DISERTACION. Tema: Impakti ambiental i faktorëve antropogjenë në pellgun ujëmbajtës të Tiranës. (për marrjen e gradës shkencore Doktor )

Transcription

1 UNIVERSITETI POLITEKNIK I TIRANËS FAKULTETI I GJEOLOGJISË DHE I MINIERAVE DEPARTAMENTI I INXHINIERISË SË BURIMEVE MINERARE Rruga Elbasanit, Tiranë-Albania Tel/fax: /5 fgeomin2002@yahoo.com 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

2 UNIVERSITETI POLITEKNIK I TIRANËS FAKULTETI I GJEOLOGJISË DHE I MINIERAVE DEPARTAMENTI I INXHINIERISË SË BURIMEVE MINERARE Rruga Elbasanit, Tiranë-Albania Tel/fax: /5 fgeomin2002@yahoo.com Disertacion i përgatitur nga: Për marrjen e gradës shkencore: MSc. Ing. Aida BODE 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

3 Treguesi i përmbajtes Treguesi i përmbajtes Parathënie Abstrakt Përmbledhje Lista e figurave Lista e tabelave Indeksi i shkurtimoreve v x xi xiii xx xxvi xvii PJESA I - TË PËRGJITSHME 1 1. Shtrimi i problemit Aktiviteti antropogjen dhe impakti i tij në cilësinë e ujrave sipërfaqësorë Impakti i aktivitetit antropogjen në lumenj Ndotja dhe burimet e ndotjes së ujrave Burimet antropogjene të ndotjeve Burimet natyrore të ndotjes së ujit Efektet e ndotjes së ujrave Eutrofikimi dhe roli i ushqyesve në ekosistem, eutrofikimi kulturor Shpëlarja acide Pasojat e ndotjes së ujrave Transporti i substancave ndotëse në ujra dhe proçeset e tij Menaxhimi i cilësisë së ujrave Monitorimi i ujrave sipërfaqësore Monitorimi Monitorimi i cilësisë së ujrave në Shqipëri Modelimi i ujrave sipërfaqësore Përdorimi i modeleve të cilësisë së ujit Modelet e cilësisë së ujit Përvoja botërore e modelimit të cilësisë së ujit të lumenjve Përvoja shqiptare e modelimit të cilësisë së ujit të lumenjve Kufizimet e modelimit të cilësisë së ujit të lumit 2 Qëllimi dhe objektivat Qëllimi Objektivat 24 3 Të dhëna për pellgun e Tiranës Zona e shtrirjes gjeografike Të dhënat gjeografike të qytetit të Tiranës Klima Organizmat e gjalla në ujra Demografia Përdorimi i ujit v

4 3.2 Hidrologjia Gjeologjia dhe Hidrogjeologjia Gjeologjia Ujrat nëntokësore Cilësia e ujit: Dimensionet kohore Kritere të vlerësimit kimik Ndotja e ujrave sipërfaqësore Ndotja e ujrave në vendin tonë Ndotja e ujrave sipërfaqësore të qytetit të Tiranës Qasja aktuale për ndotjen e ujrave të lumenjve Mbështetja politike dhe publike Kufizimi i përpjekjeve aktuale: Zhvillimet e mundshme 36 4 Metodat dhe Materialet Provat ujore, vendmarrjet dhe monitorimi Provat ujore Vendmarrjet e provave dhe stacionet të monitorimit Lumi i Tiranës Lumi i Lanës Lumi i Ishmit Monitorimi i ujrave sipërfaqësore dhe plani i monitorimit Parametrat mjedisore Mjetet dhe teknikat e marrjes së provave Frekuenca e monitorimit Metodat e analitike të përcaktimit Vlerësimi i cilësisë së ujërave Klasifikimi sipas normave të Bashkimit Europian Klasifikimi sipas sistemit norvegjez (NIVA) Ndikimi i shkarkimeve urbane (UNECE) Klasifikimi i ndikimit bakteriologjik (MMPAU) Klasifikimi sipas lidhjes midis treguesit ushqyes, Rott et al., Sfondi gjeokimik dhe risku mjedisor Sfondi gjeokimik Normalizimi i të dhënave Përpunimi i të dhënave analitike Shpërndarja statistikore e parametrave, korrelimi dhe balancimi i joneve ndotës Histograma e shpërndarjeve të vlerave, korrelacioni midis parametrave Balancimi i joneve ndotës Shpërndarja hapësinore e vlerave, ndërtimi i hartave 2D Zbatimi i përzgjedhur me SGS Të dhënat dhe transformimi Trajektorja e simulimit Kriking Kontrollet përfundimtare Modelim simulimi i transportit të ndotësve Hartimi një modeli vi

5 4.5.2 Bilanci i masës Principet e bilancit të masës Transporti sipas konveksionit Transporti sipas difuzionit Transporti i masës sipas difuzionit dhe konveksionit Ekuacioni i difuzion-konveksionit Modelimi i transportit të ndotësve Shpërndarja e ndotësit në lum, zbatim i Crank-Nicolson plan PJESA II - REZULTATE DHE DISKUTIME 5 Vendmarrjet e provave dhe stacionet e monitorimit 69 6 Interpretimi i rezultateve të analizave Parametrat fiziko-kimikë Temperatura ph Kripshmëria Lënda pezull Përcjellshmëria O 2 i tretur NKO NBO Ushqyesit azoti dhe fosfori NH NO NO P_PO P total Parametrat bakteriologjikë Për lumin e Tiranës Për lumin e Lanës Për lumin e Ishmit Monitorimi Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori 96 7 Shpërndarja statistikore e vlerave të matura Analiza e përgjithshme statistikore e vlerave të matura për pellgun e Ishmit 7.2 Analiza statistikore e vlerave të matura për çdo lum Krahasimi i vlerave mesatare të rezultateve midis lumenjve Parametrat fiziko kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Parametrat bakteriologjike Analiza statistikore e vlerave të matura sipas klimës Balancimi i joneve ndotës Për lumin e Lanës Për lumin e Tiranës Për lumin e Ishmit vii

