doktoratura milidin bakalli, fakulteti i shkencave i natyrore

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE TË NATYRËS

DEPARTAMENTI I BIOTEKNOLOGJISË

DISERTACION

VLERËSIMI I CILËSISË SË UJIT TË PUSEVE NË

ZONËN E GËRDECIT NËPËRMJET ANALIZAVE

FIZIKO-KIMIKE DHE MIKROBIKE

Kandidati Udhëheqës shkencor

MSc. MILIDIN BAKALLI Prof. Dr. MARGARITA HYSKO

Tiranë, 2013

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE TË NATYRËS

DEPARTAMENTI I BIOTEKNOLOGJISË

Disertacion Paraqitur nga:

Msc. Milidin BAKALLI

Udhëhequr nga

Prof. Dr. Margarita HYSKO

Për marrjen e gradës

DOKTOR I SHKENCAVE

Specialiteti: Bioteknologji Bimore

TEMA: “VLERËSIMI I CILËSISË SË UJIT TË PUSEVE NË

ZONËN E GËRDECIT NËPËRMJET ANALIZAVE

FIZIKO-KIMIKE DHE MIKROBIKE’’

Mbrohet me datë,_____/______, 2013 para Jurisë

1. ________________________________________ Kryetar

2. ________________________________________ Anëtar (Oponent)

3. ________________________________________ Anëtar (Oponent)

4. ________________________________________ Anëtar

5. ________________________________________ Anëtar

iii

“Dedikuar prindërve të mi,

në veçanti babait”

iv

MIRËNJOHJE

Disertacioni në fjalë është realizuar gjatë një bashkëpunimi të ngushtë midis

Laboratorit Qendror të Forcave të Armatosura dhe Departamentit të Bioteknologjisë

pranë Fakultetit të Shkencave Natyrore të Universitetit të Tiranës.

Gjej rastin për të falenderuar nga zemra udhëheqësen time Prof. Dr. Margarita

Hysko. Motivacioni, diskutimet intensive, bashkëpunimi shembullor dhe përkushtimi i

saj më kanë shoqëruar gjatë gjithë rrugës së këtij studimi. Një falenderim të vecantë i

shpreh shefes së Departamentin të Bioteknologjisë Prof. As. Dr Ariola Bacu për

mbështetjen e saj të pa kursyer gjatë gjithë punës time kërkimore.

Pa mbështetjen dhe bashkëpunimin e drejtpërdrejtë të familjarëve të fshatit Gërdec

nuk do të ishte i mundur suksesi i këtij studimi. Ndaj i falenderoj të gjithë për

gatishmërinë dhe interesin e treguar në mbështetjen ndaj meje. Shokët dhe koleget/ët

e mi të Laboratorit Qëndror të Forcave të Armatosura kanë një kontribut të çmuar në

realizimin e punimit duke u treguar në çdo çast të gatshëm për të ofruar ndihmën e

tyre maksimale. Në veçanti falenderoj thellë nga zemra Julisin por edhe të tjerët

(edha ata që nuk janë më pjesë e LQFAsë) që për arsye vendi nuk mund t’jua

përmend të gjithëve emrat.

Falenderoj shokët, miqtë, të gjithë të afërmit e mi dhe rrethin e ngushtë familjar për

mbështetjen e vazhdueshme dhe motivacionin e dhënë. Nënën time të dashur Sebë

(Dadën) e falenderoj nga thellësia e zemrës pasi pa dashurinë, lutjet dhe mbështetjen

e saj shpirtërore gjatë gjithë jetës sime unë nuk do të kisha arritur këtu ku jam. S’gjej

dot fjalë për të falenderuar vëllain tim Mirdashin për mbështetjen e tij të madhe e të

pa kursyer për çdo nevojë timen në plotësimin e këtij studimi dhe çdo hap të arsimimit

tim.

Një falenderim special shkon në drejtim të bashkëshortes time Danjelës për

mbështetjen dhe kurajon e vazhdueshme që më ka dhënë. Gatishmëria e saj për të

marrë përsipër vështirësitë që e kanë shoqëruar jetën familjare gjatë angazhim tim

shkencor ka qenë një motivacion më shumë duke kontribuar në mënyrë të

padiskutueshme në suksesin e këtij punimi. Unë kurrë nuk do ti harroj buzëqeshjet dhe

tingujt e ëmbël të djalit tim Arionit që ishin si fllad i lehtë gjatë momenteve të

lodhshme dhe të mundimshme gjatë punimit të disertacionit.

Në fund do të doja të shpreh ndjenjën time të madhe të emocionit për babain tim i cili

nuk ndodhet pranë meje. Ndjehem i lehtësuar që plotësova ëndërrën dhe amanetin e

tij falë ndihmës e mbështetjes së familjes dhe gjithë dashamirësve.

v

Bakalli M. (2013) Vlerësimi i cilësisë së ujit të puseve në zonën e Gërdecit nëpërmjet analizave fiziko-kimike dhe mikrobike

PASQYRA E LËNDËS

Falenderime ..................................................................................................................iii

Pasqyra e lëndës ............................................................................................................v

Parathënie ...................................................................................................................viii

Hyrje .............................................................................................................................ix

Qëllimi i studimit ...........................................................................................................x

KAPITULLI I ................................................................................................................1

1.Uji dhe karakteristikat e tij ...................................................................................1

1.1.Ujërat natyrore dhe ekologjia e ujit ...................................................................1

1.2.Ujërat nëntokësorë në përgjithësi ......................................................................2

1.3.Të dhënat gjeografike dhe klima në qytetin e Tiranës ......................................2

1.4.Përshkrimi i zonës dhe llojet e puseve në Gërdec .............................................3

1.5.Burimet potenciale të ndotjes ............................................................................3

1.5.1. Burimet natyrore të ndotjes ...........................................................................4

1.5.2. Sistemet septike ............................................................................................5

1.5.3. Plehërat bujqësore .........................................................................................5

1.5.4. Burime të tjera ndotjeje .................................................................................6

1.6.Mundësit e trajtimit të ujit .................................................................................6

1.6.1. Klorinimi .....................................................................................................6

1.6.2. Karboni i aktivizuar .....................................................................................7

1.6.3. Filtrat membranorë ......................................................................................7

1.6.4. Rrezatimi ultra-violet ..................................................................................7

1.6.5. Ozoni ...........................................................................................................8

1.6.6. Mundësi të tjera trajtimi ..............................................................................8

1.6.7. Testimi për të përcaktuar variantet e trajtimit .............................................8

1.7.Akuiferet ...........................................................................................................8

1.7.1. Rimbushja, lëvizja dhe ruajtja e ujit nëntokësor..........................................9

1.7.2. Karakteristikat e akuiferit dhe ndotja ..........................................................9

1.7.3. Burimet ose ndotja e akuifereve ................................................................10

1.8.Zonat e mbrojtjes së burimit ............................................................................10

1.9.Rregullat për ndërtimin e puseve .....................................................................11

1.9.1. Karakteristikat e puseve dhe ndotja ............................................................11

1.10. Treguesit fiziko-kimik dhe ndotësit .............................................................11

1.10.1. Aciditeti dhe baziciteti (pH) ......................................................................11

1.10.2. Temperatura ...............................................................................................12

1.10.3. Turbulenca dhe lëndët pezull ....................................................................13

1.10.4. TDS ...........................................................................................................13

1.10.5. Përcjellshmëria ..........................................................................................13

1.10.6. Nitratet .......................................................................................................14

1.10.7. Amoniaku ..................................................................................................15

1.10.8. Lëndët plasëse (2,4,6-trinitrotoluoli) ........................................................ 15

1.11. Ndotësit Mikrobiologjik, Indikatorët mikrobialë të cilësisë së ujërave ....... 16

1.11.1. Koliformet totale ...................................................................................... 16

1.11.2. Streptokoket .............................................................................................. 17

vi


1.11.3. Escherichia coli ........................................................................................ 17

1.11.4. Aktinomicetet ........................................................................................... 18

1.12. Ndotja kundrejt karakteristikave të pusit ..................................................... 19

1.13. Nitratet kundrejt karakteristikatve të puseve, burimeve të ndotjes,

vendndodhjes/dendësis banimit, kohës .......................................................... 19

1.14. Koliformet kundrejt karakteristikave të puseve ........................................... 20

1.15. Ndërveprimet midis karakteristikave të puseve ........................................... 20

KAPITULLI II

2. MATERIALI DHE METODAT ....................................................................... 22

2.1.Vendmarrja e mostrave të ujit për monitorim ............................................... 22

2.2.Plani i monitorimit ...........................................................................................23

2.3.Marrja e mostrave dhe transporti në laborator ............................................... 24

2.4.Frekuenca e marjes mostrave ......................................................................... 24

2.5.Reagentët dhe paisjet e përdoruara ................................................................. 24

2.6.Metodat analitike të përcaktimit ..................................................................... 24

2.6.1. Analizimi i treguesve fiziko-kimike .......................................................... 25

2.6.2. Përcaktimi i Escherichia coli ..................................................................... 25

2.6.3. Përcaktimi i Streptococcus faecalis ........................................................... 26

2.6.4. Përcaktimi i Aktinomiceteve ..................................................................... 27

2.7.Llogaritjet dhe përpunimi i të dhënave .......................................................... 28

KAPITULLI III

3. REZULTATE DHE DISKUTIME ................................................................... 29

3.1.Interpretimi i rezultateve të analizave ............................................................ 29

3.2.Parametrat e analizuar..................................................................................... 29

3.3.Treguesit fiziko-kimik.................................................................................... 29

3.3.1. pH ...............................................................................................................30

3.3.2. Temperatura ............................................................................................... 35

3.3.3. TDS ............................................................................................................ 39

3.3.4. Përcjellshmërisa ......................................................................................... 43

3.4.Lëndët e padëshiruara ..................................................................................... 47

3.4.1. Nitratet ....................................................................................................... 47

3.4.2. Amoniaku ................................................................................................... 51

3.5.Treguesit mikrobiologjik .................................................................................55

3.5.1. Prania e Escherichia coli ............................................................................55

3.5.2. Prania e Streptococcus faecalis ...................................................................68

3.5.3. Prania e Aktinomiceteve .............................................................................80

3.6.Analiza statistikore e vlerave të matura sipas klimës ......................................92

3.7.Krahasimi i vlerave mesatare të rezultateve sipas puseve ...............................93

3.7.1. Parametrat fiziko-kimike ............................................................................93

3.7.2. Lëndët e padëshiruara .................................................................................95

3.7.3. Parametrat mikrobiologjik ..........................................................................96

3.8.Korrelimi linear midis vlerave të matura ........................................................99

vii


3.9.Krahasimi i pranisë së indikatorëve të ndotjes në vite të ndryshme .............107

KAPITULLI IV

PERFUNDIME ...................................................................................................109

KAPITULLI V

REKOMANDIME ...............................................................................................111

LITERATURA ....................................................................................................112

PERMBLEDHJE ........................................................................................120

ABSTRACT ...............................................................................................120

viii


PARATHËNIE

Fshati Gërdec ndodhet në veri-perëndim të qytetit të Tiranës. Zona është e populluar

me shtëpi private nga 1 deri 4 kate dhe është shumë afër qytezës së Vorës. Lartësia

mbi nivelin e detit për këtë zonë varion nga 55-60 metër. Klima mbizotëruese është

ajo mesdhetare e qytetit Tiranës me temperatura mesatare vjetore rreth 16 0C. Në

korrik temperatura mesatare është rreth 24 °C dhe në janar rreth 6°C. Sasia

mesatare e rreshjeve është 1297 mm në vit. Në Mars të vitit 2008 ndodhi një incident

ku shpërtheu një depo demontimi municionesht. Zona ku ka ndodhur ky shpërthim

është midis kordinatave gjeografike 41°24′17.98″ gjerësi e 19°38′2.59″gjatësi.

Kjo qe arsyeja e përzgjedhjes së kësaj zone për studim. Të dhënat e paraqitura në këtë

doktoraturë janë që nga momenti i incidentit dhe intensiteti më i madh i testimit u

krye nga muaji gusht 2011 – korrik 2012 mbi ndotjen e ujit dhe tokës në këtë zonë.

Punimi i kësaj doktorature u përqendrua në testimin e ujit të puseve për treguesit

fiziko-kimik, lëndët e padëshiruara dhe treguesit mikrobiologjik, gjithashtu u testuan

dhe mostra dhu për praninë e lëndëve plasëse (2,4,6, trinitrotoluoli). Ky studim është

i pari i këtij lloji për këtë zonë në qytetin e Tiranës dhe u realizua nga bashkëpunimi i

Laboratorit Qendror të Forcave të Armatosura dhe Departamentit të Bioteknologjisë.

Të dhëna mbi cilësinë e ujit të puseve janë paraqitur në publikime të ndryshme për

treguesit e analizuar.

Kur uji i puseve është i ndotur mbi normën e lejuar të EPAs dhe standardeve të tjera

kombëtare dhe ndërkombëtare për ujin e pijshëm, atëherë ky ujë është i pasigurtë për

tu pirë. Si për treguesit fiziko-kimik dhe indikatorët bakterialë janë caktuar kufijtë e

lejuar nga vendime përkatëse apo standarde për cilësin e ujit të pijshëm.

Përqendrimi i treguesve fiziko-kimik, lëndëve të padëshiruara mbi vlerat maksimale të

lejuara konsiderohet i rrezikshëm, ashtu siç është dhe prania e ndotësve bakterialë.

Degradimi, ndërtimi në vend të pa papërshtashëm i pusit, dhe uji nëntokësor i ndotur,

së bashku kontribojnë në ndotjen e ujit të pusit.

Faktorë të tillë si, tipi i pusit, mosha, thellësia, mënyra e trajtimit, intensiteti i

popullimit, materialet hidraulike të përdoruara dhe afërsia me burimet e ndotjes

mund të ndikojnë në cilësin e ujit të puseve.

Të dhënat dhe përfundimet e paraqitura në këtë Doktoraturë shpresojmë që të kenë

një kontribut dhe të ndihmojnë në njohjen më të plotë të cilësisë së ujit në puset e

fshatit Gërdec, por edhe më gjerë duke nxitur në marjen e masave të duhura dhe në

kohë të duhur për të parandaluar dukuri të papëlqyeshme.

ix


HYRJE

Burimet nëntokësore në Shqipëri janë burimi kryesor i ujit të pijshëm. Afërsisht 70%

e qyteteve kryesore të vendit tonë furnizohen me ujë nga puset nëntokësore.

