, Delhi, India, 2005,

8 B.G.Skakalsky, Study of anthropogenic influence on water quality in some rivers of the Baltic Sea Basin, State Hydrological Institute, 2nd line, 199053, Leningrad, U.S.S.R, 1981

9 BMZ ed.,: Environmental Handbook: documentation on monitoring and evaluation impacts (Vol. I-III). Vieweg, Leverkusen 1995

10

Bode A., Osmani S., Using stochastic finite element in geostatistics and diffusion convection equation. Proceedings, Volume I pp. 259, 3-rd International Conference on Approximation methods and numerical Modelling in Environment and natural Resources MAMERN’09, Pau, France- June 8 – 11, 2009; ISBN 978-99943-1-261-0

11 Bode A., P. Zoga “Probleme te impaktit ambiental ne grykederdhjen e Semanit ne detin Adriatik”, Buletini Nafta Shqiptare Volumi 163, Nr3. 2009

12

Bode A., Peza V., Post – transition environmental assessment in Albania. Volume II, pp 673.XIII BMPC Balkan Mineral Processing Congress- Bucharest-Romania-June 14-17, 2009; ISBN 978-973-677-159-0; ISBN 978-973-677-161-3

13 Bode A., Zeqiri I.,Zoi N., “Permbajtja e fosforit ne Ujerat e Lumit Lana, Tirane” Akademia e Shkencave dhe e Arteve te Kosoves, ASHAK “KERKIME” nr.18, 2010

14 Bode A., Zoga P., Xhulaj D., Xhulaj S., “Mining Residues Around Lake Ohrid”, Journal of Mining and Metallurgy, Section A: Mining, Volume 46 Number (1) 2010, ISSN 1450-5959

15 Bratli L.J: Classification of the Environmental Quality of Freshwater in Norway: Hydrological and limnological aspects of lake monitoring. Heinonen et al. John Willey &Sons Ltd.2000

16

Brebbia, C.A., Skerget, P. (1984), "Diffusion-convection problems using boundary elements", in Laible, J.P., Brebbia, C.A., Gray, W., Pinder, G. (Eds),Finite Elements in Water Resources V, Springer-Verlag, Berlin, pp.747–68.

17 C. P. Kumar, Groundwater flow models, Scientist ‘E1’, National Institute of Hydrology, Roorkee – 247667 (Uttaranchal), 2003

18 Carmen Revenga & Greg Mock, Dirty Water: Pollution Problems Persist, Pilot Analysis of Global Ecosystems: Freshwater Systems, 2000

19

Carpenter, S., N. Caraco, D. Correll, R. Howarth, A. Sharpley, and V. Smith.. Nonpoint Pollution of Surface Waters with Phosphorous and Nitrogen, Issues in Ecology. Washington, DC: Ecological Society of America. 1998

20

Celia, M.A., Herrera, I., Bouloutas, E.T., Kindred, J.S. (1989), "A new numerical approach for the advective-diffusive transport equation", Numerical Methods for Partial Differential Equations, Vol. 5 pp.203–26.

21 CEQ (Council on Environmental Quality). Enviromental Quality — Twenty-Fifth Anniversary Report. Washington, DC: The Council for Environmental Quality. 1995.

22 Copenhagen, Denmark: European Environment Agency. 1998

23 Copyright © 2005 by the author(s). Published here under license by the Resilience Alliance.

24 Council Directive 2000/60/EC of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy, Official Journal L 327/1, 22.12.2000., p.1-72. 2000

25 Cox, B.A. A review of currently available in-stream water-quality models and their applicability for simulating dissolved oxygen in lowland rivers. The Science of the Total Environment, 2003

26 Cullaj A., etc Environmental state of some rivers of Albania Adriatik lowland, Tiranë 2005

27 Cullaj A., Kimia e Mjedisit, Shblu, Tiranë, 2005

28

Çullaj A., Miho A., Baraj B., Hasko A. Bachofen R., Brandl H., Schanz F. Peliminary water quality report for some important Albanian Rivers. Jurnal of Environmental Protection and Ecology (JEPE). Special Issue: 5-11. (2003)

29

D.K.Borah, M.Bera, Watershed-Scale Hydrologic and Nonpoint-Source pollution Models: Review of Mathematical Bases Transactions of the ASAE, Vol.46(6):1553-1566 ©2003 American Society of Agricultural Engineers ISSN 0001-2351 pg1553

30 Dakoli H., Dindi E., Hidrogjeologjia I,Tiranë, 2008

31 Dale M. Robetson and Eric D. Roerish. Influence of Various Water quality sampling strategies on load estimates for small streams, Water Resource Research, 35, 1999