6 7.5.4 Për pellgun e Ishmit Korrelimi linear midis vlerave të matura Korrelimi midis temperaturës dhe parametrave Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Korrelimi midis parametrave dhe ph Parametrat fiziko - kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Shpërndarja hapësinore e vlerave të matura, ndërtimi i hartave 2D Shpërndarja hapësinore e vlerave mesatare, Hartat 2D Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Parametrat bakteriologjike Shpërndarja hapësinore e vlerave sipas ekspeditave, Hartat 2D Ekspedita E Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Parametrat bakteriologjike Ekspedita E Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Parametrat bakteriologjike Ekspedita E Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Parametrat bakteriologjike Ekspedita E Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Parametrat bakteriologjike Vlerësimi i ndikimit antropogjen dhe risku mjedisor Sfondi gjeokimik Vlerësimi i ndikimit antropogjen Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të vlerave me SG Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Normalizimi i vlerave të parametrave të çdo prove me SG Parametrat fiziko kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Vlerësimi i riskut mjedisor Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normat e lejuara Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas BE për 175 ujrat salmonide (rekomanduar) Parametrat fiziko kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori 176 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas NIVA 177 viii

7 Parametrat fiziko kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori 177 Normalizimi i përmbajtjeve të vlerave mesatare me normën e lejuar sipas UNECE Parametrat fiziko- kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori 179 Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normat e lejuara Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide (rekomanduar) Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE Parametrat fiziko-kimike Ushqyesit azoti dhe fosfori Zbatimi i modelit të transportit të ndotësve 190 PJESA III - PËRFUNDIME DHE REKOMANDIME 12 Përfundime Parametrat mjedisorë më kritikë Klasifikimi i cilësisë së ujrave Harta e gjendjes së cilësisë të ujrave Vlerësimi i impaktit antropogjen Vlerësimi i riskut mjedisor Korrelimi i parametrave Modelim-simulimi Shkaqet e uljes së cilësisë së ujrave Rekomandime 205 LITERATURA ANEKS A ANEKS B ix

8 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 për për për për për profesorët Artan Tashko dhe Skënder Osmani për gatishmërinë e tyre dhe këshillat shumë të vlefshme gjatë përiudhës së përgatitjes së disertacionit. 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. Ing. Eva Peza, shoqen time të studimeve, për njohjen, prezantimin, ndihmën, për shfrytëzimin e software-ve, për bërjen të mundur punën me to. Ing. Ramiz Balla, për ndihmën e tij në përpunimin dhe në paraqitjen grafike me GIS. 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. 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. x

9 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. xi

10 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. xii

11 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 xiii

12 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 xiv

13 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. Modelimsimulimi 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. xv

14 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 xvi

15 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. xvii

16 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_PO4 3- > 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. xviii

17 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. xix

18 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 NBO 5 (mg/l) 42 Figura 43. Vlerat maksimale dhe minimale të NBO 5 (mg/l) 43 Figura 44. Shkalla e kalimit të NH + 4 në NH 3 në varësi të ph-it dhe temperaturës 83 Figura 45. Ecuria e vlerave mesatare NH 4+ -N (mg/l) 87 Figura 46. Vlerat maksimale dhe minimale të NH + 4 (mg/l) 87 Figura 47. Ecuria e vlerave mesatare NO - 2 (mg/l) 88 Figura 48. Vlerat maksimale dhe minimale të NO - 2 (mg/l) 88 Figura 49. Ecuria e vlerave mesatare të NO - 3 (mg/l) 89 Figura 50. Vlerat maksimale dhe minimale të NO - 3 (mg/l 89 xxi

19 Figura 51. Ecuria e vlerave mesatare P-PO 4 (mg/l) 90 Figura 52. Vlerat maksimale dhe minimale të P-PO 3-4 (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 O 2mg/l për çdo stacion 95 Figura 61. Monitorimi i NKO mg/l për çdo stacion 96 Figura 62. Monitorimi i NBO 5 mg/l për çdo stacion 96 Figura 63. Monitorimi i NH + 4 mg/l për çdo stacion 96 Figura 64. Monitorimi i NO - 2 mg/l për çdo stacion 97 Figura 65. Monitorimi i NO - 3 mg/l për çdo stacion 97 Figura 66. Monitorimi i P_PO 4 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 NBO 5, 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 O 2 të tretur nga temperatura 117 Figura 90. Korrelimi linear i NKO nga temperature 117 Figura 91. Korrelimi linear i NBO 5 nga temperatura 118 Figura 92. Korrelimi linear i NH + 4 nga temperatura 118 Figura 93. Korrelimi linear i NO - 3 nga temperatura 119 Figura 94. Korrelimi linear i NO - 2 nga temperatura 119 Figura 95. Korrelimi linear i P_PO 3-4 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 O 2 nga ph 122 Figura 101. Korrelimi linear i NKO nga ph 123 Figura 102. Korrelimi linear i NBO 5 nga ph 123 Figura 103. Korrelimi linear i NH + 4 nga ph 124 xxii

20 Figura 104. Korrelimi linear i NO - 2 nga ph 124 Figura 105 Korrelimi linear i NO - 3 nga ph 125 Figura 106. Korrelimi linear i P_PO 3-4 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 O 2 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 NBO 5 (mg/l) 133 Figura 116. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NH + 4 (mg/l) 135 Figura 117. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NO - 2 (mg/l) 136 Figura 118. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NO - 3 (mg/l) 136 Figura 119. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të P_PO 3-4 (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 NBO 5 në E1 143 Figura 131. Shpërndarja hapësinore e NH4+ në E1 144 Figura 132. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E1 144 Figura 133. Shpërndarja hapësinore e NO 3 në E1 145 Figura 134. Shpërndarja hapësinore e P-PO 4 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 O 2 te tretur në E2 150 Figura 144. Shpërndarja hapësinore e NKO në E2 151 Figura 145. Shpërndarja hapësinore e NBO 5 në E2 151 Figura 146. Shpërndarja hapësinore e NH 4 në E2 152 Figura 147. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E2 152 Figura 148. Shpërndarja hapësinore e NO 3 në E2 153 Figura 149. Shpërndarja hapësinore e P-PO 4 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 xxiii