Gjithashtu, ato janë edhe burimi kryesor për ujitjen dhe bujqësinë. Ujërat nëntokësore

gjithashtu janë të ndjeshëm ndaj ndotjes dhe për të ruajtur cilësinë e tyre ato duhen

mbrojtur. Puset private ndryshe nga ujësjellësat publik nuk mbrohen nga legjislacioni

për cilësinë e ujit. Prandaj përgjegjës për cilësinë e ujit të pusit është vetëposeduesi i

tij. Në ujin nëntokësor mund të jenë disa përbërës; asnjë burim natyral nuk

konsiderohet “i pastër”. Nga këto përbërës, disa janë konsideruar me risk për

shëndetin ndërkohë disa të tjerë janë të bezdisshëm (Weigman & Kroehler, 1990). Dy

ndotës shëndetësor të lidhur janë nitratet dhe bakteret koliforme. Nitratet janë

konsideruar me rrezik shëndetësor kryesisht për foshnjat. Foshnjat, pas gëlltitjes së

nitrateve të shumta, mund të zhvillohet methemoglobinemia, ose "blu-baby syndrom",

e cila mund të jetë fatale (Weigman & Kroehler 1990). Me qëllim për të mbrojtur

foshnjat, Akti i mbrojtes së ujit të pijshëm përcakton që standardi i nitrateve të jetë 10

ppm. Bakteret koliforme janë konsideruar të rrezikshme për shëndetin sepse ato

tregojnë praninë e mundëshme të mikroorganizmave patogjene. Mikroorganizmat

patogjene mund të rezultojnë në sëmundje potencialisht serioze dhe ndoshta

vdekjeprurëse. Për të reduktuar probabilitetin dhe ekspozimin nga mikroorganizmat

patogjene që transportohen me ujin, standardi i ujit të pijshëm për koliformet e

përgjithshme është caktuar zero. Uji i puseve mund të ndotet në dy mënyra: 1)

akuiferi nga i cili tërhiqet uji është i ndotur ose 2) uji sipërfaqësor i ndotur hyn në pus.

Ujërat sipërfaqësore të ndotur shpesh hyjnë edhe kur struktura e pusit është e

rrezikuar. Rrjedhimisht, lloji i pusit, mosha e pusit, si dhe thellësia janë faktorë të

rëndësishëm për cilësinë e ujit. Në Gërdec ka dy lloje pusesh, puse artizane të

gërmuara me dorë dhe puse të shpuara me sonda me gjerësi të ngushtë. Puset e

gërmuara kanë thellësi nga 5-7 metër dhe shpesh uji i tyre përzihet me ujin

sipërfaqësor, ndërsa puset e shpuara me sondë variojnë nga 40-70 metra dhe uji i tyre

ka të ngjarë të bie në kontakt më pak me ujërat sipërfaqësor të ndotur. Mosha e pusit

është e lidhur zakonisht me tipin e pusit dhe thellësin, kështu që puset e vjetra kanë

tendencë të bëhen të cekët (Baker et al., 1994), ndërsa puset e reja priren të jenë të

thellë (Glanville et al., 1997). Cilësia e ujit të puseve ka rëndësi shumë të madhe përsa

i përket konsumimit të tij. Burimet ujore publike janë të mbrojtura me ligj, ato

menaxhohen nga operatorë të çertefikuar, dhe mbahen në testim të vazhduar për të

garantuar standardet e ujit të pijshëm. Shumica e faktorëve më të rëndësishëm për

sigurimin e cilësisë së ujit të puseve janë, vendndodhja e pusit rrugët e jashtme të

ndotjes, ndërtimi i pusit sipas standardeve aktuale, menaxhimi i pozicionit të pusit

për të mbrojtur pusin nga ndotjet dhe mirëmbajtja vjetore e pusit. Rekomandohet

testimi i ujit të pusit të paktën një herë në vit për puset private kur treguesit e ndotjes

janë brenda normave. Megjithatë nuk është vendimtare kjo formë testimi për ujin e

puseve. Standarti që përdoret për furnizimin e ujit publik, zakonisht përdoret edhe për

puset private, i cili jep informacion, ose rekomandon testimin dhe frekuencën e

testimit (Bradshaw, 2004). Testimi i ujit përfshin testimin mikrobiologjik, testimin për

elementët inorganikë, testimin për komponimet organike si pesticidet, komponimet

organike sintetike dhe radioaktive.

x


QËLLIMI I STUDIMIT

Uji është thelbësor për jetën. Mjaftueshmëria, furnizimi i sigurt dhe i arritshëm duhet

të jetë në dispozicion për të gjithë. Për më tepër, në shpërthimet e sëmundjeve

infektive shpesh nuk është e mundur të identifikohet shkaku i shpërthimit dhe faktorët

e rrezikut që përfshihen. Kudo në botë, është faktuar se uji nëntokësor i ndotur çon në

shpërthimin e sëmundjeve dhe kontribon në sëmundjet endemike në situata ku

burimet nëntokësore të përdorura për tu pirë janë të ndotura.

Në këtë mënyrë, studimi i paraqitur synon vlerësimin e cilësisë së ujit të puseve në

fshatin Gërdec afër zonës së shpërthimit nëpërmjet:

Analizimit të treguesve fiziko-kimik si pH, temperaturë, TDS dhe

përcjellshmëri.

Analizimit të lëndëve të padëshiruara, nitrate dhe amoniak.

Analizimit të treguesve mikrobiologjik Escherichia coli, Streptococcus

faecalis dhe aktinomicetet.

Analizimit të mostrave të tokës për praninë e lëndëve plasëse kryesisht

2,4,6,trinitrotoluoli (TNT).

Vlerësimin mbi ndikimin e ndotjes mikrobike në ujin e puseve nga shpërthimi

i depos së municioneve në vitin 2008.

Uji dhe karakteristikat e tij

1


KAPITULLI I

1. Uji dhe karakteristikat e tij

Uji është komponimi kimik më i përhapur në natyrë dhe më i përdorshëm në të gjitha

fushat e veprimtarisë njerëzore. Përdorimi i ujit në industri, bujqësi dhe në aktivitetin

e përditshëm të jetës se njeriut është i domosdoshëm dhe i pazëvendësueshëm. Në

industri uji përdoret për përgatitjen e pezullive dhe tretësirave të ndryshme si dhe për

proçeset e larjes, kondensimit, ftohjes etj. Karakteristikat e vecanta të molekulës së

ujit dhe aftësia e shumë substancave në gjendje të ngurtë dhe të gaztë për tu tretur në

ujë, bëjnë që përdorimi i tij në industrinë kimike të jetë i pashmangshëm qoftë në

proceset e ndryshme kimike, qoftë edhe në opercionet sekondare që i shoqërojnë ato.

Kërkesat për ujë dhe furnizimi me ujë të pastër janë dhe do të jenë për një kohë të

gjatë sfida jo të lehta së pari për vendet në zhvillim, por edhe për ato me teknologji të

avancuar (Haxhimihali. Dh, 2002).

1.1.Ujërat natyrore dhe ekologjia e ujit

Uji është lëngu jetësor i planetit tonë. Kjo është thelbësore për biokiminë e të gjitha

organizmave të gjallë. Ekosistemet e tokës janë të lidhura dhe mirëmbahen nga uji. Ai

mundëson rritjen e bimëve dhe ofron një vendbanim të përhershëm për shumë lloje,

duke përfshirë rreth 8500 specie peshqish. Uji shërben si terren ushqyes ose

vendëbanim i përkohshëm për të lloje të tjera si p.sh. mbi 4200 llojeve të botës së

amfibëve dhe reptilëve të njohura deri më tani. Këto ekosisteme mjedisore ofrojnë

mundësi (McCartney et al., 1999) për njerëzit në sigurimin e gjërave të tilla si,

peshqit, bimët për ushqim e ilaçe dhe produktet e drurit. Nga ana tjetër harmonia e

ekosistemeve ofron shërbime të tilla, si mbrojtje nga përmbytjet dhe përmirësimin e

cilësisë së ujit dhe biodiversitetit. Pra pa praninë e uji në tokë jeta qoftë ajo bimore

apo shtazore do të ishte e pamundur. Si i tillë është e domosdoshme që sasi të

mjaftueshme, furnizimi i sigurt dhe i arritshëm duhet të jetë në dispozicion për të

gjithë njerëzit. Përmirësimi i qasjes me ujë të pijshëm dhe higjenikisht të sigurt mund

të rezultojë në përfitime të mëdha për shëndetin. Prandaj duhen bërë përpjekje të

parreshtura për të arritur cilësi sa më të lartë të mundshme të ujit pijshëm (WHO,

2008). Shumë njerëz luftojnë për të konsumuar ujë të pastër dhe të sigurtë për

shëndetin. Një furnizim me ujë të pastër dhe të trajtuar për çdo shtëpi mund të jetë

diçka e vetëkuptueshme në Evropën Perëndimore dhe Amerikën e Veriut, por pse jo

edhe për shumë vende në zhvillim. Dy miliardë e gjysmë njerëz nuk kanë qasje në

higjenën e përmirësuar, dhe më shumë se 1.5 milion fëmijë vdesin çdo vit nga

sëmundjet e diaresë (Fenwick, 2006). Sipas OBSH-së, vdekshmëria e shkaktuar nga

sëmundjet të lidhura direkt apo indirekt me ujin i kalon 5 milionë njerëz në vit. Nga

këto, më shumë se 50% janë infeksione mikrobiale të zorrëve, ku kolera qëndron në

vendin e parë. Në terma të përgjithshme, rreziqet më të mëdha mikrobiale janë të

lidhur nga pirja (përdorimi) e ujit që është ndotur me feçe të njeriut ose të kafshëve.

Shkarkimet e ujërave të zeza në ujërat e freskëta dhe ujërat bregdetare janë burimi

kryesor i mikroorganizmave fekale, duke përfshirë patogjenët (WHO, 2008; Fenwich,

2006; George et al., 2001; Grabow, 1996). Sëmundjet akute mikrobiale të diaresë janë

një problem i madh për shëndetin publik në vendet në zhvillim. Njerëzit e prekur nga

sëmundjet e diaresë janë ato me burime financiare të pamjaftueshme dhe banojnë në

objekte me nivel higjene mjaft të ulët. Fëmijët nën pesë vjeç, kryesisht në vendet

aziatike dhe afrikane, janë më të prekur nga sëmundjet mikrobiale që transmetohen


2


përmes ujit (Seas et al., 2000). Sëmundjet mikrobiale të transmetueshme nga uji

paraqesin rrezik edhe në vëndet e zhvilluara. Në SHBA, është llogaritur se çdo vit

rreth 560.000 njerëz vuajnë nga sëmundje të rënda të transmetuara nga uji, dhe

7.100.000 vuajnë nga infeksione të lehta të moderuara, duke rezultuar me rreth 12.000

vdekje në vit (Medema et al., 2003).

1.2. Ujërat nëntokësore në përgjithësi

Uji nëntokësor është uji nën sipërfaqe të shkëmbinjëve dhe tokës që mblidhet nën

tokë në akuifere. 97 % e ujit të globit përbëhet nga uji nëntokësor i freskët që është

një burim i rëndësishëm i ujit të pijshëm në shumë rajone të botës. Në shumë pjesë të

botës burimet nëntokësore janë furnizimi i vetëm për prodhimin e ujit të pijshëm,

veçanërisht në zonat me sipërfaqe të kufizuar ose me burime sipërfaqësore të ndotura.

Për shumë komunitete ai mund të jetë varianti i vetëm ekonomikisht i qëndrueshëm.

Kjo sepse uji nëntokësor është më i sigurtë nga pikëpamja burimore dhe më i mirë

nga cilësia mikrobiale se ujërat sipërfaqësore. Ujërat nëntokësore shpesh kërkojnë pak

ose aspak trajtim që të jenë të përshtatshëm për tu pirë, ndërsa ujërat sipërfaqësore në

përgjithësi duhet të trajtohen në disa etapa. Ka shumë shembuj të ujërave nëntokësore

që shpërndahen pa u trajtuar. Eshtë me rëndësi jetike, që cilësia e ujit nëntokësor të

jetë e sigurtë dhe e mbrojtur nga institucione që nuk bëjnë kompromis në kurriz të

cilësisë si p.sh. Institutet e Shëndetin Publik. Ku është i mundshëm, uji nëntokësor

shpesh ka avantazhe të rëndësishme mbi ujërat sipërfaqësore. Përdorimi i ujërave

nëntokësore si burim i ujit të pijshëm është preferuar shpesh për shkak të cilësisë

përgjithësisht të mirë mikrobiale në gjendjen e tij natyrore. Megjithatë, ai mund ti

ekspozohet ndotjeve të ndryshme dhe përhapje të sëmundjeve nga burimet

nëntokësore të ndotura janë raportuar nga vendet në të gjitha nivelet e zhvillimit

ekonomik. Disa ujëra nëntokësore natyrisht përmbajnë elementë të rrezikshëm për

shëndetin si p.sh. fluorin dhe arsenikun në veçanti. Megjithatë, të kuptuarit e ndikimit

të ujërave nëntokësore në shëndetin publik shpesh është i vështirë dhe interpretimi i të

dhënave shëndetësore është kompleks. Për më tepër, në përhapjen e sëmundjeve

infektive, ku shpesh nuk është i mundur të identifikohet shkaku i shpërthimit

përfshihen shpesh shumë faktorë të tjerë si shkaktarë. Kudo në të gjithë botën, është

faktuar se uji nëntokësor i ndotur çon në përhapjen e sëmundjeve dhe kontribon në

sfond te sëmundjet endemike, sidomos në situata kur këto ujëra përdoren për tu pirë.

Megjithatë, transmetimi i sëmundjes së diaresë zakonisht është për shkak të

mosvëmendjes së jashtëqitjeve dhe mungesës së theksuar të higjenës. Përmirësimi i

te dyjave bashkë është çelësi i ndërhyrjes për të zvogëluar transmetimin e sëmundjes

(Esrey et al, 1991;. Curtis et al, 2000). Ndodh shpesh që uji pse ka cilësi të lartë në

burimin e tij, mund të ndotet gjatë transportit dhe magazinimit shtëpiak. Kjo

kushtëzon trajtim të mëvonshëm dhe ruajtje të sigurtë të ujit në shtëpi (Sobsey, 2002).

1.3. Të dhënat gjeografike dhe klima në qytetin e Tiranës

Qyteti i Tiranës karakterizohet nga një klimë mesdhetare, ku vera është e nxehtë dhe e

thatë dhe dimri i butë dhe i lagësht (Kabo, 1991). Muajt me më shumë reshje janë

nëntori dhe dhjetori, gjatë të cilëve bien përkatësisht 9-13% si dhe 12-13% të sasisë

vjetore të reshjeve. Gjatë periudhës me lagështi të vitit (tetor-maj) bien rreth 80-82%

të reshjeve vjetore, ndërsa në periudhën e thatë (qershor-shtator) bien rreth 18-20% të

sasisë vjetore të reshjeve. Në bazë të statistikave 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.

Muajt më të ngrohtë të vitit janë korriku dhe gushti, ku temperatura mesatare mujore

arrin vlerat nga 20.0°C deri 24.5°C. Lagështia relative e ajrit është shumë e


3


ndryshueshme ku vlera mesatare shumëvjeçare e saj rezulton të jetë nga 59% deri

78% (Kabo, 1991).