32 David M. W. and Curtis V. P. Efects of digital elevation model map scale and data resolution on a topolography-based watershed model, Water Resource Research, 30:1994

33

DeFigueiredo, D.B., Wrobel, L.C. (1990), "A boundary element analysis of transient convection-diffusion problems", in Brebbia, C.A., Tanaka, M., Honma, T. (Eds),Boundary Elements XII, Vol. 1, Computational Mechanics Publications, Southampton and Springer-Verlag, Berlin

34

Ding, D., Liu, P-F. (1989), "An operator-splitting algorithm for two-dimensional convection-dispersion-reaction problems", International Journal for Numerical Methods in Engineering, Vol. 28 pp.1023–40.

35

Diodato, N. and Ceccarelli, M., , Interpolation processes using multivariate geostatistics for mapping of climatological precipitation mean in the Sannio Mountains (southern Italy), Earth Surface Process, Landforms, 30, pp.259–268, 2005

36 Dmitrijus Styra et al., Mathematical modeling of mineral nitrogen, mineral phosphorus transfer and water current in the Curonian Bay, EKologija.. vol. 54. No. 3. 2008

37 E.Merck, The testing of water, RFGJ, 1982, 200 faqe

38 E.Roberts Alley, P.E Water Quality Control Handbook, McGRAW-Hill, Inc 2001, ISBN 0-07-001413-2

39 EEA (European Environment Agency).. Europe’s Environment: The Second Assessment.

40 Ellen Wohl1, Compromised Rivers: Understanding Historical Human Impacts on Rivers in the Context of Restoration,

41 F.B.Agusto and O.M.Bamigbola, Numerical Treatment of the Mathematical Models for Water Pollution, Research Journal of applied Sciences 2(5):548-556, ©Medwell Journals, 2007

42 Faeth, P.. Fertile Ground: Nutrient Trading’s Potential to Cost-Effectively Improve Water Quality. Washington, DC: World Resources Institute. 2000

43 Goldberg, M.A., Chen, C.S., Karur, S.R. (1996), "Improved multiquadric approximation for partial differential equations", Engineering Analysis with Boundary Elements, Vol. 18 pp.9–17.

44 Gundogdu, K. S. and Guney, I., , Spatial analyses of groundwater levels using universal kriging, Journal Earth System Science, 116(1), 2007, pp. 49-55.

45 Hach., Portable multiparameter Meter, sension 156, Instruction Manual, Hach Company , 2001

46 http://www.epa.gov/athens/wwqtsc/index.html, 2008.

47 Instituti Kerkimor i Higjenes Epidemiologjike dhe prodhimeve imunobiologjike, Metodat e analizave fiziko-kimike te ujit te pijshem dhe derdhjeve industriale, Tirane, 1985, fq 2-270

48 International Review for Environmental Strategies, Volume 4, Number 2, 2003, ISSN 1345-759

49 Isaaks, E. and Srivastava, R. M., An introduction to applied geostatistics, New York:Oxford University Press, 1989

50 ISO (1992;1994;2002;2004) Norme International No. 5666, 8288, 9174

51 J.D. Logan and V. Zlotnik, The convection-diffusion equation with periodic boundary conditions, Appl. Math. Lett. 8 (3), 55-61, 1995

52 Jasna PIPERSKI and Atila SALVAI. Water Quality Models Application in Vojvodina’s Canal Network, Serbia, BALWOIS 2008 – Ohrid.

53

Jes Karper and Ed Boles, Human Impact Mapping of the Mopan and Chiquibul Rivers within Guatemala and Belize With Comments on Riparian Forest Ecology, Conservation and Restoration , 2004

54 Jinn-Liang Liu, Convection-Diffusion-Reaction Model, Department of Applied Mathematics, National University of Kaohsiung, Elsevier Science, 2007

55 Jobson, E.H. Enhancements to the Branched Lagrangian Transport Modeling System, U.S. 1997

56

John S. Gulliver, The Global Perspective on Environmental Transport and Fate, Cambridge University Press, 978-0-521-85850-2 - Introduction to Chemical Transport in the Environment, 2009

57

K. M. IBE Sr., et al., Environmental contamination and other anthropogenic impacts on Otamiri and Nwaore rivers, Owerri, Nigeria, Federal University of Technology, Dept. of Geosciences, Owerri, Nigeria, 2009

58 Kabo, M. ed,: Gjeografia fizike e Shqipërisë. Vol I & II. Akademia e Shkencave, Tirane. 1990-1991

59

Keum Hwan Yoo, Heekyung Park. A Development of the Integrated Water Quality Management System using GIS for a Small Watershed, Korea Advanced Institute of Science and Technology (KAIST), Korea, 2007

60 Kitanidis, P. K., Introduction to geostatistics applications in hydrogeology, California: Cambridge University Press. 1996

61 Lev S. Kuchment, - The Hydrological Cycle and Human Impact on it - WATER RESOURCES MANAGEMENT, Moscow, 2003

62 Li, S-G., Ruan, F., McLaughlin, D. (1992), "A space-time accurate method for solving solute transport problems", Water Resources Research, Vol. 28 No.9, pp.2297–306.