21 Figura 157. Shpërndarja hapësinore e O 2 te tretur në E3 157 Figura 158. Shpërndarja hapësinore e NKO në E3 158 Figura 159. Shpërndarja hapësinore e NH 4 në E3 158 Figura 160. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E3 159 Figura 161. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E3 159 Figura 162. Shpërndarja hapësinore e P-PO 4 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 O 2 te tretur në E4 163 Figura 170. Shpërndarja hapësinore e NBO 5 në E4 164 Figura 171. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E4 164 Figura 172. Shpërndarja hapësinore e NO 3 në E4 165 Figura 173. Shpërndarja hapësinore e P-PO 4 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. Figura 191. Figura 192. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko- kimike me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide 176 Normalizimi i përmbajtjeve mesatare vjetore të parametrave ushqyes me normën e lejuar sipas BE për ujrat salmonide 176 Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko - kimike me normën e lejuar me NIVA 177 Figura 193. Figura 194. Figura 195. Figura 196. Figura 197. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave ushqyes me normën e lejuar me NIVA 178 Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave fiziko - kimike me normën e lejuar sipas UNECE 179 Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të ushqyesve me normën e lejuar sipas UNECE 179 Normalizimi i përmbajtjeve të ph në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 182 Normalizimi i përmbajtjeve të temperaturës në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 182 xxiv

22 Figura 198. Figura 199. Figura 200. Figura 201. Figura 202. Figura 203. Figura 204. Figura 205. Figura 206. Figura 207. Figura 208. Figura 209. Figura 210. Figura 211. Normalizimi i përmbajtjeve të lëndës pezull në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 182 Normalizimi i përmbajtjeve të oksigjenit të tretur në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 183 Normalizimi i përmbajtjeve të NBO 5 në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 183 Normalizimi i përmbajtjeve të azotit amoniakal në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 183 Normalizimi i përmbajtjeve të nitriteve në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 184 Normalizimi i përmbajtjeve të fosfateve në çdo provë me normën e lejuar sipas BE. 184 Normalizimi i përmbajtjeve të ph-it në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 185 Normalizimi i përmbajtjeve të lëndës pezull në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 186 Normalizimi i përmbajtjeve të NKO në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 186 Normalizimi i përmbajtjeve të amoniumi në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 186 Normalizimi i përmbajtjeve të fosforit total në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA. 187 Normalizimi i përmbajtjeve të oksigjenit të tretur në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 188 Normalizimi i përmbajtjeve të NKO-së në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 188 Normalizimi i përmbajtjeve të NBO 5 në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 189 Figura 212. Figura 213. Normalizimi i përmbajtjeve të azotit amoniakal në çdo provë me normën e lejuar sipas UNECE. 189 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 xxv

23 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 xxvi

24 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 xviii

25 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]. 1

26 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] 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) 2

27 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 150km 3 /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 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 3

28 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 jopikësore[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 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; 4

29 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 5

30 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), 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 6

31 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 7

32 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 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 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 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]. 8

33 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. 9

34 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; 10

35 - 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 11

36 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 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: 12

37 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]. 13

38 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 14

39 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. 15

40 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 16

41 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 Monitorimi i ujrave sipërfaqësore 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 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, ) më vonë nga Agjensia Kombëtare e Mjedisit (AKM/NEA, ) janë botuar dy buletine mjedisore[26][28]. Parametrat e matur në këto monitorime u përkasin joneve kryesore (Ca 2+, Mg 2+, Na +, K +, Cl -, SO4 2-, CO3 2-, 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 17

42 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] 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 18

43 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 difuzionkonveksioni 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. 19

44 Një nga qëllimet e disertacionit është prezantimi i dy metodologjive të reja: Metodologjia e parë ka të bëjë me metodat numerike të difuzionkonveksionit, 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 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]. 20

45 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 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 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. 21

46 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. 22

47 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] 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]. 23

48 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; 24

49 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 1439km 2 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] 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] 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 (tetormaj) 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]. 25

50 a) b) c) Figura 10. Harta pellgu i Ishmit a) satelitore, b) administrative, c) gjeografike 26

51 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] 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 km 2, ndërsa numri i popullsisë së rrethit të Tiranës vlerësohet 717,291 banorë. (INSTAT 2009) Përdorimi i ujit Figura 11. Zgjerimi i Tiranës nga 1990 deri 2005 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 27

52 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 m 3 /sek. Temperatura e ujit luhatet nga 6.12 o C në janar deri në 24.7 o C në gusht. Karakteristikat kryesore hidrografike të pellgut të lumit Ishëm janë: gjatësia L = 57km, lartësia mesatare Hm=357m, sipërfaqja F=673km 2 dhe gjërësia mesatare B=0.9 km. 3.3 Gjeologjia dhe Hidrogjeologjia 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 28

53 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 m, trashësia e përgjithshme e depozitimeve aluviale lëkundet nga m[103]. Figura 14. Profil litologjik në sinklinalin e Tiranës (Aliaj.Sh., Tafilaj I., Eftimi R., 1998) 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]. 29

54 -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 m 2 /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 N1 2t, 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 N1 3t (d)) dhe Skutera N1 3t (b )); dhe b- kompleksi i shkëmbinjve kompakte me ujëmbajtje mesatare deri të ulët (formacionet Iba N1 3t (c) dhe Priska N1 3t (a)). 30

55 Figura 12 Harta gjeologjike e pellgut të Tiranës. (Harta Gjeologjike të Shqipërisë, shkalla 1: , viti 2002) Figura 13. Harta hidrogjeologjike e pellgut të Tiranës. (Harta hidrogjeologjike e Shqipërisë, shkalla 1: , viti 1983). 31

56 3.4 Cilësia e ujit: Dimensionet kohore Kërkesat/Dosmosdoshmeria e cilësisë së ujrave sipërfaqësore dhe standartet e shkarkimeve 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 , 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 ; 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] Ndotja e ujrave sipërfaqësore 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 32

57 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 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 33

58 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. 34

59 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 ( ) 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 l/s. Disa të dhëna po sipas KMM/CEP ( ) 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 , 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 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); 35

60 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 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; 36

61 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 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. 37

62 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 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. 38

63 Tabela 4-1: Tabela e koordinatave të vendmarrjeve të kampioneve Nr Pellgu hidrografik Kodi Vendmarrjet Koordinata WGS-1984 Koordinata karteziane 1 Lumi Tiranës Veri Lindje X Y T1 Ura e Brarit T2 3 T3 500-m larg kolektorit Siri Kodra Ura te kthesa Kamëz Lumi Lanës L1 Lanabregasi L2 500-m pas kolektorit Komb.Tekstil L3 Kthesa Yrshek Lumi Ishëm Ish1 Ura e Rinasit Ish2 Ura e Gjolës Ish3 Lumi Ishëm para derdhjes 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 m larg urës (Figura 18). Ujërat këtu janë nën ndikimin e shkarkimeve urbane të një 39