1.4. Përshkrimi i zonës dhe llojet e puseve në GërdecFshati Gërdec ndodhet në

veri-perëndim të qytetit të Tiranës. Zona ku ka ndodhur shpërthimi i depos së

municioneve ndodhet midis kordinatave gjeografike 41°24′17.98″ gjerësi dhe

19°38′2.59″gjatësi. Zona është e populluar dhe banorët strehohen kryesisht në shtëpi

private me lartësi nga 1 deri 4 kate. Kjo zonë është gjeografikisht shumë afër qytezës

së Vorës dhe ndodhet 55-60 metër mbi nivelin e detit. Klima që mbizotëron në këtë

zonë është klimë mesdhetare me temperatura mesatare vjetore rreth 16°C. Në korrik

temperatura mesatare është rreth 24 °C ndërsa në janar rreth 6°C. Sasia mesatare e

rreshjeve është rreth 1297 mm në vit. Në zonën e përfshirë në këtë studim ka

aktivitete industriale që shkarkojnë gazra por jo mbetje të ujërave industrial apo

grumbullime të mbetjeve të ngurta. Duke qenë zonë rurale, mbeturinat që depozitohen

nga banorët nuk janë të sistemuara në vënde përkatëse (kosha mbeturinash), por të

lëna në cepe rrugësh. Banorët e kësaj zone mbarshtojnë kafshë si lopë, dele, pula dhe

pata. Në tokat bujqësore përreth shtëpive të banimit kultivohen hardhitë dhe drurë

frutorë të ndryshëm. Mbetjet organike të kafshëve (plehu organik) kompostohen dhe

përdoren për plehërimin e tokës bujqësore. Në kultivimin e produkteve bujqësore

përveç plehut me origjine shtazore përdoren edhe plehërat kimik komercial. Për

furnizimin me ujë në fshatin Gërdec përdoren kryesisht puse uji private ku pothuajse

çdo familje ka një pus. Puset janë dy tipesh; a) puse arizane me thellësi që varion nga

5-7 metra dhe gjerësi 70-90 cm, 2) puse të shpuar me sondë ku thellësia varion nga

40-70 metra dhe gjerësi rreth 10 cm. Familjet që posedojnë puse nuk kanë protokoll

mbi cilësinë e ujit të tyre, pavarësisht se uji i tyre gjen një përdorim të gjerë deri në

konsumim për ujë të pijshëm.

1.5.Burimet potenciale të ndotjes

Është konstatuar se aktivitetet njerëzore dhe burimet natyrore së bashku janë shkaku

kryesor për ndotjen e ujërave nëntokësore (USEPA, 1993; Hallberg, 1989; Powell et

al, 1990). Aktivitetet e ndryshme njerëzore kanë efekte negative afatgjatë në ujin

nëntokësor (Weigman & Kroehler, 1990). Megjithatë për burimet e tjera potenciale të

ndotjes së ujit ka paqartësi të shumta (Glanville et al., 1997). Sado të vogla qofshin

këto burime ndotje fakt është që heqja e ndotësve nga uji nëntokësor është e vështirë,

prandaj pastrimi i ujit ka kosto të lartë (Weigman & Kroehler, 1990). Pavarësisht nga

distanca, një burim potencial ndotje nuk duhet të vendoset mbi lartësin e pusit

(Gosselin el at., 1997). Duhet patur parasysh që mënyra e ndërtimit të pusit dhe

vendosja e tij mund të jenë premisë që të ndodhë ndotja me nitrate, por ato nuk janë

shkaku i vetëm i ndotjes (Hallberg, 1989). Një përmbledhje e burimeve potenciale të

ndotjes që rezultojnë nga aktivitetet njerëzore është paraqitur në Tabelën 1.1.


4


Tabela 1.1. Burimet potenciale të ndotjes së ujit (IEN, 1992)

Ndotësit potencial bujqësorë

* aplikimet e papërshtatshme të pesticideve, fungicideve dhe plehërave

* rrjedhjet nga kontenierët e ruajtjes

* ushqimi i tepër i kafshëve

* përdorimi i bagëtive

Ndotësit potencial të përhershëm (rezident)

* vendqëndrimi i sistemeve septike

* gropat e ujërave të zeza

* sistemet e ruajtjes së lëndëve djegëse

* fermat, lëndinat, motorët e makinave dhe kimikatet e pishinave

* mbetjet urbane

* puset e abandonuara Shënim: sistemet septike dhe tanket e depozitave nëntokësore janë burimet kryesore të mbetjeve që priren të

penetrojnë në tokë.

Menaxhimi i mbeturinave ndotëse

* landfildet e vjetra

* landfildet e pa rrethuara

* rrebeshet e ujit

Ndotësit potencial industriale

* kimikatet

* nafta

* pajisjet pastruese

* makineritë

* metalet

* produktet elektronike

* asfaltet

* minierat (sipërfaqësore dhe nëntokësore)

* tubacionet

* depozitat e ruajtjes (mbi dhe nëntokësore)

* funksionimi dhe puset e abandonuar ( p.sh. gaze, vaj, furnizimet me ujë) injektimet,

monitorimi dhe eksplorimi)

* muret ndarëse të lagunave me llumin

* aplikimet në toka llumore

Ndotësit potencial komercial

* serviset e makinave

* stacionet e gazit

* depot e mirëmbajtjes së rrugëve

* paisjet ngrirëse

* oborret tip barke, makineritë hekurudhore, etj.

* zonat ndërtuese, aeroportet

* lavanderitë, pastrimet kimike

* institucionet mjekësore, laboratoret kërkues

* larjet fotografike, printerat

1.5.1. Burimet natyrore të ndotjes

Substanca të tilla si; hekuri, mangani, arseniku, kloruret, fluoridet, sulfatet, ose

radionukleidet gjenden në mënyrë të natyrshme formacionet minerare, shkëmbore apo

në tokë dhe mund të shpërbëhen nga uji dhe toka. Substanca të tjera natyrale, të tilla si

materialet e kalbura organike, mund të lëvizin në ujë dhe tokë si grimca. Nëse ndonjë

grimcë e këtyre substancave shfaqet në ujë apo tokë, kjo varet nga kushtet lokale.

Disa substanca mund të përbëjnë kërcënim për shëndetin nëse merren në sasi të

tepërta nëpërmjet ujit, të tjerat mund të prodhojnë erë, shije apo ngjyrë të

padëshirueshme. Uji nëntokësor që përmban përqendrime të këtyre substancave mbi

vlerat e lejuara nuk përdoren për tu pirë apo për përdorime të tjera të brendshme. Ky


5


ujë përdoret nëse trajtohet dhe hiqen këto ndotës. Disa nga burimet natyrore të ndotjes

janë përmbledhur në Tabelën 1.2.

Tabela 1.2. Burimet natyrore potenciale të ndotjes së ujit (Clawges & Vowinkel,

1996; Madison & brunett, 1985; Wegman & Kroehler, 1990) Ndotësit potencial natyror

* azoti i tokës

* depozita gjeologjike me azot

* depozitimet atmosferike

* jashtëqitjet e lakuriqit natës

* bakteret azot fiksuese

* thatësirat

* dekompozimi i materialeve organike

* precipitimet

* depozitimet gjeologjike që përmbajnë materiale

1.5.2. Sistemet septike

Agjencia për Mbrojtjen e Mjedisit në Shtetet e Bashkuara raporton se sistemet septike

janë burimi kryesor i ndotjes së ujit nëntokësor me mundësi çlirimin e nitrateve dhe

baktereve brënda në ujin nëntokësor (Weigman & Kroehler, 1990). Përqendrimi

mesatar i azotit në kanalizimet e brendshme është rreth 35 mg/L (Horsley, 1995), por

janë raportuar edhe raste përqëndrime më të larta se 70 mg/L (Madison & Brunett,

1985). Eshtë konstatuar se rreth 60% e 23 milion tankeve septike në SHBA veprojnë

në mënyrë të paligjshme. Problemet potenciale me sistemet septike janë zmadhuar për

shkak se ata që i përdorin ato shpesh mbështeten në puse të afërta për ujë të pijshëm

(Weigman & Kroehler, 1990). Toka në të cilën një sistem septik është vendosur duhet

të thithë rrjedhjet dhe të sigurojë një nivel të lartë trajtimi. Rëra lejon që ujërat e zeza

të kalojnë përmes saj shumë shpejt, ndërsa baltat e rënda i pengojnë lëvizjet e ujërave

të zeza. Ashtu si rëra, tokat e depërtueshme, zonat me fraktura ose kanalet lejojnë

gropat septike të çlirojnë nitratet direkt në ujërat nëntokësore të cekëta. Problematika

rritet gjithashtu kur sistemet septike janë të vendosura më dendur, sepse ata mund të

tejkalojnë kapacitetin filtrues të tokës ndaj papastërtive. Sistemet septike duhet të

vendoset siç duhet (të paktën 30 metra poshtë puseve ose burimeve), të projektohen

dhe ndërtohen në mënyrë të tillë për të parandaluar ndotjen e ujërave nëntokësore

(Weigman & Kroehler, 1990).

1.5.3. Plehërat bujqësore

Burimi më i madh i paqëllimshëm i nitrateve rezulton nga aktiviteti bujqësor

(Madison & Brunett, 1985) dhe më konkretisht nga përdorimi i plehrave kimike me

përqendrim të lartë të azotit dhe sasitë e mëdha të përdorimit të këtyre plehrave.

Historia e përdorimit të plehërave në Shqipëri filloi në fillim të viteve 1970 me

ndërtimin e dy fabrikave, një për plehëra azotik dhe një tjetër për plehëra fosfatik.

Plehëra kryesore të përdorura ishin nitrat amoni, ure, super fosfat, klorur kaliumi dhe

sulfati (Zdruli, P, 2005). Përdorimi i plehut ka qenë konstant gjatë periudhës 1985-

1990, por pati një rënie sidomos në vitin 1991 në rreth 33% (Thompson & Xia, 1992)

të konsumit mesatar gjatë gjashtë viteve të kaluara. Këto rënie rezultuan nga

shpërbërja e kooperativave bujqësore dhe fermave shtetërore, çoroditja e shpërndarjes

së plehrave, mungesa e kredisë për blerjet e plehërave si dhe reformat relativisht të

ngadalta në zhvillimin bujqësor (Zdruli, P, 2005).


6


1.5.4. Burime të tjera ndotjeje

Burime të tjera të mundshme të ndotjes janë p.sh. minierat dhe toksinat. Këto të fundit

janë vërtetë kërcënuese për ujit. Çarja e akuifereve, efektet e lëvizjeve dhe rimbushja

e ujërave nëntokësore, fundosja e tokës dhe transformimet gjeologjike mund të

shkaktohen në terma afatgjatë nga punimet minerale (Weigman & Kroehler, 1990;

IEN, 1992).

1.6. Mundësit e trajtimit të ujit

Në vend që të pijmë ujë të ndotur mund të pijmë ujë në shishe ose ujë të trajtuar diku

në shtëpi me një sistem uji (Weigman & Kroehler, 1990). Ose mund të jetë i

nevojshëm një variant tjetër, sidomos në rastin e përbërësve natyror, ose në rast se

problemi është shkaktuar nga ndotës jo natyral, ai nuk mund të korigjohet. Ndërsa uji

i puseve private rurale shpesh është i patrajtuar (Amundson et al., 1988), pikat e

trajtimit përdorin pajisje që janë të zakonshme sot dhe individët janë bërë më të

vetëdijshëm për çështjet e cilësisë së ujit të pijshëm (Bell et al., 1984). Duhet patur

parasysh se teknologjia e lartë apo projektimet komplekse mund të mos jenë më të

mirë se projektimet e thjeshta (Regunathan et al., 1983). Megjithatë në rastin e

nitrateve dhe disa ndotësve të tjerë mund të jetë më e lehtë (e leverdisshme) për të

gjetur një burim të ri uji sesa përdorimi i teknologjive ekzistuese për heqjen e

nitrateve që mund të jenë të kufizuara dhe vështirë për tu zbatuar (Spalding & Exner,

1993). Këto trajtime janë shpesh të kushtueshme dhe nuk mund të jenë të

leverdisshme për trajtimin e vëllime të mëdha të ujit (Madison & Brunett, 1985). Në

tabelën 1.3 tregohet shumëllojshmëria e mundësive të trajtimit dhe heqjes së ndotësve

në çdo proçes.

Tabela 1.3. Mundësitë e trajtimit (Weigman & kroehler, 1990)

Procesi trajtimit Largimi/Vrasja e ndotësve

klorinimi mikroorganizmat

rrezatimi ultra-violet mikroorganizmat

filtrat e me karbon aktiv disa kimikate organike dhe shumë pesticide

filtrat absorbues fibrat e asbestit dhe pjesëza tjera

njësitë distiluese metalet toksike, ndotësit radioaktiv dhe disa organik

zbutësit ujorë kalcium dhe magnez

osmoza reverse mineralet e tretshme, metalet toksike dhe ndotësit radiologjik

anionet shkëmbyese nitratet

filtërat gëlqeror rrit pH dhe redukton korrozionin

1.6.1. Klorinimi

Klorinimi është metoda më e zakonshme e trajtimit për vrasjen e baktereve dhe

viruseve të caktuara. Temperatura e ujit, pH, cilësia e përgjithshme e ujit, si dhe koha

e kontaktit me ujin përcaktojnë efikasitetin të klorinimit. Nivelet e larta të turbitetit

lejojnë bakteret për tu "fshehur" dhe kështu kërkojnë kohë më të gjatë kontakti për tu

eleminuar. Doza e klorit duhet të rritet kur përbërës të tjerë, të tillë si, hekuri,

mangani, sulfur hidrogjeni, dhe amoniaku janë të pranishëm për shkak se ata

"përdorin" klor nga kombinimi me klorin. Trihalometanet (THMs) formohen kur klori

kombinohet me lëndë organike dhe mund të jenë të dëmshme për shëndetin e njeriut.

Prandaj, në qoftë se uji fillon e trajtohet kur përmbajtja e lëndëve organike është në

nivele të larta, metoda e trajtimit me klor duhet të menduar me kujdes (Wagenet et al.,

1995).