63

M.Th. van Genuchten and W.J. Alves, Analytical solutions of the one-dimensional convective-dispersive solute transport equation, U.S. Department of Agriculture, Agricultural Research Service, Technical Bulletin No. 1661, Government Printing Office, Washington, D.C. 1982

64 Marjanovic, Z. Simulation of water quality of river Tamis, Water Management vol. 2, Belgrade. 1998

65 Marjanovic, Z. Water quality modeling in rivers and actuality of use of applied models, Water and Sanitary Techics, vol.35, No. 2. pp.19-28, Belgrade. 2005

66

Martin Shultz. Water quality modeling for national scale economic benefit assessment. Workshop on water quality modeling for National-Scale Economic Benefit Assessment, Washington DC, 2005

67

Md. J. B. Alam, M. R. Islam,Z. Muyen , M. Mamun, S. Islam, Water quality parameters along rivers, Int. J. Environ. Sci. Tech., 4 (1): 159-167, 2007 ISSN: 1735-1472 © Winter 2007, IRSEN, CEERS, IAU

68

Mevlut UYAN & Tayfun CAY, Geostatistical methods for mapping groundwater nitrate concentrations, 3rd INTERNATIONAL CONFERENCE ON CARTOGRAPHY AND GIS 15-, Nessebar, Bulgaria, 2010

69

MMPAU dhe Ministria Italiane e Mjedisit Tokes dhe Detit, Monitormi I Pasurive ujore ne basenin e Lumit Erzen. Permbledhje teknike ekzekutimi, SGI Studio Galli Ingegneria S.p.A- Italy, Qendra per kerkim dhe zhvillim, Shqiperi, Maj 2010, Tirane

70 Mona Radwan1 and Patrick Willems, Sensitivity and uncertainty analysis for river quality modeling, Eleventh International Water Technology Conference, IWTC11, 2007

71

N.S. Veeresha Kumar & Shankar P.Hosmani, Mathematical modeling for pollution assessment in aquatic environments of Mysore district, Department of studies in Botany, University of Mysore, India, 2009

72 NRC (National Research Council).. Restoration of Aquatic Ecosystems. Washington, DC: National Academy Press. 1992

73 Osmani S. Gjuha e programimit C++, Pjesa I, Tiranë 2005

74 Osmani S. Korini Th., Gjeostatistika dhe trajtimi I të dhënave (pjesa e parë), shblu, Tiranë 2001

75 Osmani S. Optimizimi vol 2. UPT, Tiranë, 2008

76 Osmani S. Optimizimi. Programimi linear me zgjerime. Pjesa e parë. Tiranë 2008

77 Osmani S. Programe dhe projekte në C++, Pjesa II, Tiranë 2006

78

Osmani S., Bode A., Hoxha P., A view on stochastic finite element geostatistics and risk analysis in diffusion convection equation;4-th International Congress Geotunis 2009, - Tunis the 16-to 20 December 2009; ISBN 955-937-776-611-0

79 Osmani S., Bode, A., “The effect of water resources management on the improvement of flood control”, EPOKA UNIVERSITY, Tirane, korrik 2010

80 P. Howard, Partial Differential Equations in MATLAB 7.0, Spring, 2005

81 Pano, N., et al., Hidrologjia e Shqiperise, Akademia e Shkencave, Instituti Hidrometeorologjik, Tirane 1985

82

Peter Reichert, Dietrich Borchardt, Mogens Henze, Wolfgang Rauch, Peter Shanahan, László Somlyódy, Peter A. Vanrolleghem, IWA Task Group on River Water Quality Modelling, Scientific and Technical Report No. 12, River Water Quality Model No. 1, © 2001 IWA Publishing

83

Petr Knobloch, Numerical solution of convection-diffusion equations using upwing techniques satisfying the discrete maximum principle, Proceedings of the Czech-Japanese Seminar in Applied Mathematics, 2005

84

Peza V., Bode A., Summary of findings for environment transparency of Tirana city, Vol II pg.717,XIV BMPC Balkan Mineral Processing Congress- Tuzla- Bosnia & Herzegovina-June 14-17, 2011; ISBN 978-9958-31-038-6;

85 Qendra Rjonale e Mjedisit (REC) per Europen Qendrore e Lindore, Zyra ne Shqiperi. Indikatoret kombetare per monitorimin mjedisit, Tirane 2005

86 Quality and Quantity in Europe. Environmental Assessment Report No. 3. S. Nixon, ed. ©EarthTrends 2001 World Resources Institute.