64 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 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 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 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. 40

65 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. 41

66 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 42

67 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 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 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 43

68 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 fizikokimike 1 Temperatura C 4 2 ph ph 4 3 Përcjellshmëria elektrike μs/cm 4 4 Kripshmëria g/kg 4 5 Lënda pezull mg/l i tretur mg/l 4 7 NKO mg/l 4 8 NBO 5 mg/l 4 Parametrat ushqyes 9 NO2 - mg/l 4 10 NO3 - mg/l 4 11 NH4 + mg/l 4 12 P-PO4 3- mg/l 4 13 Ptotal mg/l 4 Parametrat bakteriologjikë 14 Col.fecale MPN 4 15 Str.fecale MPN 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 44

69 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 E E E E 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. 45

70 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. 46

71 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 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 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) 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] Klasifikimi 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] 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 47

72 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 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. 48

73 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 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 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) Shpërndarja statistikore e parametrave, korrelimi dhe balancimi i joneve ndotës Histograma 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 49

74 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) 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 Shpërndarja hapësinore e vlerave, ndërtimi i hartave 2D 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 50

75 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 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 σ 2 (u) = σ 2. 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. 51

76 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 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] 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 n n, dhe duke shumëzuar matricën e invertuar me një tjetër matricë konvariance n 1. Me rritjen e n, kërkesat e CPU-së janë proporcionale respektivisht me n, n 3 dhe n 2. 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]. 52

77 Duke filluar me peshën e kriking për n të dhëna, dhe varianca, 2 llogaritet sk,n. 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,, u Cu, u, 1,, n k n ' C u, 1, k (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,, 2 do të japë një variancë kriking pak më të lartë,. sk, n1 ^ 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: u, u Cu, u, 1,, n k n ^ C k, 1, k (2) Tani është e mundur të parashikohet pesha fillestare e kriking,, duke ' ^ përdorur peshat kriking dhe : ' ^ P n,, 1,, n k (3) ku pesha k nuk mund të parashikohet dhe variabili Pn bazohet në relacionin që vijon: : ' ' P n C n ^ u, u Cu, u k k P ' n 1, k k (4) ku C(uk, uk)=1 kur e dhëna është standard normal, peshat janë prej kriking të tretë dhe P është baras me: ' n P ' u, u Cu u ' n C k k, 1, k (5) ku peshat vijnë nga kriking i dytë. Diferenca midis variancave 2 2 u dhe u sk, n1 53 mund të parashikohet ' brenda zonës së kufizimit bazuar në Pn dhe P n. Mosbarazimi që pason siguron limitet për kufinjtë e sipërm dhe të poshtëm [3]: ' P u u P 2 n sk, n 1 sk, n n sk, n (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

78 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 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 m Minor range 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. 54

79 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) 55

80 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 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]. 56

81 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 Bilanci i masës 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]. M tt i M t i M t t i Tr M t t i P M t t i S (7) Ruajta e masës ka përbërësit e mëposhtëm: masën në qelizën e llogaritur i në fillim të hapit të kohës t : t M i masën në qelizën e llogaritur i në fund të hapit të kohës t : M t t i 57

82 M i ndryshimet në qelizën e llogaritur i nga transporti: t ndryshimet në qelizën e llogaritur i nga proçeset fizike, (bio)kimike M i ose biologjike: t P ndryshimet në qelizën e llogaritur i nga burimet (për shembull M i shkarkimet e lumenjve, derdhjet e mbeturinave etj.,): t Tr S 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] Transporti sipas konveksionit Transporti konvektiv, T A ( M / ) i një komponenti në piken x0 është x 0 T prodhimi i shpejtësisë mesatare të rrjedhjes së ujit, ( L / ), në këtë 58 v x T 0 pikë, me sipërfaqen e zonës ose prerjen tërthore të zonës (seksionit), A

83 (L 2 ), nëpërmjet të cilit konveksioni zë vend në këtë pikë dhe me 3 përqëndrimin mesatar, ( M / ) të përbërësit[1]: C x 0 L T A x v A C (8) 0 x0 x Transporti sipas difuzionit Transporti difuziv, T D ( M / ), përgjatë sipërfaqes së zonës është x 0 T C përcaktuar të jetë proporcional me gradientin e përqëndrimit x pikën x0 shumëzuar me sipërfaqen e zonës A. Duke pranuar që D ( 2 x L / ) të jetë koefiçienti i dispersionit ose i difuzionit në piken x0: 0 T xx 0 në T D x0 C Dx A (9) 0 x xx0 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). C x x Cx0.5 x C x0.5x lim (10) x0 x Koefiçientët e difuzionit duhet të kalibrohen ose të merren nga përllogaritjet duke përdorur modelet turbulente[1] 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]: M tt i M t i C C t vx C x vx xc x x Dx D x x A (11) x x x x 0 0 ose njëtrajtësisht: M tt i M t i t Q x0 C x0 Q x0 x C x0 x D 59 x0 A x0 C x x0 D x0 x A x0 x C x x0 (12)

84 ku Q ( 3 x L / ) është rrjedhja në pikën x0. 0 T Në qoftë se ekuacioni i mëparshëm është ndarë sipas vëllimit dhe intervalit të kohës t, atëherë rezulton ekuacioni i mëposhtëm një dimensional: C t i t C t t i D x0 x C x x0 x x D x0 C c x0 v x0 C x0 v x0 x x C x0 x (13) Duke marrë në limit asymptotic t 0 dhe x 0, ekuacioni i adveksion-difuzionit një dimensional rezulton: C t C D x x x vc (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: C t D x 2 C 2 x v x C D x y 2 C 2 y v y C y D z 2 C v 2 z z C S z f R ( C, t) (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 60

85 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 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]: c t D c c 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 R 2 po e shkruajmë në trajtën[10]: u t x u x y D y x 2 D 2 x y q (17) y 61