7


1.6.2. Karboni i aktivizuar

Shtresa të grimcuara të karbonit aktiv janë pajisje më të zakonshme trajtimi dhe janë

përdorur për të trajtuar së bashku shijen dhe problemet e aromës, turbitetin në një farë

mase, si dhe për të hequr klorin e tepërt, dhe disa ndotës organikë (Regunathan et al,

1983;. Fiore & Babineau, 1977), dhe komponime kimike të prodhuara nga

mikroorganizmat (Geldreich & Reasoner, 1990). Uji përfundimtar mund të përmbajë

një shumëllojshmëri të mikrobeve, lloje të tilla ku numri i mikrobeve që nuk është

prekur nga filtrat e karbonit aktiv, janë edhe koliformet. Mikrobet janë gjetur të

kolonizuara në njësitë e filtrave të karboni aktiv dhe përbëjnë një rrezik potencial për

shëndetin. Filtrat e karbonit aktiv nuk janë menduar të jenë filtra mikrobial dhe duhet

të jenë neutral për trajtimin mikrobial (Fiore & Babineau, 1977). Kjo nuk është e

pazakontë për pajisjet e përdorimit me karbon aktiv për tu bërë kolonizues mikrobial

nga organizmat e jashtëm menjëherë pas instalimit (Snyder et al, 1995; Geldreich &

Reasoner, 1990). Bakteret heterotrofilike kolonizojnë filtrat ushqyes me lëndë

organike duke bllokuar filtrat e karbonit aktiv (Snyder et al., 1995). Kjo mund të jetë

për shkak se bakteret e mbijetuara indigjene të rubinetit të ujit shumohen në një

shtresë të karbonit duke ofruar konkurencë tek koliformet (Fiore & Babineau, 1977).

Popullatat mikrobiale rriten gjatë periudhës së përgjumësisë dhe ulen kur sistemi

është i vrullshëm ose përdoret pavarësisht nga prania ose mungesa e një kutie me

karbon aktiv (Fiore & Babineau, 1977; Geldreich & Reasoner, 1990).

1.6.3. Filtrat membranorë

Turbiteti, grimcat materiale, dhe lloje të caktuara të ngjyrës koloidale janë hequr nga

uji nga pajisjet mekanike të filtrimit (Geldreich & reasoner, 1990). Megjithatë,

ndryshe nga njësit e karbonit aktiv, filtrat mekanik nuk janë të rekomanduar për

heqjen e kimikateve organike (Wagenet et al., 1995). Filtrat e ujit në shtëpi mund të

çojnë në nivel të larta mikrobiale, por kështu mund të ndalojnë filtrimin e ujit. Uji i

filtruar nuk tregon nivele të ulëta të koliformeve pasi uji kalon përmes një sistemi

filtri (Fiore & Babineau, 1977). Për të hequr këto organizma që i rezistojnë

dezinfektimit, Giardia dhe Cryptosporidium, filtrimi mund të jetë alternativa e vetme

(Wagenet et al., 1995).

1.6.4. Rrezatimi ultra-violet

Rrezatimi ultra-violet (UV) është një proces fizik që punon pa shtuar kimikate, pa

prodhuar trihalometan, pa ndryshuar shijen, dhe pa hequr mineralet e dobishme ose të

parëndësishme. Ky proces gjithashtu punon me karbonin filtrues, zbutësit e ujit dhe

osmozën reverse për të siguruar trajtimin e plotë të solucioneve (Carrigan, 1990).

Rrezatimi ultra-violet asgjëson bakteret, viruset, dhe disa cyste (duke mos përfshirë

Giardia dhe Cryptosporidium) duke depërtuar në qelizë dhe rirregulluar

informacionin gjenetik në mënyrë që riprodhimi nuk mund të transportohet (Carrigan,

1990;. Wagenet et al, 1995). Pezullitë e ngurta (turbiteti), thithin rrezet UV, dhe

veshin mëngën e llambës së kuarcit që ndikojnë në efektivitetin e rrezeve UV.

Turbullira e krijuar nga pezullitë e ngurta parandalon rrezet UV për të gjitha mikrobet.

Mikrobet brenda grimcave janë të pakapshëm me intensitet drite të mjaftueshëm për

tu inaktivizuar. Kalciumi, magnezi, mangani, dhe hekuri mund të ndikojnë edhe në

procesin e dezinfektimin UV me kalimin e kohës, madje edhe kur rekomandohen

nivelet e ujit të pijshëm ose më pak, nga precipitimi mbi mbështjellësen e llambës dhe

reduktojnë intensitetin e rrezeve UV. Mënyra e vetme për tu siguruar që sistemi i


8


rrezatimit ultra-violet është duke punuar siç duhet, bëhet prova për praninë e

mikrobeve (Carrigan, 1990).

1.6.5. Ozoni

Ozoni është oksidant i fuqishëm dhe mund të përdoret për të dezinfektuar ujin dhe

mund të jetë vetëm për trajtimin e ujit. Ozoni është efektiv për shumë qëllime, duke

përfshirë dezinfektimin bakterial dhe oxidimin e nitriteve. Jonet nitrite oksidohen

shpejt në jone nitrate, të cila janë tej të ozonuar. Kur ozoni përdoret për trajtimin e ujit

që përmban jone hekur, mangan, arsenik, dhe disa jone organike, duhet bërë filtrimi

sepse, reagimi midis ozonit dhe këtyre elementeve prodhon materiale të patretshme

(Rice, 1989).

1.6.6. Mundësitë tjera trajtimi

Rrëshirat shkëmbyese mund të përdoren për të zbutur ujin duke shkëmbyer jonet

natrium për kalcium, magnez, dhe jonet hekur. Këto rrëshira jono-shkëmbyese

gjithashtu mund shkarkojnë kationet minerale në ujë dhe anionet që rrjedhin në nitrate

dhe sulfate (Geldreich & Reasoner, 1990;. Wagenet et al, 1995). Kur është e

nevojshme për të hequr të gjitha patogjenët do të përdoret një pastrues uji. Pastruesit e

ujit janë kombinimet e një ose më shumë metodave të trajtimeve të tilla si, filtra

membranorë me pore të vogla, argjend i imprenjuar granular në karbonin aktiv,

disinfektant me bazë halogjeni, ekspozim ultraviolet ose kontakt ozoni (Geldreich &

Reasoner, 1990). Osmoza reverse mund të përdoret për të ulur materialet e ngurta të

tretshme (jonet e tretshme, molekulat, dhe materialet e ngurta), disa kimikate

organike, dhe organizma (Geldreich & Reasoner, 1990; Wagenet et al, 1995).

Megjithatë, përdorimi i osmozë reverse për heqjen e organizmave nuk është i

rekomanduar për shkak të grisjeve dhe vrimave të vogla që mund të formohen në

membrana dhe të lejojnë kalimin e organizmave (Wagenet et al., 1995). Papastërtitë e

paqëndrueshme, duke përfshirë metalet toksike, disa kimikate organike dhe

inorganike, dhe mikroorganizmat, lihen jashtë njësisë së ekstraktit (Geldreich &

Reasoner, 1990;. Wagenet et al, 1995). Giardia dhe Cryptosporidium mund të hiqen

nga njësitë e ekstraktit (Wagenet et al., 1995).

1.6.7. Testimi për të përcaktuar variantet e trajtimit

Furnizuesit publike të ujit janë të rregulluar, monitoruar, dhe të testuar rregullisht nga

laboratorët e kualifikuar siç kërkohet nga rregulloret federale ose shtetërore (Pawell et

al., 1990). Furnizuesit me ujë sipërfaqësor kërkohen që të monitorohen çdo vit dhe

furnizuesit me ujë nëntokësor tre herë në vit (Fedkiw, 1991). Furnizuesit privat me ujë

janë testuar vetëm vullnetarisht nga pronari i tokës ose përdoruesi (Powell et al.,

1990). Përdoruesit e puseve janë të inkurajuar që në mënyrë rutinë të testojnë ujin e

tyre edhe pse është e vështirë të parashikohen përqendrimet e nitrateve (Fedkiw,

1991). Në disa lokalitete uji kërkohet për tu testuar kur ndryshojnë karakteristikat

(Powell et al., 1990). Duhet patur parasysh se një mostër uji pusi nuk është e

mjaftueshme për të përcaktuar nëse një pus është rregullisht i sigurt ose i ndotur në

intervale (Fedkiw, 1991), kështu nevojitet testim i rregullt. Para se të merret një

mostër, sistemi duhet të lahet pavarësisht nga prania ose mungesa e një paisje

përdorimi për shkak të rritjes së popullatave bakteriale që ndodhin gjatë periudhave

statike (Snyder et al, 1995;. Bell et al,. 1984; Geldreich & Reasoner, 1990).

1.7.Akuiferet

Një akuifer është një formacion ku është gjetur uji nëntokësor. Brenda profilit të tokës

është një zonë e pangopur dhe një zonë e ngopur. Zona e pangopur është e njohur


9


edhe si zonë e ventilimit dhe përmban së bashku ajrin dhe ujin në hapësirat boshe.

Brenda zonës së ngopur, të gjitha hapësirat boshe janë të mbushura me ujë dhe ky ujë

njihet si ujë nëntokësor (Weigman & Kroehler, 1990). Një sistem akuifer rajonal është

i përbërë nga një akuifer surficial dhe një aquifer artezian (Hubbard & Sheridan,

1989). Akuiferi surficial është konsideruar i pambyllur ndërsa akuiferi artezian është i

mbyllur (IEN, 1992). Dallimi mes akuiferit të pambyllur dhe akuiferit të mbyllur

është se si lëviz uji brenda dhe jashtë akuiferit (IEN, 1992). Aquiferet janë rimbushur

nëpërmjet infiltrimit, filtrimit, dhe karakteristikave të tretësirave të tilla nga gropat e

fundosura (Hubbard & Sheridan, 1989). Gropat e fundosura nga të çarat

nënsipërfaqësore dhe nëntokësore të lumenjëve janë karakteristikë e zonave karstike

dhe jo vetëm rimbushin akuiferet por edhe lehtësojnë lëvizjen e ujërave sipërfaqësore

dhe ndotësve për të hyrë në ujrat nëntokësore (Amundson et al, 1988;. Fedkiw, 1991).

Akuiferi artezian ose akuiferi i mbyllur është i mbushur me ujë nën presion, dhe i

rrethuar nga njësi kufizuese (Weigman & Kroehler, 1990). Akuiferet janë gjithashtu

të konsoliduar, formacione të forta shkëmbore ose të pakonsoliduara, formacionet e

paçimentosura me shtresat shpërndarëse të baltës, rërës, dhe zhavorrit (IEN, 1992).

Një lloj shkëmbi që mund të përmbaj një akuifer është shkëmbi sedimentar, i cili

është një depozitë e pakonsoliduar. Uji rrjedh në mes të kokërrizave të rërës dhe

shkëmbit sedimentar. Një tjetër shkëmb, shkëmbi metamorfik, është një formacion i

kristaltë, ku uji rrjedh në mes të kokërrizave dhe thyerjeve. Së fundi, ata janë

formacione kristalore apo shkëmbinj vullkanik, ku uji rrjedh vetëm në thyerje,

shkarje, dhe çarje. Gjeologjia e një akuiferi ndikon në sasinë dhe cilësinë e ujërave

nëntokësore brenda tij. Prandaj, nuk ka asnjë gjë të tillë si uji natyral i pastër

(Weigman & Kroehler, 1990).

1.7.1. Rimbushja, lëvizja dhe ruajtja e ujit nëntokësor

Ruajtjen dhe lëvizja e ujërave nëntokësore varet nga poroziteti i akuiferit (Weigman

&

Kroehler, 1990). Tokat me çarje të mëdha lejojnë depërtimin e shpejtë dhe lëvizjen e

ujit (Powell et al, 1990; USEPA, 1993). Kur uji nëntokësor lëviz me një ritëm të

ngadaltë, mund të ndodhin efektet afat-gjata (Weigman & Kroehler, 1990) dhe uji

nëntokësor i ndotur mund të mos zbulohet për vite apo edhe dekada (IEN, 1992;

USEPA, 1993). Për shembull, uji nëntokësor brenda gjysmë milje nën sipërfaqe është

mesatarisht 200 vjet i vjetrër, ndërsa më shumë se gjysma e e një milje sipërfaqe është

mesatarisht 10.000 vjet i vjetër (Weigman & Kroehler, 1990).

1.7.2. Karakteristikat e akuiferit dhe ndotja

Në mënyrë ideale, një akuifer duhet të ketë kapacitet të lartë ruajtje, prodhim specifik

të lartë, përçueshmëri të lartë hidraulike, dhe cilësi të mirë uji. Fatkeqësisht,

përshkueshmëria e lartë e bën akuiferin të ndjeshëm ndaj ndotjes (Weigman &

Kroehler, 1990). Uji sipërfaqësor i ndotur mund të ndotë akuiferin (USEPA, 1993).

Përveç kësaj, gropat e fundosura, puset e braktisura, puset e minierave, dhe gropat e

ujërave të zeza sigurojnë një lidhje të drejtpërdrejtë me ujërat nëntokësor (Powell et

al., 1990). Disa karakteristika e bëjnë ujin nëntokësor më të ndjeshëm ndaj ndotjes

(Amundson et al., 1988). Akuiferet e pakufizuara me materiale me përshkueshmëri të

lartë janë të prekshme për qasje nga burimet sipërfaqësore (Fedkiw, 1991). Furnizimi

me ujë nga formacionet e pakonsoliduara ka më shumë gjasa të jetë i ndotur se në

formacionet e konsoliduara (Whitsell & Hutchinson, 1973). Akuiferet sipërfaqësore të

cekëta, akuiferet e hedhura lymore dhe akuiferet me tretësira gëlqerore janë më të

prirur ndaj ndotjes. Në përgjithësi, akuiferet e mbyllur janë më pak të prirur për ndotje


10


(Hubbard & Sheridan, 1989). Rimbushja e zonave të akuiferit është i lidhur

hidrogjeologjikisht me akuiferin dhe ndihmon për ta mbushur akuiferin. Prandaj nëse

një zonë rimbushje përmban burime ndotje, ujërat nëntokësore të akuiferit janë në

rrezik (IEN, 1992). Që të rritet rimbushja e akuiferit, madhësia e hollimit rritet me

shtimin e efikasitetit të transportit të ndotësve në brendësinë e ujit nëntokësor

(Robins, 1998). Në zonat ku manteli i tokës është i trashë dhe përbërja e saj ka

ndërthurje të mirë, ose kur zona është e trashë dhe e pangopur, ndotja e ujërave

nëntokësore mund të rezultojë dhe të shkoj pa u vënë re prej vitesh (Hallberg, 1989).

Vrimat sigurojnë jo vetëm mundësinë e ndotjes së tokës në përgjithësi, por ndotjen me

nitrate në veçanti. Përqendrimet e nitrateve ndryshojnë brenda një akuiferi dhe "pikat

e nxehta", ku mund të gjendet sasia e nitrateve më e madhe se 10 mg/l. Xhepat ku

përqendrimet e nitrateve janë të larta shpesh lidhen me akuiferin e pakufizuar ose

karakteristikat karstike (Fedkiw, 1991). Ndryshe nga nitratet, densiteti bakterial është

përgjithësisht më i lartë në sipërfaqen e tokës dhe ulet kur rritet thellësia. Ndërlidhja

më e madhe e makroporeve, bën më të lehtë lëvizjen e baktereve nëpër tokë (Conboy

& Goss, 2000).