87 R. Dresnak and W.E. Dobbins, Numerical analysis of BOD and DO profiles, J. Sanit. Eng. Div., Proc. Am. Soc. Civ. Engrs. 94 (SA5), 789-807, 1968

88 Republika e Shqiperise, Ministria e Mjedisit, Raport per gjendjen e mjedisit 1999-2002. Permbledhje ekzekutive, Tirane Janar 2005

89 Republika e Shqiperise, MMPAU, Raport mbi gjendjen e mjedisit 2003-2004, Permbledhje ekzekutive, Tirane 2007

90 Republika e Shqiperise, MMPAU, Raport mbi gjendjen e mjedisit 2005-2007, Permbledhje ekzekutive, Tirane 2009

91 Republika e Shqiperise, MMPAU, Strategjia ndersektoriale e mjedisit, (Strategjia Kombëtare për Zhvillim dhe Integrim), Tiranë, Nëntor 2007

92 Robert A.Corbitt, Standard Handbook of Environmental Engineering, Second Edition,

93 Ruperto P. Bonet Chaple, Numerical Stabilization of Convection-Difusion-Reaction Problems, Delft Institute of Applied Mathematics, Web page: //www-ma1.upc.es, 2006

94 S M. Govorushko, Effect of human activity on rivers, BASIN WATER MANAGEMENT 465, 2007

95

Salvai A.: Mathematical model of spreading and transformation of pollution along reach of Detailed Canal Network from point source pollution discharge until entering Basic. – Manager STUDY, Serbia, 2006

96

Shams Ali Baig et al., Assessment of Seasonal Variations in Surface Water Quality of Chitral River, North west Frontier Province (NWFP), Pakistan, World applied Sciences Journal 9(6):674-680, ISSN 1818-4952, 2010.

97

Spalding, D.B. (1972), "A novel finite difference formulation for differential expressions involving both first and second derivatives", International Journal for Numerical Methods in Engineering, Vol. 4 pp.551–9.

98 Tashko A. Gjeokimia. Ligjësi dhe zbatime., Shblu, Tiranë, 2006

99

Tayler H. Bingham et al., A Benefits Assessment of Water Pollution Control Programs Since 1972:Part 1, The Benefits of Point Source Controls for Conventional Pollutants in Rivers and Streams, Final Report ,Prepared for U.S. EPA, Cambridge, MA 02140, 2000

100 UNEP ed., Vlerësimi Mjedisor në Shqipëri pas Konfliktit. Nairobi, Kenya. 80 pp. 2000

101

United Nations environment Programme Industry and Environment, United Nations Industrial Development Organization. Monitoring Industrial Emissions and wastes, Technical Report No 27, ISBN: 92-807-1434-1, France 1996

102 USEPA Water Quality Criteria for Nitrogen and Phosphorus Pollution, 2004

103 Vllaho J., Tashko A., Gjeokimia 3. 1989

104 Vranaj A., Shallo M., Xhomo A., Gjeologjia e Shqipërisë, 1989

105 W&WQMTSC, Watershed & Water Quality Modeling Technical Support Center Website, EPA, 2009

106 WFD: Timetable for implementation, http://ec.europa.eu/environment/water/waterframework/

108

Wohl, E. 2005. Virtual Rivers: Understanding Historical Human Impacts on Rivers in the Context of Restoration. Ecology and Society 10(2): 2. [online] URL:http://www.ecologyandsociety.org/vol10/iss2/art2/

109 Xhulaj D., Bode A., Cakalli A., “Gjendja e ujrave te Liqenit te Ohrit nga aktiviteti minerar ne vite”, Buletini i Shkencave Natyrore (UT), Nr 8, INFBotues, Viti 2009.

110 Xihua Yang et al., Simulating river pollution movement using GIS Network Analysis. 2008

111 Young R.A., C.A. Onstad, D.D.Bosch, and W.P.Anderson. AGNPS : A nonpoint source pollution model for evaluation agricultural watersheds, J.Soil and Water Conserv., 44(2), 1989

disertacioni a bode

Documents