86 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, D komponentët kryesore përkatësisht sipas 0X dhe 0Y. D 0 x 0 D y, ku Dx dhe Dy janë Në rastin e veçantë, kur problemi është i vendosur dhe densiteti i burimit është q = 0 atëherë: ( x, y), 0, dhe ekuacioni (17) merr trajtën: t D x 2 D 2 x y 2 u 2 y x u x y 0 y (18) Në kushtet kur mjedisi është izotrop në lidhje me difuzionin, ekuacioni (18) shkruhet: D x D D, y 2 2 D D u 2 2 x y x u x y 0 y (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]: 62

87 , 1 1, 2 1 1, 1 1 1, 1 1, 1 1,, 1, 1, 1, y y u x x u t n n ij n y n j i n j i y n j i n ij n j i x n j i n j i x n j i n j i j i j i 2 1, 1, 2 1, 1, 1, 1,, 1, 1, y y u x x u t n n ij n y n j i n j i y n j i n ij n j i x n j i n j i x n j i j i j i ku θ- koeficienti Crank Nicolson 0 θ 1 n j i n j i, 1,, janë përkatësisht përqëndrimet në pikën (i,j), përkatësisht në kohën n Δt dhe (n+1) Δt, ku Δt intervali elementar i proçesit. x y, është difuziviteti, përkatësisht sipas drejtimit 0X, 0Y; - densiteti i fluidit. Supozojmë që mjedisi është izotrop: y x (21) Në qoftë se parametri θ = ½ atëherë: , 1 1, 2 1 1, 1 1 1, 1 1, 1 1,, 1, 1, 1, y y u x x u t n n ij n y n j i n j i y n j i n ij n j i x n j i n j i x n j i n j i j i j i 2 1, 1, 2 1, 1, 1, 1,, 1, 1, y y u x x u t n n ij n y n j i n j i y n j i n ij n j i x n j i n j i x n j i j i j i ose në mënyrë të përmbledhur: (23) (24) ku (25) Në qoftë se shënojmë: (26) (20) (22) 1 1, 1, 1, n j i x x n j i x x x n j i B A B B A n j i n jn i y y n j i y y y j i B A B B A, 1 1, 1, 1, y B x B a A x B x a 3, 2 x t u A x x, 2 y t u A y y, 2 x t D B x x, 2 y t D B y y A x B x a 1

88 a a 4 5 A y B y A y B y Atëherë ekuacioni i mësipërm shkruhet: n1 n1 n1 n1 n1 n a 1 i 1, j a2 i, j a3 i1, j a4 i, j1 a5 i, j1 i, j (27) Ku a i, 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 R 2 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 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]. 64

89 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 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: Dc S. c. (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 difuzionkonveksionit është i qëndrueshëm: Të dhënat e modelit: 1, 0.1, x 0.1, y 0.1, t Kushtet kufitare dhe shpejtësitë jepen në tabelë (tabela 4-4): x y Tabela 4-4. Kushtet kufitare dhe shpejtësitë e rrjedhjes së fluidit Nyja Ф u x u y Nyja Ф u x u y Nyja Ф u x u y Nyja Ф u x u y x x x x x x x x x x x x Kushtet fillestare fi i 1, 20 i Zgjidhje analitike

90 66 VI V IV III II I i q i i,,,,, VI VI VI VI VI VI V V V V V V IV IV IV IV IV IV III III III III III III II II II II II II I I I I I I a a q x a x a x a a q x a x a x a x a a a q x a x a x a a a q x a x a x a a q x a x a x a x a a a q x a x a x a 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 VI V IV III II I b x a x a x x a x x b x a x a x a x x a x b x x a x a x x x a b x a x x x a x a x b x x a x x a x a x a b x x x a x x a x a x x x x x x x x x x x x Ekuacioni I Ekuacioni II Ekuacioni III Ekuacioni IV Ekuacioni V Ekuacioni VI Nyja 7 Nyja 8 Nyja 9 Nyja 12 Nyja 13 Nyja 14

91 a a 0 a a a a a a a a 63 a a a a a a a a 36 a46 a 56 a66 x x x x x x = b b b b b b Algoritmi 1. Të dhënat -, x, y, t, x y (nuk varen nga nyjet) k k k k k k k k k k k k k k , 0 3 k = 1,2,3... (kushtet kufitare), (kushtet fillestare) u x1, u x2, u x3 u x20 (shpejtësia horizontale) - u y1, u y 2, u y3 u y20 (shpejtësia vertikale) 2. Llogaritjet e madhësisë për hapin k = 1 t x - d d x 2 - c u t x x x d d y t 2 y c u t y s x - a1 1 2 u x 2 a a y y (nuk varen nga kufijtë) (për çdo pikë 1, 20 ) s y a4 1 2 u y 2 x y x t x y y s s u x x x 2 a Q s Llogaritja e matricës së sistemit; s i u 4. Llogaritja e vektorit të termave të lira; 5. Zgjidhja e sistemit; y y y 2 s i s 1, 6 t 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]. 67

92 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: Substanca ndotëse: Kushtet kufitare të poshtme: 2D PO4 mg/l 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= vy= Parametrat e ujit: faktorët mesatare të difuzionit: Dx= Dy= Përqëndrimi mesatar: CC= 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. 68

93 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 69

94 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 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 C në st - L1 deri në 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. 70

95 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 Ish 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 = 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 E Kripshmëria Vlerat e kripshmërisë variojnë nga 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 g/kg në st - T1 deri në 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 g/kg për periudhën E3 dhe st - T1 me vlerë 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). 71

96 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 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) 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 72

97 st -Ish2 për periudhën E4 deri në 754 μs/cm në st - Ish1 për periudhën E 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 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. 73

98 Në lidhje me klasifikimin e UNECE vetëm L1, T1 dhe Ish1 i përkasin klasës II, stacionet e tjera i përkasin klasës III 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 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. 74

99 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) 75

100 Figura 32. Ecuria e vlerave mesatare të ph Figura 33. Vlerat maksimale dhe minimale të ph. 76

101 Figura 34. Ecuria e vlerave mesatare të kripshmërisë (g/kg) Figura 35. Vlerat maksimale dhe minimale të kripshmërisë 77

102 Figura 36. Ecuria e vlerave mesatare të lëndës pezull (mg/l) Figura 37. Vlerat maksimale dhe minimale të lëndës pezull (mg/l) 78