1.7.3. Burimet ose ndotja e akuifereve

Për shkak të shtrydhjes përmes mantelit të sipërm të tokës, ujërat nëntokësore janë

konsideruar prej kohësh si një vend i sigurtë dhe burim i besueshëm i ujit (Amundson

et al., 1988). Ky filtrim i lejon tokës të absorboj, filtroj, dhe të degradojë ndotësit

(Powell et al., 1990). Megjithatë, është e mundur që puset sigurojnë një kanal të

drejtpërdrejtë me ujërat nëntokësore që kontribon në ndotjen e tij. Prandaj, një pus i

ndotur domosdoshmërisht nuk tregon që uji i akuiferit është burim i ndotjes (Richards

et al, 1996; Baker et al, 1994). Kjo është plotësisht e mundur kur, ndërtimi i keq i

pusit, përkeqësim i gjendjes së tij, ose ndotja e pikës burimit janë më shumë

përgjegjës për ndotjen e pusit se kushtet gjeologjike ku është pusi (Glanville et al,

1997).

1.8. Zonat e mbrojtjes së burimit

Zona e mbrojtjes së burimit është përcaktuar një truall i rrethuar për furnizim publik

me ujë dhe është i mbrojtur në mënyrë që ndotësit pengohen për tu futur në ujin

nëntokësor (IEN, 1992). Përcaktimi i këtij termi lejon përdorimin e truallit dhe

aktivitetin pranë puseve publike të furnizimit me ujë që të menaxhohet dhe të

planifikohet për të parandaluar problemet para se ato të ndodhin (VGPSC, 1993; IEN,

1992). Koncepti i mbrojtjes së burimit është për të parandaluar ndotjen e ujit të

pijshëm dhe mbështetjen në rehabilitim (USEPA, 1993). Zonat e mbrojtjes së burimit

mund të mbrohen duke përdorur kufizime në zonë, performancë të standardeve për

trajtimin e ndotësve potencial, si dhe planet për trajtimin e një aksidenti (VGPSC,

1993). Madhësia e zonës së mbrojtjes së burimit varet nga hidrologjia në afërsi të

pusit, ritmi i tërheqjes, aktivitetet aktuale ose të ardhshme pranë pusit, dhe opsionet e

mundshme të zëvendësimit nëse pusi ndotet (IEN, 1992; VGPSC, 1993). Prandaj,

madhësia e zonë së mbrojtjes së burimit mund të ndryshojnë nga pak hektar në disa

milje katrorë ose më shumë (IEN, 1992). Eshtë e mundur që brenda zonës së

mbrojtjes së burimit, ujërat nëntokësore mund të rrjedhin më shumë se 10 vjet për të

lëvizur nga skaji në qendër, ku është vendosur pusi (Horsley, 1995).


11


1.9. Rregullat për ndërtimin e puseve

Disa shtete kanë kodet moderne të ndërtimit të puseve, por kërkojnë shumë pak që ato

të ndiqen (Whitsell & Hutchinson, 1973). Ndërsa në vendin tonë nuk ka ndonjë

standard për ndërtimin e puseve. Puset ndërtohen dhe meren përsipër nga vetë

përdoruesit. E njëja gjë është edhe për banorët e fshatit Gërdec ku kemi kryer këtë

studimin.

1.9.1. Karakteristikat e puseve dhe ndotja

Problemet me cilësinë e ujit shpesh mund të lidhen me mangësitë e ndërtimit,

përzgjedhjen e vendit të gabuar, ose praninë e çarjeve, kanaleve, dhe formacioneve

shpella. Shumë ekspertë mendojnë se ndërtimi i gabuar është arsyeja kryesore

(Whitsell & Hutchinson, 1973). Ndërtimi i pusit ka rëndësi të madhe sepse kur

ndodhin gabime është shumë e mundshme që uji sipërfaqësor të hyjë drejtpërdrejt në

pus (Richards et al, 1996;. Baker et al, 1994). Marëdhëniet mes gabimeve të ndërtimit

të pusit dhe ndotjes me nitrate janë përcaktuar në studimet e mëparshme (Hallberg,

1989). Për shkak të ndikimit të madh në ndërtimin ose mosmirëmbajtjen e pusit, uji i

puseve nuk përfaqëson domosdoshmërisht akuiferin ose kushtet e ujit nëntokësor

(Fedkiw, 1991). Thellësia e pamjaftueshme e puseve ose ndërtimi i dobët (duke lejuar

rrjedhjen preferenciale) kërkon përmirësimin e projektit në ndërtimin e pusit

(Glanville et al., 1997). Pasi pusi është përmirësuar, atëherë problemet me nitratet dhe

bakteret duhet të zgjidhen (Fawcett & Lym, 1992;. Gosselin et al, 1997). Problemet

që mund të ekzistojnë me puset individuale përfshijnë: 1) pamjaftueshmërin e shtresa

të jashtme jostandarde të pusit 2) mbylljen e pamjaftueshme 3) ngjitjen e dobët të

nyjeve 4) mungesën e mbulesës sanitare 5) mospërdorimin e ngjitësave në pikat e

jashtme bashkuese 6) besimin në puset e bëra me dorë 7) përdorimin e gropave për ta

mbrojtur nga ngrirja (Whitsell & Hutchinson, 1973). Izolimi i pusit është një tipar që

ka për qëllim parandalimin efutjes së ujërave sipërfaqësore të ndotura në hapësirat

unazore ndërmjet shtresës së jashtme dhe vrimave të pusit. Kjo hapësirë unazore

mund të jetë një rrugë kryesore me të cilën çdo ndotës futet brenda në pus (VDH,

1992). Mbushja e shtresës jashtme (Tuthil et al., 1998), dhe veshja e brendshme e të

gjitha bashkimeve ndihmon në parandalimin e futjes së ndotësve në pus (Conboy &

Goss, 2000). Për të mbrojtur një pus nga ndotja, ai duhet të jetë i thellë dhe të mbrohet

nga dy ose më shumë shtresa të brendshme (Amundson et al., 1988). Për të siguruar

ujë të pijshëm, pusi duhet vendosur dhe ndërtuar siç duhet, si dhe të testohet

rregullisht (Powell et al., 1990).

1.10. Treguesit fiziko-kimik dhe ndotësit

Elementët inorganik janë prezentë në gjithë ujërat e pijshëm dhe ndihmojnë e i japin

ujit shijen unike. Niveli i shumë elementëve inorganik është influencuar nga toka,

shkëmbinjtë, mineralet dhe ndotësit që janë në kontakt me ujin (Haxhimihali, et al

2002). Ndotës apo “pollutant” quhet një substancë që në mjedis ndodhet në

përqendrime më të larta se niveli natyror i saj, si rezultat i veprimtarisë njerëzore dhe

që paraqet një rrezik të dukshëm për mjedisin (Çullaj 2005).

1.10.1. Aciditeti dhe baziciteti (pH)

Niveli i pH tregon se uji që përdoret është acid apo bazik. Niveli i pH në ujë mund të

ndryshoj shijen e tij. Nëse pH i ujit është shumë i ulët ose shumë i lartë ai mund të

dëmtojë rrjetin e tubacionit dhe shkakton gërryerjen e metaleve dhe tretjen e tyre në

ujë duke shkaktuar sëmundje të ndryshme. pH nuk ka shumë ndikim në biotën bimore

por se ndikon në tretshmërinë e shumë lëndëve kimike përfshirë dhe fosforin (Çullaj,


12


et al., 2009). Nivelet teje të larta dhe teje të ulëta të pH mund të jenë të dëmshme për

përdorimin e ujit. pH i lartë shkakton një shije të hidhur. Tubat e uji dhe pajisjet që

përdorin këtë ujë formojnë kore dhe depozitime, si dhe zvogëlohet efektiviteti i

dezinfektimit të klorit, duke shtuar nevojën për klor shtesë kur pH është i lartë. pH i

ulët i ujit do të prish ose shpërndajë metalet dhe substancat e tjera. Shumë tregues të

cilësisë së ujërave nëntokësore, të tillë si, pH, oksido-reduktuesit, oksigjeni i tretur,

ose prania e përbërësve mineral të veçantë, mund të ndikohen nga aktiviteti

mikrobiologjik në akuifer. Kjo veçanërisht është e vërtetë kur akuiferi është i ndotur

me substanca që bakteret mund të përdorin për rritjen e tyre.

1.10.2. Temperatura

Temperatura e tokës dhe e ujërave nëntokësor kryesisht janë të varur nga rrezatimi

diellor (Rybach, 2000). Temperatura e ujit të burimit mund të luhatet sezonalisht dhe

kjo varet nga lloji i burimit. Për shembull, ujërat nëntokësore kanë pothuajse

temperaturë konstante, ndërsa temperatura e ujërave sipërfaqësor varet fuqimisht nga

klima (Viessman & Hammer, 1993). Temperatura e ujit është e rëndësishme për

shkak se ajo ndikon fort në përmbajtjen e oksigjenit të tretur, në aktivitetin e biotës

ujore dhe shpejtësinë e mjaft reaksioneve kimike (Çullaj, et al., 2009). Ujërat

nëntokësore kanë temperaturë sezonale shumë konstante. Temperatura në puset e

thellë ndryshon vetëm 2 °C deri 3 °C, ndërsa luhatje të mëdha ndodhin në burimet e

cekëta (Van Everding, 1978). Nga temperatura varen shumica e reaksioneve kimike

që burojnë nga aktivizimi i energjisë i lidhur me ta. Në përgjithësi ritmi i reaksioneve

kimike ulet me uljen e temperaturës. Prandaj temperatura mund të ndikojë në çdo

aspekt të trajtimit dhe shpërndarjes së ujit pijshëm. Rritja e temperaturës gjithashtu do

të rrisë presionin e avujve të gjurmëve volative në ujin e pijshëm dhe kështu mund të

çojë në rritjen e aromës. Temperatura standarde e përdorur për testimin e aromës në

ujë është 40 0C (APHA 1976). Temperatura është e lidhur me karakteristikat

mikrobiologjike të ujit të pijshëm nëpërmjet efektit të saj në proçeset e trajtimit të ujit,

sidomos dezinfektimi, dhe efektit të tij në rritjen dhe mbijetesën e mikroorganizmave.

Në përgjithësi, dezinfektimi është ndihmuar nga rritja e temperaturës. Shumica e të

dhënave të disponueshme lidhen me klorinimin. Duke punuar me Escherichia coli,

blektorët dhe kooperativistët vërejtën një rritje pesëfish të efikasitetit baktericid të

klorit mes temperaturës 2 ° C deri 5 °C dhe 20 °C deri në 25 °C. (Butterfield, et al

1943). Në një studim për ushtrinë amerikane, Ames dhe Whitney-Smith (1944) gjetën

një rritje nëntëfish të efikasitetit mes temperaturës 8 °C dhe 40 °C. Chambers (1974)

ka raportuar se është vështirë që temperatura të ndryshoj efikasitetin e klorit në vlerat

e pH midis 7.0 dhe 8.5, ndërsa në vlerat e larta të pH rritet katër deri tetëfish

efikasiteti, në shkallë temperature nga 4 °C deri 22 °C. Rezultate të ngjashme janë

marrë dhe me viruset (White, 1975). Rritja e organizmave të bezdisshme është

zgjeruar gjithashtu nga uji i ngrohtë dhe mund të çojë në zhvillimin e shijeve dhe

aromave të pakëndshme që janë mundësi rreziku për shëndetin. Rritja e algave në ujin

sipërfaqësor normalisht bëhet e dukshme vetëm në temperaturë mbi 15 0C (Silvey,et

al 1972). Temperatura e ujërave nëntokësor poshtë 10 metër thellësi janë mjaft të

qëndrueshme në një vend të caktuar në lidhje me ujërat sipërfaqësore. Temperatura e

ujërave nëntokësor rritet 1 deri 5 °C (mesatarisht rreth 2,5 0C) për 100 metër thellësi

(Pullin, 1993). Rritjet më të larta mund të jenë për shkak të aktivitetit lokal

gjeotermal. LeChevallier et al., (1996) ka gjetur se, prania e baktereve koliforme

dominohet më shumë kur, temperatura e ujit është > 15 0C. Sipas Sharma, (2002)

temperatura ideale e ujit për pirje është 5 deri 12 0C, ndërsa mbi 25

0C uji nuk

rekomandohet për tu pirë.


13


1.10.3. Turbulenca dhe lëndët pezull

Turbullira dhe lëndët pezull nuk janë sinonime, edhe pse shumica prej nesh i përdorim

si terma të këmbyeshëm. E folura korrekte për lëndët pezull është se materiali që

mund të hiqet nga uji nëpërmjet filtrimit ose procesit të filtrim-koagulimit. Turbullira

është matje e sasisë së dritës së shpërhapur dhe që absorbohet nga uji sepse ka lëndë

pezull në ujë. Turbullira është mungesa e qartësisë apo shkëlqimi në ujë. Turbullira

dhe lëndët pezull tregojnë sasinë e grimcave të ngurta që ndodhen në ujë në gjendje

pezull, qofshin ato me natyrë minerale (argjilat) apo organike (algat) Përmbajtja e

grimcave të ngurta ndikon në prodhimtarinë e biotës ujore si dhe në kapjen e lëndëve

ndotëse, në veçanti fosforit, azotit, metaleve dhe baktereve. Vlerat e këtyre

parametrave mund të ndryshojnë për dy arsye kryesore, njëra për shkak të erozionit të

rrymave ujore dhe tjetra biologjike për shkak të ndryshimeve stinore në shpejtësinë e

rritjeve të algave (Çullaj, et al., 2009). Sipas EPAs turbiteti i ujit të pijshëm duhet të

jetë më pak se 1 dhe më pak se 5 njësi sipas kushteve speciale. Lëndët pezull

turbullojnë ujin dhe mund të jenë shkak i substancave inorganike të tilla si, pluhur

shkëmbi, baltë, karbonat kalciumi, silicë, hekur, mangan, mbeturina squfuri ose

mbetje indrustiale. Përsëri turbullira mund të shkaktohet nga substanca organike të

tilla si, mikroorganizma të ndryshme, fije bimore ose mbetje kafshësh, graso, yndyrë,

vaj dhe të tjerë. Rritja e turbitetit dhe e përqendrimit të nitrateve paraqesin prezencë

dhe kërcënim potencial për cilësinë e ujit në zonat rurale. Nebbache et al., (2001)

sugjeroi se turbullira ose piku i përqendrimit të nitrateve gjatë episodeve me shira të

rëndë janë ngjarje afatshkurtëra.

1.10.4. TDS

TDS është masë totale e substancave organike dhe inorganike të kombinuara të tretura

në ujë. Kjo përfshin çdo gjë të pranishme në ujë përveç molekulave të pastra të ujit.