103 Figura 38. Ecuria e vlerave mesatare oksigjenit të tretur (mg/l) Figura 39. Vlerat maksimale dhe minimale të oksigjenit të tretur (mg/l). 79

104 Figura 40. Ecuria e vlerave mesatare NKO (mg/l) Figura 41. Vlerat maksimale dhe minimale të NKO (mg/l) 80

105 Figura 42. Ecuria e vlerave mesatare NBO5 (mg/l) Figura 43. Vlerat maksimale dhe minimale të NBO5 (mg/l) 81

106 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 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 mg/l në st T1 për E4 deri në mg/l në st T3 për E4. Vlerat mesatare variojnë nga në st - T1 deri në 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. 82

107 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 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 në st Ish2 për periudhën E3 deri në 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 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 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. 83

108 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 mg/l në st - T1 për periudhën E3 deri në mg/l në st-l2 për periudhën E2. Nga grafiku (Figura 49) vihet re që vlerat mesatare variojnë nga mg/ l në st Ish2 deri në 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 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 Fe 2+ të hemoglobinës në Fe 3+ duke dëmtuar seriozisht aftësinë e hemoglobinës për të lidhur oksigjenin (sëmundja quhet methaemoglobinanemi); së dyti, nitratet mund të 84

109 çojnë në formimin e nitrozoaminave, të cilat kanë veti kancerogjene P_PO4 3- 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 mg/l në st-t1 për periudhën E2 deri në 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 mg/l në st-t1 deri në 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 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 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 mg/l në st-t1 deri në 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 85

110 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. 86

111 Figura 45. Ecuria e vlerave mesatare NH4 + -N (mg/l) Figura 46. Vlerat maksimale dhe minimale të NH4 + (mg/l) 87

112 Figura 47. Ecuria e vlerave mesatare NO2 - (mg/l) Figura 48. Vlerat maksimale dhe minimale të NO2 - (mg/l) 88

113 Figura 49. Ecuria e vlerave mesatare të NO3 - (mg/l) Figura 50. Vlerat maksimale dhe minimale të NO3 - (mg/l 89

114 Figura 51. Ecuria e vlerave mesatare P-PO4 (mg/l) Figura 52. Vlerat maksimale dhe minimale të P-PO4 3- (mg/l) 90

115 Figura 53. Ecuria e vlerave mesatare Ptotal (mg/l) Figura 54. Vlerat maksimale dhe minimale të Ptotal 91

116 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.) 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 10 6 Jashtë norme (J) T2: 5.6 x10 6 Jashtë norme (J) T3: 3x 10 6 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 Për lumin e Lanës Tabela 6-2: Parametrat bakteriologjike për lumin e Lanës Koliform Fekale (Mes) Norma e detyrueshme (B/J) L1: 1.4 x 10 5 Jashtë norme (J) L2: 9.6 x 10 6 Jashtë norme (J) L3: 3.1 x 10 7 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 92

117 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 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 Koliform Fekale (Mes) Norma e detyrueshme (B/J) Ish1 2.9 x 10 7 Jashtë norme (J) Ish2 4 x 10 7 Jashtë norme (J) Ish3 7.6 x 10 7 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. 93

118 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 94

119 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 O 2mg/l për çdo stacion 95

120 Figura 61. Monitorimi i NKO mg/l për çdo stacion Figura 62. Monitorimi i NBO 5 mg/l për çdo stacion Ushqyesit - azoti dhe fosfori Figura 63. Monitorimi i NH 4 + mg/l për çdo stacion 96

121 Figura 64. Monitorimi i NO 2 - mg/l për çdo stacion Figura 65. Monitorimi i NO 3 - mg/l për çdo stacion Figura 66. Monitorimi i P_PO 4 mg/l për çdo stacion 97

122 Figura 67. Monitorimi i P total mg/l për çdo stacion 98

123 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. 99

124 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): 100

125 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 Parametrat fiziko-kimike Temperatura Sipas grafikut (Figura. 68) vëmë re se vlerat mesatare më të larta të temperaturës hasen në lumin e Ishmit 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 mg/l deri në ato më të larta të Ishmit 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 101

126 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 mg/l. Përsa i përket lumit të Tiranës dhe Ishmit ato variojnë në mg/l dhe 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 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. 102

127 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. 103

128 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. 104

129 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 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_PO4 3- 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. 105

130 Figura 75. Vlerat mesatare të amoniumit, sipas lumenjve. Figura 76. Vlerat mesatare të nitriteve, sipas lumenjve. Figura 77. Vlerat mesatare të nitrateve, sipas lumenjve. 106

131 Figura 78. Vlerat mesatare të fosfateve, sipas lumenjve. Figura 79. Vlerat mesatare të fosforit total, sipas lumenjve 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). 107

132 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. 108

133 Tabela 7-1: Rezultatet e analizës statistikore të parametrave sipas klimës 109

134 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 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 meq/l, joni i dytë zotërues është ai i P_PO4 3-, duke vazhduar me NO2 - dhe NO3 -. Ky përfundim përforcon më shumë ndikimin e aktiviteteve antropogjene, kryesisht atë të shkarkimeve urbane, në këtë lum 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 meq/l, joni i dytë zotërues është ai i P_PO4 3-, duke vazhduar me NO2 - dhe NO3 -. Ky përfundim përforcon më shumë faktin e ndikimit të aktiviteteve antropogjene në këtë lum 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 meq/l, joni i dytë zotërues është ai i P_PO4 3-, 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 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 meq/l, joni i dytë zotërues është ai i P_PO4 3-, duke vazhduar me NO2 - dhe NO3 -. Ky përfundim përforcon më shumë ndikimin e aktiviteteve antropogjene në këtë pellg. 110

135 111

136 112

137 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 NH + 4 NO - 2 NO - 3 P_PO 3-4 Ptotal temp 1 ph NH NO NO P-PO Ptotal

138 Tabela 8-2: Matrica e korrelimit linear të parametrave fiziko kimikë 114

139 8.1 Korrelimi midis temperaturës dhe parametrave Për ndërtimin e grafikëve të korrelimit janë shqyrtuar dy bashkëshoqërime, ato të temperaturës dhe ph me parametrat fizikokimike 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 Parametrat fiziko-kimike Figura 86. Korrelimi linear i kripshmërisë nga temperatura 115

140 Figura 87. Korrelimi linear i lëndës pezull nga temperature Figura 88. Korrelimi linear i përcjellshmërisë nga temperatura 116

141 Figura 89. Korrelimi linear i O2 të tretur nga temperatura Figura 90. Korrelimi linear i NKO nga temperature 117

142 Figura 91. Korrelimi linear i NBO5 nga temperatura Ushqyesit azoti dhe fosfori Figura 92. Korrelimi linear i NH4 + nga temperatura 118

143 Figura 93. Korrelimi linear i NO3 - nga temperatura Figura 94. Korrelimi linear i NO2 - nga temperatura 119

144 Figura 95. Korrelimi linear i P_PO4 3- nga temperatura Figura 96. Korrelimi linear i Ptotal nga temperature 120

145 8.2 Korrelimi midis parametrave të matura dhe ph Parametrat fiziko-kimike Figura 97. Korrelimi linear i kripshmërisë nga ph Figura 98. Korrelimi linear i lëndës pezull nga ph 121

146 Figura 99. Korrelimi linear i përcjellshmërisë nga ph Figura 100. Korrelimi linear i O2 nga ph 122

147 Figura 101. Korrelimi linear i NKO nga ph Figura 102. Korrelimi linear i NBO5 nga ph 123

148 8.2.2 Ushqyesit azoti dhe fosfori Figura 103. Korrelimi linear i NH4 + nga ph Figura 104. Korrelimi linear i NO2 - nga ph 124

149 Figura 105. Korrelimi linear i NO3 - nga ph Figura 106. Korrelimi linear i P_PO4 3- nga ph 125

150 Figura 107. Korrelimi linear i Ptotal nga ph 126

151 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 Parametrat fiziko-kimike 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 ndërsa në zonën që 127

152 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 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 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 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 mg/l (duket lehtë nga ngjyra e gjelbër e rrjedhës). 128

153 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 mg/l. Nga harta vëmë re se dy stacionet e para të lumenjve st-l1 dhe st-t1 kanë vlera të ulëta të NKOsë, 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 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 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 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. 129

154 Figura 108. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të T (ºC) Figura 109. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të ph 130

155 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). 131

156 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) 132

157 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) 133

158 9.1.2 Ushqyesit azoti dhe fosfori 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; 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). 134

159 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 mg/l) dhe e gjithë rrjedha e ujrave të pellgut zotërohet nga ngjyra lejla që I përket vlerave mg/l (sipas legjendës figura 112). P_PO4 3- Vëmë re se rrjedha e ujrave të pellgut të Ishmit luhatet nga vlera mg/l (legjenda figura 119). Në zonat para hyrjes së ujrave në zonat urbane vëmë re (Figura 119) një ngjyrë të lehtë të kaltër ( 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) 135

160 Figura 117. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NO2 - (mg/l) Figura 118. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të NO3 - (mg/l) 136

161 Figura 119. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të P_PO4 3- (mg/l) Figura 120. Harta e shpërndarjes së vlerave mesatare të Ptotal (mg/l) 137

162 9.1.3 Parametrat bakteriologjike Col.Fecale Nga figura 121 vëmë re se e gjithë rrjedha e ujrave luhatet në vlerat midis 25x10 6 deri në 50x10 7 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 50x10 7 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 25x10 6 deri në 50x10 7 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) 138

163 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): Ekspedita E Parametrat fiziko-kimikë 139

164 Figura 123. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E1 Figura 124. Shpërndarja hapësinore e ph në E1 140

165 Figura 125. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë në E1 Figura 126. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E1 141

166 Figura 127. Shpërndarja hapësinore e përcjellshmërisë në E1 Figura 128. Shpërndarja hapësinore e oksigjenit të tretur në E1 142

167 Figura 129. Shpërndarja hapësinore e NKO-së në E1 Figura 130. Shpërndarja hapësinore e NBO 5 në E1 143

168 Ushqyesit- azoti dhe fosfori Figura 131. Shpërndarja hapësinore e NH 4 + në E1 Figura 132. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E1 144

169 Figura 133. Shpërndarja hapësinore e NO 3 në E1 Figura 134. Shpërndarja hapësinore e P-PO 4 në E1 145

170 Figura 135. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E1 146

171 Parametrat bakteriologjikë Figura 136. Shpërndarja hapësinore e Col.Fecale në E1 Figura 137. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E1 147

172 9.2.2Ekspedita E Parametrat fiziko-kimikë Figura 138. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E2 Figura 139. Shpërndarja hapësinore e ph në E2 148

173 Figura 140. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë (salinitetit) në E2 Figura 141. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E2 149

174 Figura 142. Shpërndarja hapësinore e përcjellshmërisë në E2 Figura 143. Shpërndarja hapësinore e O 2 të tretur në E2 150

175 Figura 144. Shpërndarja hapësinore e NKO në E2 Figura 145. Shpërndarja hapësinore e NBO 5 në E2 151

176 Ushqyesit-azoti dhe fosfori Figura 146. Shpërndarja hapësinore e NH 4 + në E2 Figura 147. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E2 152

177 Figura 148. Shpërndarja hapësinore e NO 3 në E2 Figura 149. Shpërndarja hapësinore e P_PO 4 në E2 153

178 Figura 150. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E Parametrat bakteriologjikë Figura 151. Shpërndarja hapësinore e Col.Fecale në E2 154

179 Figura 152. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E Ekspedita E Parametrat fiziko-kimike Figura 153. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E3 155

180 Figura 154. Shpërndarja hapësinore e ph në E3 Figura 155. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë në E3 156

181 Figura 156. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E3 Figura 157. Shpërndarja hapësinore e O 2 te tretur në E3 157

182 Figura 158. Shpërndarja hapësinore e NKO në E Ushqyesit-azoti dhe fosfori Figura 159. Shpërndarja hapësinore e NH 4 në E3 158

183 Figura 160. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E3 Figura 161. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E3 159

184 Figura 162. Shpërndarja hapësinore e P-PO 4 në E3 Figura 163. Shpërndarja hapësinore e Ptotal në E3 160

185 Parametrat bakteriologjikë Figura 164. Shpërndarja hapësinore e ColFecal në E3 Figura 165. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E3 161