Këto ngurtësime janë kryesisht minerale, kripëra dhe lëndë organike që mund të jenë

një tregues i përgjithshëm i cilësisë së ujit. Në përgjithësi TDS-ja e lartë, tregon për

ujë të fortë, i cili mund të shkaktojë zmërç që grumbullohet në tuba dhe paisje. Zmërçi

i grumbulluar redukton performancën dhe shton koston e mirëmbajtjes së sistemit. Siç

dihet shumë ndotës inorganik të tretur në ujë ose ekzistenca e papastërtive si jone në

solucione. Këto grimca të ngarkuara treten në ujë të zakonshëm natyror. Në anën

tjetër uji i pastër ka një rezistencë të lartë elektrike dhe rezistenca është përdorur

shpesh si masë e pastërtisë. Ndërkohë vetëm disa nga jonet ndotëse janë të lidhura me

shëndetin, shumica e furnizimeve me ujë natyral janë të sigurtë për tu pirë nga

pikëpamja e ndotësve inorganik të tretur. Megjithatë, edhe pse gjenden shumë rrallë,

dhe në sasi shumë të ulët, jone të caktuara inorganike mund të jenë toksike. Turbullira

dhe bakteret janë shembuj të ndotësve të patretur në ujë. Vlerat e larta të TDS në

ujërat nëntokësore në përgjithësi nuk janë të dëmshme për qeniet njerëzore, por

përqendrimet e larta të këtyre mund të ndikojnë në personat që vuajnë nga veshkat

dhe sëmundjet e zemrës (Kumaraswamy, 1999; Geetha et al., 2008). Një përmbajtje e

lartë e mbetjeve të tretura rrit dendësinë e ujit, influencon osmorregullimin e

organizmit me ujë të freskët, ul tretjen e gazrave (si oksigjeni) dhe zvogëlon dobishëm

ujin për pirje, për ujitje, dhe qëllime industriale (Maiti, 2004).

1.10.5. Përcjellshmëria

Përcjellshmëria është matja e përmbajtjes së joneve në një lëng (Gray, 2004)

Përcjellshmëria në ujë vlerësohet nga prania e mbetjeve inorganike të tretura të tilla si,

klorure, nitrate, sulfate dhe anionet fosfat ose natrium, magnez, kalcium, hekur dhe

katione alumini. Komponimet organike si vaj, fenol, alkool dhe sheqerna nuk kryejnë


14


përcjellshmëri elektrike shumë të mirë dhe për këtë arsye kanë një përcjellshmëri të

ulët kur janë në ujë. Përcjellshmëria gjithashtu është e ndikuar nga temperatura, uji i

ngrohtë ka përcjellshmëri të lartë. Për këtë arsye, përcjellshmëria raportohet në 25 0C.

Përcjellshmëria elektrike e ujit është funksion i drejtëpërdrejtë i TDS (Harilal et al,

2004). Prandaj ky është një indeks që përfaqëson përqendrimin total të kripërave të

tretura në ujë (Purandara, et al, 2003).

1.10.6. Nitratet

Nitratet merren lehtë nga bimët, por gjithashtu nga enët kulluese kalojnë lehtë përmes

tokës, sepse ato janë shumë të tretshëm dhe shumë të lëvizshëm (Hallberg, 1989;

Clawges & Vowinkel, 1996). Kullimi më i madh i nitrateve është në tokë ranore

(Hubbard & Sheridan, 1989). Kullimi i nitrateve duhet të kontrollohet në mënyrë

mbrojtjen ose përmirësimin e cilësisë së ujit (Schepers et al., 1991). Proçeset kimike

dhe biologjike mund të ulin më tej nitritet në komponime tjera ose i oksidojnë ato në

nitrate (ICAIR, 1987). Në përqëndrime të larta, nitratet janë ndotës të rrezikshëm në

ujin e pijshëm (Madison & Brunett, 1985). Nitratet janë ndotës të zakonshëm të një

numri të madh akuiferesh (Clawges & Vowinkel, 1996; Madison & Brunett, 1985)

dhe është një shqetësim në mbarë botën (Schepers et al., 1991). Brenda akuifereve të

tokës, nivelet e nitrateve janë në rritje (Spalding & Exner, 1993; Madison & Brunett,

1985). Rritja e niveleve të nitrateve është e lidhur me rritjen e shpejtë të popullsisë

(Madison & Brunett, 1985). Ka disa parametra që mund të ndikojnë në përqendrimin

e nitrateve në ujërat nëntokësore. Këto përfshijnë sasinë e azotit në dispozicion, sasinë

e infiltrimit të ujit, përçueshmërin hidraulike të tokës, thellësinë ku ndodhet uji, dhe

mundësinë për denitrifikimit (Hallberg, 1989). Proçeset natyrore të tilla si aspiratorët

vegjetativ dhe denitrifikimi mund të zvogëlojnë nivelet e nitrateve (Spalding & Exner,

1993; Fedkiw, 1991). Denitrifikimi mund të zbatohet me rrjedhjen e ujërave të zeza

në mënyrë që të ulet norma e ngarkesës së azotit (Tuthil et al., 1998). Për denitrifikim

zgjidhet vendi ku toka duhet të jetë e ngopur ose me lagështi (në mënyrë që oksigjeni

të mungojë) dhe duhet të jetë i pranishëm karboni i bollshëm. Diskutimi i menaxhimit

të ujit është duke u konsideruar si një praktikë e mirë e menaxhimit në rritjen e

denitrifikimit dhe eleminin ose zvogëlimin e kullimit të azotit (Fedkiw, 1991). Veç

kësaj në denitrifikim mund të jetë e mundur izolimi i nitrateve nga një sistem septik,

duke mbjellë një rrip me pemë midis sistemit septik dhe puseve të vendosura poshtë

(Tuthil et al., 1998). Puset me thellësi të vogël janë të mbrojtura nga absorbimi,

degradimi, dhe mbrojtja e akuiferit (Glanville et al., 1997). Këto proçese natyrore

kanë një shans më të mirë për eliminimin ose reduktimin e ndotësve kur distanca

midis burimeve të ndotjes dhe burimit të ujit nëntokësor është rritur (USEPA, 1993).

Lëvizja e nitrateve në ujërat nëntokësore varet nga klima, hidrologjia, gjeologjia,

menaxhimi bujqësorë, tokat dhe konturet e tokës (Hubbard & Sheridan, 1989). Zonat

me sasi të lartë reshjesh kanë përqëndrime të ulëta nitratesh në ujin nëntokësor për

shkak të hollimit (Robins, 1998). Menaxhimi bujqësor përfshin sasinë, mënyrën dhe

kohën e aplikacioneve të azotit, sekuencën prodhuese, dhe menaxhimin e vaditjeve

me ujë. Lëvizja e nitrateve në ujrat nëntokësore është një shqetësim i madh në Shtetet

e Bashkuara për shkak të; 1) tokave ranore dhe futjeve të sasive të larta të azotit, 2)

mesatare e lartë e reshjeve vjetore dhe mungesës së tyre, si dhe 3) janë rritur

sipërfaqet e ujitura vitet e fundit (Hubbard & Sheridan, 1989). Ndotja e ujërave

nëntokësore të cekëta me nitrate nga plehërat bujqësore (Volokita et al, 1996;

Weisenburger, 1993; Veldre, 1991), mbetjet e kafshëve (Cho, 2000) ose sistemet

septike janë probleme të dokumentuar gjerësisht (Neal et al, 2000a; Neal et al,

2000b).


15


1.10.7. Amoniaku

Cikli mjedisor i azotit mbështetet kryesisht te nitratet, i ndjekur nga amoniaku dhe

kationet e tij, të cilat predominojnë. Kationet e amoniakut janë më pak të lëvizshme

në tokë dhe ujë sesa amoniaku dhe janë të përfshirë në proçeset biologjike të fiksimit

të azotit, mineralizimit dhe nitrifikimit (EPA, 1989). Nivelet natyrore të amoniakut në

ujërat nëntokësore janë zakonisht nën 0.2 mg për litër. Përmbajtjet natyrore më të

larta (deri në 3 mg/l) janë gjetur në shtresat e pasura me substanca humike ose hekur,

ose në pyje (Dieter, 1981). Ujërat sipërfaqësore mund të përmbajnë deri në 12 mg/l

(WHO, 1986). Amoniaku mund të jetë i pranishëm në ujë të pijshëm si rezultat i

dezinfektimin me kloraminë. Prania e amoniakut në nivele më të larta se sa raportimet

nga toka është një tregues i rëndësishëm i ndotjes fekale (IOS, 1986). Probleme me

shijen dhe aromën, si dhe ulja e efikasitetit të dezinfektimit priren nëse uji i pijshëm

përmban më shumë se 0.2 mg për litër amoniak kur uji është klorinuar (Weil D,

1975), aq sa 68% e klorit mund të veproj me amoniakun dhe bëhet i padisponueshëm

për dezinfektim (Wendlandt, 1988). Llaçi i çimentos i përdorur për shtresën e

brendshme në tubat e ujit mund të lëshojë sasira të konsiderueshme të amoniakut në

ujin e pijshëm dhe rrezikohet dezinfektimin me klor (Wendlandt, 1988). Prania e

niveleve të larta të amoniakut në ujin e papërpunuar mund të ndërhyjë në

funksionimin e heqjes së manganit, filtrimin, sepse është konsumuar shumë oksigjen

nga nitrifikimi, duke rezultuar në ujë me aromë toke ose myku (Dieter, 1981). Prania

e amoniakut në ujë të papërpunuar mund të rezultojnë në ujë të pijshëm me përmbajtje

nitrititesh si rezultat i veprimit katalitik (Reichert J, 1984) ose kolonizimit aksidental

të filtrave nga bakteret amoniak-oksiduese. Amoniaku është i pranishëm në shumicën

e ujërave si pasojë e degradimit biologjik të lëndëve azot organike, gjithashtu ai mund

të ushqejë ujërat nëntokësore dhe sipërfaqësore nga shkarkimet e mbeturinave

industriale. (USEPA, 1976). Përqendrimi i amoniakut priret të jetë më i lartë në puset

ku uji nëntokësor përmban shumë materiale të tretura, përfshi sulfate, klorure dhe

hekur (Schilling, 2002). Amoniaku mund të ndikojë në ndotjen fekale, rrezikon

efiçencën e dizinfektimit, shkakton probleme me shijen e aromën, si dhe pasohet me

formimin e nitriteve në sistemet e shpërndarjes duke shkaktuar dëmtime të filtrave

(WHO, 1996)

1.10.8. Lëndët plasëse (2.4.6-trinitrotoluoli)

2,4,6-trinitrotolueni (TNT) është çliruar në atmosferë si pasojë e shpërthimeve të

hapura dhe teknikave të djegieve të hapura të përdorura në demilitarizimin e

municioneve (Army,1986e). Gazet dhe lëndët çlirohen në atmosferë si rezultat i

këtyre aktiviteteve dhe nga asgjësimi i municioneve që përmbajnë 2,4,6-trinitrotoluol

në furrat incineratore rrotulluese. Pluhuri dhe avulli i 2,4,6-trinitrotoluoli çlirohet në

ajrin atmosferik në objektet ushtarake të prodhimit dhe të përpunimit gjatë procesit të

2,4,6-trinitrotoluolit dhe municioneve (Hathaway 1985). Pluhurat përmbajnë

komponime që mund të krijohen në vende ku sipërfaqja e tokës është e ndotur (psh,

instalimet ushtarake të djegies) (Kraus et al., 1985). 2,4,6-trinitrotoluoli historikisht

shkarkohet në sasi të mëdha në rrjedhat ujore të prodhimit të eksplozivëve, objektet e

prodhimit, ngarkimit të municioneve, mbledhjes, dhe paketimit nga aktivitetet e

demontimit, dhe nëpërmjet përdorimit në terren demontuese. Vlerësimet mbi

ngarkesën e 2,4,6-trinitrotoluoli në këto rrjedha ndryshon. Disa gjurmues kanë

raportuar përqendrimet e rreth 120 mg/l në ujërat e shkarkimeve në fabrikat e

prodhimit dhe 25 mg/l në uzinat e ngarkimit dhe rrjedhjes (Freeman & Colitti 1982).

2,4,6-trinitrotoluoli çlirohet në tokë nga derdhjet, asgjësimi i mbetjeve të ngurta,

djegiet e hapura dhe shpërthimi i artilerisë, kullimi nga mbylljet e papërshtatshme


16


(p.sh, gropa, pellgje, dhe laguna), dhe demilitarizimi i municioneve (EPA 1989c;

Kraus et al., 1985;. Army 1986e). Demilitarizimi i municioneve mund të rezultojë në

ndotjen e tokave sipërfaqësore nga veprimtari të tilla si djegia e hapur dhe shpërthimet

e hapura apo groposjet e mbeturinave të ngurta të krijuara gjatë djegies në furrat

rrotulluese dhe ripërpunimin e shkatërrimin e municioneve që përmbajnë 2,4,6-

trinitrotoluol (Army, 1986e).

1.11. Ndotësit Mikrobiologjik, Indikatorët mikrobialë të cilësisë së ujërave

Analizimi i vazhdueshëm i ujit për përcaktimin e mikroorganizmave me origjinë

fekale është rruga më e mirë dhe më e ndjeshme për përcaktimin e cilësisë higjenike

të ujit të pijshëm. Bakteret indikatore të ndotjes fekale, të cilat përdoren si tregues i

cilësisë higjenike të ujit duhet të përmbushin disa kritere. Në radhë të parë ato duhet të

jenë gjithmonë prezente dhe në numër të madh në materiet fekale të njerëzve ose

kafshëve me gjak të nxehtë, si dhe duhet të zbulohen lehtë me anë të metodave të

thjeshta dhe nuk duhet të shumohen në ujërat natyrale. Gjithashtu një rëndësi të

veçantë ka fakti se prania, largimi, apo pastrimi i tyre në proçeset e trajtimit të ujit

duhet të jenë të njëjtë me atë të mikroorganizmave patogjene. Sipas të dhënave të

fundit të OBSH, mikroorganizmi kryesor i cili shërben si indikator i ndotjes bakteriale

në ujin e pijshëm, është Escherichia coli termotolerant. Gleeson & Gray (1997) kanë

publikuar një rishikim tërësor të aplikimit të organizmave fekale që janë tregues në

monitorimin e cilësisë së ujit që mund të konsultohen për informacion të mëtejshëm.

Ky grup përfshin, bakteret total koliforme, bakteret koliform tolerante, E.coli, S.faecal

dhe bakteriofagët. Qëndrueshmëria e organizmave fekale nënujore është një çështje e

rëndësishme që ka ndikim të drejtpërdrejtë në interpretimin e të dhënave të cilësisë së

ujit. Idealisht indikatorët fekal do të hiqen nga mjedisi me një ritëm më të ngadaltë se

patogjenët e qëndrueshëm pasi potenciali i tyre i shpërndarjes është më i madh.

Studimet me koliformet aerotolerante në përgjithësi, dhe E. coli në veçanti, nga

testimet kanë treguar që përqendrimi i tyre mund të rritet me shpejtësi në mjedis steril,

por mbetet statike, ose reduktohen në mjedise jo-sterile (Gerba dhe McLeod, 1976).