186 9.2.4 Espedita E Parametrat fiziko-kimike Figura 166. Shpërndarja hapësinore e temperaturës në E4 Figura 167. Shpërndarja hapësinore e kripshmërisë në E4 162

187 Figura 168. Shpërndarja hapësinore e lëndës pezull në E4 Figura 169. Shpërndarja hapësinore e O 2 te tretur në E4 163

188 Figura 170. Shpërndarja hapësinore e NBO 5 në E Ushqyesit-azoti dhe fosfori Figura 171. Shpërndarja hapësinore e NO 2 në E4 164

189 Figura 172. Shpërndarja hapësinore e NO 3 në E4 Figura 173. Shpërndarja hapësinore e P-PO 4 në E4 165

190 Parametrat bakteriologjikë Figura 174. Shpërndarja hapësinore e Col.Fekale në E4 Figura 175. Shpërndarja hapësinore e Str.Fecale në E4 166

191 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 0 2 i tretur NKO NBO 5 ºC g/gk mg/l mg/l mg/l mg/l SG Tabela 10-2: Sfondi Gjeokimik i parametrave ushqyes Kodi NH 4 + NO 2 - NO 3 - P_PO 4 3- Ptotal mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l SG 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

192 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 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 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 fizikokimike me SG 168

193 Figura 177. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të ushqyesve me SG 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 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 herë më e lartë se SG, ndërsa vlera minimale në st-l1 për ekspeditën E1 me herë. Vlerat maksimum dhe minimum të ph janë: maksimum në st-ish2 për ekspeditën E3 me vlerën herë më e lartë se SG, ndërsa vlera minimum në st-t3 për ekspeditën E4 me herë (Figura 179). Edhe vlerat e oksigjenit të tretur luhaten në kufijte e SG me maksimum herë më të lartë se SG në st-l1 për ekspeditën E1 dhe me minimum 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 herë më të larta se SG në st-ish1, st-ish2 dhe st-ish3 për ekspeditën E3, ndërsa vlera minimale është marrë në st-t1 për ekspeditën E3. Për lëndën pezull vlera max= herë më e lartë se SG është marrë në st-t3 për ekspeditën E2 ndërsa vlera min= është marrë në st-t1 për ekspeditën E4. Për sa i përket NKO vlera max= herë më e lartë se SG është 169

194 marrë në st-l3 për ekspeditën E3 ndërsa vlera min= në st-t1 për ekspeditën E4. NBO5 janë marrë këto vlera: max= 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 170

195 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 171

196 Figura 183. Normalizimi i vlerave të NKO të çdo prove me SG Figura 184. Normalizimi i vlerave të NBO5 të çdo prove me SG 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 = herë më e lartë se SG për amoniumin është marrë në st-t3 për ekspeditën E4, ndërsa vlera min = 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 herë më e lartë se SG, për ekspeditën E3 vlera është 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 172

197 max = herë më e lartë se SG është marrë në st-l3 për ekspeditën E1, ndërsa vlera min= është marrë në st-t3 për ekspeditën E3 (Figura 186). Nitratet luhaten për të gjithë stacionet në kufijtë e SG me vlera max = herë më të larta se SG në stacionin st-l2 për ekspeditën E2 dhe vlera min= 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= herë më të larta se SG në st-l3 për ekspeditën E2 dhe vlera min= 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 = herë më e lartë se SG është marrë në st-l3 për ekspeditën E4, ndërsa vlera min = 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 173

198 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 174

199 Figura 189. Normalizimi i vlerave të fosforit total të çdo prove me SG 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 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 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 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 175

200 oksigjenit të tretur janë në kufijtë e normave duke mos paraqitur kështu risk mjedisor (Figura 190) 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 herë më lartë se norma e lejuar, ndërsa përmbajtja e fosfateve është 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 fizikokimike 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 176

201 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 Parametrat fiziko-kimike 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 Ushqyesit-azot dhe fosfor Sipas normalizimit të parametrave ushqyes vemë re se vlerat mesatare vjetore të amoniumit janë 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 177

202 Figura 193. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të parametrave ushqyes me normën e lejuar me NIVA 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 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 herë më të larta dhe vlerat e NBO5 janë herë më të larta se norma e lejuar, duke paraqitur kështu risk mjedisor. 178

203 Ushqyesit- azoti dhe fosfori Vlerat e parametrave ushqyes luhaten për moniumin rreth herë, nitratet herë dhe fosforin total 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 fizikokimike me normën e lejuar sipas UNECE Figura 195. Normalizimi i përmbajtjeve mesatare të ushqyesve me normën e lejuar sipas UNECE Normalizimi i përmbajtjeve të parametrave në çdo provë me normat e lejuara 179

204 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 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 Parametrat fiziko-kimike 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 = 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 = 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. 180

205 NBO5 përfaqësohet me vlera max= herë më të larta se norma e lejuar në stacionin st-l3 për ekspeditën E4 dhe vlera min = në stacionin st-l1 për ekspeditën E1. Në përgjithësi të gjithë stacionet e monitorimit përfaqësojnë risk mjedisor, me mesatare të vlerave rreth 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 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 = 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 = 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. 181

206 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. 182

207 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. 183

208 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 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 Parametrat fiziko-kimike 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 = herë më të lartë se norma e lejuar në st-t3 për ekspeditën E2 dhe min = herë më të lartë se vlera e lejuar 184

209 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 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 = 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. 185

210 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. 186

211 Figura 208. Normalizimi i përmbajtjeve të fosforit total në çdo provë me normën e lejuar sipas NIVA 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 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 = 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 = herë më të lartë se norma e lejuar në st-l3 për ekspeditën E4 (Figura 211) 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 187

212 normën e lejuar, duke paraqitur risk mjedisor. Vlera max = herë më e lartë se norma e lejuar është marrë në st-t3 për ekspeditën E4, ndërsa min = 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 = janë marrë në st-l2 për ekspeditën E2 dhe min = 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. 188

213 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. 189

214 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. 190

215 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. 191

216 Figura 215. Harta vektor e shpërndarjes së përqëndrimit Figura 216. Harta njollë e shpërndarjes së përqëndrimit Figura 217. Harta 2D e shpërndarjes së përqëndrimit. 192

217 Figura 218. Shpërndarja e përqëndrimit të ndotësit Figura 219. Shpërndarja e përqëndrimit (Izolinjat) 193