1.11.1. Koliformet totale

Koliformet totale janë gram-negative, oksidazë-negative, shufra josporoformuese, që

fermentojnë laktozë bashkë me prodhimin e gazit në temperaturë 35 deri 37 °C pas 48

orësh, në një medis me kripëra biliare dhe detergjentë (WHO, 2008; Grabow, 1996;

Medema & Payment, 2003; George & Servais 2002; Payment et al., 2003).

Koliformet fekale (ose koliformet aerotolerante) janë të përcaktuar tradicionalisht si

koliforme që çlirojnë laktozë në 44.5 °C, në një mjedis me kripëra biliare (WHO,

2008; Grabow, 1996; George & Servais 2002; Payment et al., 2003). Gama e specieve

të zbuluara me procedurë eksperimentale është shumë më e ulët se ajo e koliformeve

totale. Me ujërat e ndotura mjedisore, vetëm E. coli, K. oxytoca dhe K. pneumoniae

japin rezultate pozitive gjatë analizimit (Cabral & Marques 2006). Testet tradicionale

për koliformet totale dhe fekale kryhen ose nga teknika e fermentimit të tubave të

shumëfisht ose membranë filtruese. Teknika e fermentimit të tubave të shumëfisht

është përdorur për mjedise ose ujëra të ndotura shumë, dhe teknika e membranës

filtruese për ujërat më pak të ndotur ose shumë të ndotur. Filtrimi nëpërmjet

membranës filtruese është një teknikë shumë e ndjeshme që mund të zbulojë një

qelizë (kulturore) në 500 apo edhe 1000 ml ujë.


17


1.11.2. Streptokoket

Streptokoket fekale gjithashtu i përkasin treguesve të ndotjes fekale tradicionale.

Streptokoket fekal janë gram-pozitive, katalaz-negative, josporeformues, kokokoide

që rriten në temperaturë 35 °C në një mjedis që përmban kripëra biliare dhe anioneve

azide të natriumit. Qelizat hidrolizojnë esculin (WHO, 2008; Grabow, 1996; George

& Servais 2002). Anionet e azotit janë një frenues i fortë i zinxhirit të frymëmarrjes.

Që streptokoket janë një nga bakteret shumë pak që nuk kanë zinxhir të frymëmarrjes,

testi është shumë specifik për këtë grup, dhe testet false positiv janë gjetur rrallë

(Klein, 2003; Kúhn et al., 2003). Enterokoket fekal (E. faecalis, E. faecium, E. avium

dhe E. gallinarum) janë streptokoket fekale që rriten në prani të NaCl 6.5% në 45 °C.

Terrenet selektive përdorin këto karakteristika të veçanta në mënyrë që enterokoket të

ndahen nga streptokoket e tjera (Klein, 2003; Kúhn et al., 2003). Disa studime (Klein,

2003; Wheeler et al., 2002) kanë raportuar në lidhje me përbërjen mikrobiologjike të

njeriut dhe feçeve të kafshëve (bagëti, mish pule, dreri, qen, zogjtë, patë, dhe derrat).

E. faecalis dhe E. faecium ishin të pranishëm në feçet e njeriut dhe të kafshëve.

Megjithatë, ndërsa në feçet e njeriut pothuajse kanë vetëm këto dy enterokok, në

kafshë të tjera speciet ndodhen bashkë, si E. avium, E. cecorum, E. durans, E.

gallinarum dhe E. hirae. Eshtë konstatuar se në zonat urbane, ku ndotja me feçet e

qenëve dhe pulave nuk është e mundshme, shënues i mirë për ndotjen fekale të njeriut

është E. faecalis. Enterokoket në grupin e zorrëve është përdorur si një indeks i

ndotjes fekale. Specie ku shumica e tyre nuk rritet në ujërat e mjedisit. Në këtë

mjedis, enterokoket fekale janë në gjendje të mbijetojnë më gjatë, e janë më rezistente

ndaj tharjes dhe klorinimit të E. coli (WHO, 2008; Payment et al., 2003). Megjithatë,

duhet patur kujdes me interpretimin e rezultateve të fituara për Enterokoket në

procedurën e analizimit të ujit. Enterokokët dhe të tjerë streptokok të grupit D janë të

pranishme në shumë ushqime, veçanërisht ato me origjinë shtazore. Izolimi i E.

faecalis dhe E. faecium është përdorur për të treguar ndotjen fekale të ushqimit.

Megjithatë, Enterokoket tani janë konsideruar edhe si pjesë normale të mikroflorës

ushqimore dhe jo vetëm si tregues për higjenë të dobët (Klein, 2003). Përveç kësaj,

tokat bujqësore dhe të mbjellat ku është shtuar pleh organik gjithashtu janë strehë për

enterokoket (Kúhn et al., 2003). Raporti i njesimit të koliformeve fekale me

streptokoket fekale është propozuar si një mënyrë për të dalluar ndotjen midis ndotjes

nga burimet e njeriut apo të kafshëve. Raportet më të mëdha se 4 sugjerojnë për një

burim ndotjeje nga njerëzit, ndërsa raportet më pak se 0,7 sugjerojnë për burim

ndotjeje të kafshëve. Kjo rezulton nga fakti se përqendrimet e streptokokeve në feçet e

njeriut në përgjithësi janë më pak se koliformet. Në të kundërt, në feçet e kafshëve

streptokoket fekale në përgjithësi tejkalojnë koliformet fekale. Në ujërat e zeza

urbane, streptokoket fekale priren të jenë të pranishëm në përqëndrime 10-100 herë

më pak se koliformet fekale (Sinton et al., 1998).

1.11.3. Escherichia coli

Escherichia coli është anëtar i familjes Enterobakteriace, janë oksidazë-negative e

katalaz-pozitive, me formë shufre të drejtë që fermentojnë laktozë. Qelizat janë

pozitive në testin me metilin e kuq, por negative në testin Voges-Proskauer. Qelizat

nuk përdorin citrat, nuk prodhojnë H2S ose lipazë, dhe nuk hidrolizojnë urenë

(William & Wilkins, 1994). Escherichia coli është pjesë e natyrshme dhe themelore e

florës bakteriale në zorrët e njerëzve dhe kafshëve. Shumica e shtameve të E. coli janë

jopatogjenik dhe jetojnë në zorrë në mënyrë harmonike. Megjithatë, sterotipe të

caktuara luajnë një rol në sëmundjet ekstra-intestinale të zorrëve aq sa infektojnë

traktin urinar (Scheutz & Strockbine, 2005). Në një studim të baktereve enterike të


18


pranishëm në feçet e gjitarëve Australiane, Gordon dhe FitzGibbon (1999) raportuan

se E. coli është specie e zakonshme, duke u izoluar nga gati gjysma e specieve të

studiuara.

1.11.4. Aktinomicetet

Aktinomicetet janë baktere gram-pozitive, të cilat tregojnë shfaqje kimike dhe

diversitet morfologjik, por forma e qartë dhe e veçantë e linjës së zhvillimit të

organizmave varion nga forma kokoid dhe pleomorfik deri në velëza e filamente

(Goodfellow, 1989). Aktinomicetet formojnë një pjesë integrale të tokës, ujit dhe

vegjetacionit. Zhvillimi i aktinomiceteve çon në formimin e metabolitëve të

paqëndrueshëm. Gjurmët e këtyre metabolitëve të paqëndrueshëm janë të

mjaftueshëm për të kujtuar aromën e papëlqyeshme në ujë ose një shije të peshkut që

jeton në baltë. Aktinomicetet gjithashtu shkaktojnë shqetësime në trajtimin e ujërave

të zeza duke formuar rritje masive, të cilat janë të afta për të prodhuar shkumë të

trashë në procesin e llum aktivizimit. Aktinomicetet ishin konsideruar dhe interpretuar

si grup i ndërmjetëm i baktereve dhe kërpudhave, por tani janë pranuar si prokariot

me mundësi metabolike ekstremisht të ndryshueshme. Aktinomicetet janë baktere

gram pozitive që kur shënohen me element kimik, shprehin diversitet morfologjik dhe

formojnë një linjë evolutive të organizmave. Bakteret gram pozitive përfshijnë dy

degë kryesore; organizmat me Guanin e Citozin të ulët që përfshijnë gjininë si

Bacillus, Closdridium, Staphylococcus dhe Streptococcus, si dhe organizmat me

Guanin e Citozin të lartë. Emri “Aktinomicete” derivon nga Greqishtja aktis (tufë

rrezesh) dhe mykes (kërpudha) kjo u tha nga vrojtimi fillestar i morfologjisë së tyre.

Pjesa më e madhe e aktinomiceteve jetojnë të lira, bakteret saprofite gjenden

gjerësisht të shpërndara në tokë, ujë dhe kolonizojnë bimët. Aktinomicetet populluese

janë identifikuar si një grup kryesor i popullimeve të tokës (Kuster, 1986). Këto

organizma praktikojnë në kthimin e komponentëve të tokës, veçanërisht në

transformimin e komponimeve organike (Konova 1966, Kuster 1976, Kuzner 1968,

Huntzens 1972). Në tokë këta janë përfshirë në dekompozimin dhe mineralizimin e

cikleve me prodhimin e enzimës jashtëqelizore, si celulaza, kitinaza, dhe lignin

peroksidaza. Që ata mund të dekompozojnë përzierje komplekse të polimerëve në

vdekjen e bimëve, kafshëve dhe materialeve kërpudhore (Mc Carthy 1987, Crawford

1988, Wong et al. 1991), ato kanë një rol të rëndësishëm në biodegradimin e tokës

nga riciklimi i ushqyesve lidhës me polimerët e pabindur (Mc Carthy, 1992).

Aktinomicetet janë të rëndësishme dhe në dekadën e fundit janë burimi më i mirë për

prodhimin e disa antibiotikëve. Streptomyces janë veçanërisht prodhues të një sasie të

madhe antibiotikësh dhe klasa të tjera metabolitesh dytësor. (80% e antibiotikëve

prodhohen nga kjo gjini). Micromonospora është e dyta me më pak sesa një e dhjeta e

Streptomyces (Hopwood, et al,. 2000). Aktinomicetet janë kozmopolit në natyrë dhe

gjenden në disa mjedise. Toka është e kolonizuar nga aktinomicetet hife, të cilat mund

të formojnë micel ajror që sjell spore hidrofobike të shpërndara nga ajri, uji dhe

mikroatropodët. Disa grupe si aktinoplanet janë adaptuar nga uji dhe ndërmjet tij ato

shpërndajnë dhe prodhojnë zoospore brenda sporangit të tharë e rezistent.

Aktinomicete janë gjetur edhe në shumë mjedise ujore. Ato janë izoluar së bashku në

det (Okami, 1978; Weyland, 1981; Jensen et al., 1991; Bruns et al., 2003) dhe në

sistemet e ujërave të ëmbla ((Willoughby, 1969; Rowbotham , 1977; Niemi et al.,

1982; Jiang, 1996; Terkina et al., 2002; Klausen et al., 2004b), si dhe në kënetat e

kripura. (Hunter et al., 1981). Në sistemet e ujërave të ëmbla, prodhimi i aromave të

aktinomicete është gjetur në bashkëpunim me cianobakteret (Sugiura et al., 1994), me

bimët ujore (Raschke et al, 1975;. Zaitlin et al, 2003a.), dhe me vijëzat e guackave të


19


midhjeve (Lange , 1997a;. Zaitlin et al, 2003a). Shumë aktinomicete janë të afta të

formojnë spore, të cilat mund t’u mbijetojnë kushteve të pafavorshme (p.sh kripësisë)

(Weyland, 1969) dhe të luajnë një rol të rëndësishëm në shpërndarjen e tyre të gjerë

nga era dhe sedimentet notuese (Lloyd, 1969; Goodfellow, 1983).

1.12. Ndotja kundrejt karakteristikave të pusit

Shumica e burimeve të nitrateve është në afërsi të sipërfaqes së tokës, e ku akuiferet e

cekët janë më të prirur për tu ndotur sesa akuiferet e thellë (Madison & Brunett,

1985). Por akuiferet e mbyllur janë më pak të rrezikuar nga ndotjet sipërfaqësore se

akuiferet e pambyllura (IEN, 1992). Brenda një akuiferi, përqendrimet e ndotësve janë

përgjithësisht më të lart në drejtim të majës së akuiferit (Spalding & Exner, 1993).

Cektësia e pusit mund të jetë rrezikshmëri për ndotjen (Hallberg, 1989;. Powell et al,

1990) dhe ky ndryshim mund të jetë për shkak të karakteristikave të akuiferit të

pambyllur kundrejt akuferit të mbyllur (Bruggeman et al., 1995) ose kalimit nga

materialet e hedhura në shtresat shkëmbore (Baker et al., 1994). Puset e ndërtuara në

mënyrë të papërshtatshme si dhe pikat e burimeve të ndotjes janë gjetur se, janë

faktorë kryesorë degradimi në lidhje me cilësinë e ujit (Gosselin et al, 1997;.

Reichenberger, 1990). Puset e shpuara me sondë me diametër të ngusht zakonisht

kanë rrezik të ulët ndotje (Conboy & Goss, 2000). Burimet janë më të prirur të ndoten

më shpejt se puset e shpuara, sepse burimet janë të cekët dhe më të ndjeshëm ndaj

ndotjes sipërfaqësore (Snyder et al., 1995). Përveç kësaj, puset e gërmuara me dorë

me thellësi nga 3-15 metra janë më të prirur për tu ndotur se puset e shpuara me sondë

(Baker et al., 1994). Puset e shpuara me sondë me diametër të ngusht janë gjithashtu

më të sigurtë se puset e shpuara por me diametër më të gjërë (Whitsell & Hutchinson,

1973). Puset e vjetër, të cekët, të ndërtuar keq e që ndodhen në afërsi të burimeve të

nitrateve janë më të ndjeshëm ndaj ndotjes (Fedkiw, 1991). Puset e shpuar thellë dhe

cekët, mund të jenë të ndjeshme ndaj ndotjes në mjediset e varfëra. Rrezik të lartë për

puset janë, gërmimet ose vrimat me një mesatare prej 29 vjetësh më të vjetër se puset

që kanë rrezik të ulët ndotjeje (Conboy & Goss, 2000). Në përgjithësi, puset e

vendndosura keq dhe puset e ndërtuara keq rrisin ndjeshmërinë për tu ndotur (Fedkiw,

1991).

1.13. Nitratet kundrejt karakteristikatve të puseve, burimeve të

ndotjes,vendndodhjes, dendësis banimit dhe kohës

Në përgjithësi marrëdhënie të anasjelltë vërehet ndërmjet përqëndrimit të nitrateve

dhe thellësisë (Hallberg, 1989; Clawges & Vowinkel, 1996;. Glanville et al, 1997).

Kjo marrëdhënie është funksion i kohës dhe ritmit. Një trend i ngjashëm gjithashtu

është vërejtur midis thellësisë dhe ndotësve të tjerë me origjinë sipërfaqësore

(Hallberg, 1989). Edhe pse Glanville et al. (1997) gjeti një korrelacion të fortë midis

nitrateve dhe thellësisë, Baker et al., (1994) gjeti se thellësia e pusit nuk duket se

ndikon në ndotjen me nitrate. Thellësia e pusit, mosha e tij, pH i ujit, dhe temperatura

janë të gjithë faktorë të gjetur të lidhur me zbulimin e nitrateve (Bruggeman et al.,

1995). Puset e vjetra dhe të cekëta kanë tendencë të kenë më shumë probleme me

nitratet (Baker et al, 1994; Richards et al,1996). Eshtë gjetur se mosha ka një ndikim

në ndotjen me nitrate, ndërsa lloji i pusit nuk është gjetur se ka ndikim te nitratet

(Glanville et al., 1997). Thellësia e vogël, ndërtimi i keq i pusit, dhe vendosja e

papërshtashme lidhen me nivelet e larta të nitrateve (Fedkiw, 1991; Spalding &

Exner, 1993). Shumica e rasteve të ndotjes me nitrate ndodh për shkak të aktiviteteve

pranë pusit apo të ndërtimit të keq të tij (Fawcett & Lym, 1992). Ashtu si ndërtimi,


20


dhe vendndodhja ndikojnë në përqendrimet e nitrateve (Fawcett & Lym, 1992;

Richards et al, 1996; Baker et al, 1994). Mosha, thellësia, lloji, dhe potenciali i

burimet të ndotjes mund të ndikojnë në ndotjen me nitrate (Richards et al, 1996). Në

Ohajo, u gjetë se mosha e pusit dhe thellësia ndikojnë në nivelet e nitrateve më shumë

se afërsia me burimet me nitrate (Fedkiw, 1991). Ka shumë faktorë që ndikojnë në

përqendrimin e nitrateve, duke përfshirë, thellësinë, vendndodhjen dhe kohën të cilët

ndërveprojnë me njëra-tjetrën (Hallberg, 1989). Burimet potenciale të ndotjes, në disa

studime, japin të dhëna të palogjikshme të nivele të nitrateve (Glanville et al, 1997;

Richards et al., 1996). Rritja e niveleve të nitrateve në ujë të cekët, ku kullimi

zakonisht është në proporcion të drejtpërdrejtë me sasinë e plehut azotit të aplikuar.

Përqendrimet inorganike të azotit janë gjetur se kanë lidhje direkte me sasinë e ujitjes

së agrikulturës. Azotit inorganik është kryesisht nitrat azoti (Hallberg, 1989). Zonat

me marketing bujqësor të lartë kanë treguar se kanë nivel nitratesh më të madh se 10

mg/l sesa zonat e tjera. Në Uashington, është gjetur një korrelacion midis dendësisë së

nitrateve dhe dendësisë së banimit (Fedkiw, 1991). Banuesit urban dhe zonat

bujqësore kanë përqëndrime më të larta nitratesh se zonat e pazhvilluara për shkak të

veprimtarive njerëzore (Clawges & Vowinkel, 1996). Ndotja me nitrate mund të

shkaktohet nga burime të pa përcaktuara të ndotjeve (Fawcett & Lym, 1992). Tokat,

gjeologjia, dhe përdorimi i tokës mund të shpjegojnë modelet e ndotjes me nitrate në

një fushë të caktuar (Baker et al., 1994). Ndotja me nitrate ndryshon shumë midis

rajoneve (Richards et al, 1996).

1.14. Koliformet kundrejt karakteristikave të puseve

Ka patur një numër studimesh që kërkonin se cilët parametra influencojnë dhe çfarë

faktorësh ndikojnë në ndotjen bakteriale, ndonëse nuk është arritur konsensus.

Marrëdhënia mes thellësisë dhe densitetit të koliformeve u gjet, në një rast, që është i

pa rëndësishëm. Megjithatë, u tregua se frekuenca dhe numri i koliformeve ishte më i

madh në puset e cekët. Arsyeja për këtë diferencë është shpjeguar ndoshta nga

rrjedhimi preferencial. U gjet gjithashtu se nuk ka korrelacion të dukshëm që ekziston

midis moshës dhe nivelit të koliformeve (Glanville et al., 1997). Një tjetër studim ka

gjetur se thellësia e pusit nuk është një faktor në rritjen e niveleve të baktereve

koliforme në puse por ndërtimi në vend të papërshtatshëm (Tuthil et al., 1998). Në një

rast tjetër, tipi i pusit, thellësia dhe grupi hidrologjik i tokës janë gjetur se janë të

rëndësishëm në përcaktimin e ndotjes bakteriale (Conboy & Goss, 2000). Në anën

tjetër, një studim ka treguar se mosha e pusit, thellësia, pamja apo ndërtimi nuk kanë

korrelacion të dukshëm në ndotjen bakteriale (VDH, 1983).

1.15. Ndërveprimet midis karakteristikave të puseve

Ka disa ndërveprime dhe korrelacion midis, thellësisë, moshës dhe llojit së bashku me

karakteristikat e ndërtimit të pusit. Shpesh mosha është konsideruar një variablël i

vetëm, por më shumë kjo përfshin karakteristikat e ndërtimit dhe gjendjen e pusit.

Kurrë puset nuk priren të jenë më të thella (Glanville et al., 1997). Puset e gërmuara

priren të jenë të cekët dhe të vjetër (Baker et al., 1994). Puset e shpuara me gjerësi

deri 90 cm zakonisht janë më pak se 22 metër të thellë dhe për shkak të kësaj thellësie

të cekët mund të ndoten më me lehtësi nga aktivitetet sipërfaqësore (Weigman, 1990).

Këto puse ndonjëherë janë më të preferuar, sepse ata janë më pak të kushtueshëm se

puse e shpuara me sonda të thella, kryesisht për shkak të thellësisë së tyre të cekët

(VDH, 1983). Shumë puse të ndërtuara në mënyrë të papërshtatshme dhe në vënde të

varfëra janë të vjetra (Spalding, 1993). Puset e vjetra nuk janë të përshtatshëm për tu


21


izoluar dhe kështu lejojnë ujërat sipërfaqësore të hyjnë drejtpërdrejtë dhe të ndotin

ujin e pusit (VDH, 1983).

KAPITULLI II: Materiali dhe metoda

22


KAPITULLI II

2. MATERIALI DHE METODAT

2.1. Vendmarrja e mostrave të ujit për monitorim

Për zgjedhjen e puseve u bazuam në një skemë e cila përfshin puset e testuara për herë

të parë në Mars të vitit 2008 për treguesit mikrobiologjik, si dhe puse të tjerë duke e

zgjeruar sipërfaqen e zonës me mendimin që ajo të jetë sa më përfshirëse për sa i

përket shpërhapjes së ndotjes nga shpërthimi i depos së municioneve. Zona e zgjedhur

në këtë studim përfshin një distancë që varion nga 100 deri në 2000 metër nga

epiqendra e shpërthimit të depos së municioneve në vitin 2008. Për të parë ndikimin e

ndotjeve në mjedis janë marrë mostra uji dhe mostra dheu afër secilit pus. Kjo zonë e

zgjedhur nga ne është luginë që rrethohet nga kodra. Në këtë zonë rrjedh dhe një

përrua me prurje shumë të vogla gjatë stinës së verës por prurjet shtohen gjatë

periudhës vjeshtë-dimër-pranverë dhe sidomos kur ka reshje të shumta shiu. Puset e

përzgjedhura në këtë studim janë puse të ndërtuara privatisht nga banorët dhe nuk

janë nën mbykëqyrjen e autoritetit të ujësjellës-kanalizimeve apo Institutit të

Shëndetit Publik. 88% e puseve janë të ndërtuara në mënyrë artizane me thellësi 5-7

metra e gjerësi 80 deri 90 cm, ndërsa 12 % e puseve janë puse të shpuara me sondë ku

thellësia e tyre varion nga 40 deri 70 metra me diametër 10 cm. Nga 30 puse të

analizuara në këtë studim vetëm 6 puse janë ndërtuar pas viti 2008. Puset e ndërtuara

para vitit 2008 janë puse të gërmuara dhe të ndërtuara me gurë nga brenda, ndërsa

puset pas vitit 2008 janë puse të gërmuara ku janë montuara tuba betoni me diametër

80-90 cm. Në asnjë pus nuk përdoret ndonjë metodë trajtimi për largimin e ndotësve

nga uji. Në ditët me reshje shiu sidomos gjatë periudhës vjeshtë-dimër, në disa puse

vërehej turbullim i ujit, mbeturina mekanike dhe aromë jo e këndshme e tij. Nga

bisedat me banorët e kësaj zone rezulton se disa familje e përdorin ujin e puseve edhe

për pirje pa patur informacion mbi cilësinë e tij. Konsumimi i ujit të puseve vinte nga

fakti pasi uji i rrjetit nga i cili furnizoheshin thuajse në të gjithë periudhën shoqërohej

nga aromë e shije jo e këndshme, njëkohësisht krijonte një shtresë të bardhë në enët e

qelqit, kur lihej për një kohë të shkurtër. Në figurën 2.1 jepet zona e marë në studim,

vija e kuqe tregon zonën ku ka ndodhur shpërthimi i depos së municionit, ndërsa vija

blu zona ku janë marrë mostrat e ujit për analizë. Synimi ynë ka qenë përfshirja e të

gjithë puseve në zonën e zgjedhur për studim, por kemi patur mbi 6 raste kur nuk na

është lejuar marrja e ujit pavarësisht se posedohej pus nga familja.


23


Figura 2.1. Pamje nga zona e mare në studim, me vijë blu zona e monitoruar, me vijë të kuqe zona e

shpërthimit

2.2. Plani i monitorimit

Objektivi i monitorimit të cilësisë së ujit të puseve është nxjerrja e një informacioni

sasior në lidhje me karakteristikat fiziko-kimike, kimike dhe mikrobiologjike të ujit të

puseve nëpërmjetë analizave dhe përpunimit statistikor, si dhe ndikimi i shpërthimit të

municioneve në ndotjen mikrobike të ujit. Ky objektiv studimor përfshiu zonën pas

incidentit shpërthyes të deposë së demontimit të mucioneve në Mars të vitit 2008.

Plani i monitorimit përfshiu përcaktimin e:

Parametrave që u matën;

Metodave dhe paisjet e kampionimit;

Frekuencën e monitorimit;

Metodave analitike të përcaktimit;

Ruajtjen e të dhënave dhe përdorimin e informacionit, duke përfshirë të dhënat

e analizave si dhe raportimin.


24


2.3. Marrja e mostrave dhe transporti në laborator

Për marrjen dhe trajtimin e mostrave të ujit të puseve është vepruar sipas procedurës

së marjes së mostrave ujore në përputhje me metodat standarde për ekzaminimin e

ujit, ujit të shkarimeve (APHA, 1998, 1995), dhe ekzaminimit të ujit për kontrollin e

ndotjes dhe direktivave për cilësin e ujit të pijshëm (WHO, 1982, 1996). Në çdo pus

është plotësuar një skedë e posaçme me të dhëna të përgjithshme dhe me disa të dhëna

të matura drejtpërdrejt. Sasia e mostrës është përcaktuar nga kërkesa e laboratorit në

varësi të analizave që do të kryhen. Janë marrë dy mostra paralele për çdo pus. Njëra

mostër është marrë për përcaktimin e parametrave kimik dhe mostra tjetër është marrë

për përcaktimin e parametrave mikrobiologjik. Nxjerrja e ujit është realizuar nga

pompat zhytëse të cilat ishin të instaluara, sidomos në puset e shpuara me sondë dhe

në rastet kur ka munguar pompa, mostrat e ujit janë marrë duke lëshuar në pus një enë

plastike të sterilizuar dhe më pas nga kjo enë është marë mostra përfaqësuese. Në

rastet kur uji është marrë nga pompa e instaluar në pus, uji është lënë të rrjedh për

pesë minuta, pastaj është mbushur shishja me ujë dhe në këtë moment është

konsideruar mostër për analizë. Mostrat për analizimin e treguesve kimikë janë marrë

në shishe PET sipas metodës së konservimit të mostrave për analizat kimike të

nitrateve dhe amoniakut të përshtatshme për përbërjet kimike të forta (Çullaj, 2005).

Mostrat për analizimin e treguesve mikrobiologjik janë marrë në shishe qelqi të

sterilizuara më parë në autoklavë në temperaturë 121°C për 20 minuta (Borrell

Fontelles & Winkler, 2006). Shishet e sterilizuara kanë qenë të mbështjella me letër

filmi të parafinuar. Fillimisht është bërë dezinfektimi i tubit me alkool në vendin ku

del uji, pastaj shishja nuk është mbushur plot, por është lënë një hapësirë pa u

mbushur rreth 2.5 cm në mënyrë që të bëhej përzierja përpara ekzaminimit. Mbyllja e

shishes është bërë me kujdes pa e prekur tapën dhe grykën e shishes, duke shmangur

ndotjet e mundshme gjatë mbushjes e marrjes së mostrës. Mostrat në momentin e

marrjes u vendosën në termoboks dhe u transportuan brenda 3 orëve në laborator. Kjo

mënyrë transporti inhibon shumimin e baktereve. Mostrat janë analizuar po atë ditë që

janë marrë (Figueras & Borrego, 2000). Theksojmë se koha e analizimit të mostrave

edhe për treguesit kimik nuk ka kaluar 6 orë nga momenti i marrjes së tyre.

2.4. Frekuenca e marjes mostrave

Mbajtja e protokollit për herë të parë për cilësinë e ujit të puseve ka filluar që në Mars

të vitit 2008 dhe ka vazhduar më tej, por intensiteti më i madh për studimin tonë është

periudha gusht 2011 - korrik 2012. Frekuenca e marrjes së mostrave u krye 1 herë në

muaj për 12 muaj rrjesht. Qëllimi i kësaj frekuence ishte njohja me gjendjen e puseve

në studim dhe monitorimin direkt në terren për treguesit që janë analizuar. Sasia totale

e mostrave të analizuara për këtë studim është 360, ku secila është testuar për nëntë

tregues dhe çdo tregues është matur tre herë.

2.5. Reagentët dhe pajisjet e përdorura

Të gjithë reagentët kimikë dhe terrenet për analizat mikrobiologjike të përdoruara

kanë qenë reagentë AR të marra nga prodhues të ndryshëm si Sigma Aldrich,

Himedia, dhe Sifin. Pajisjet që janë përdorur janë HPTLC camag, spectrofotometer

UV-Vis LI-295 dhe multimeter MM40+.

2.6. Metodat analitike të përcaktimit

Shumë përcaktime kimike të ujërave sot bëhen drejtpërdrejt në terren si parametrat

fiziko-kimike, ngjyra, era dhe shija. Vlerësimi për cilësinë e ujit është bërë në

përputhje me standardin Shqiptar STASH 3904:1988 dhe rekomandimet e EPAs.


25


Analizat për treguesit e ndotjes mikrobiologjike janë kryer në Laborator, duke zbatuar

me korrektësi sterilitetin e terreneve mbjellëse, mjeteve dhe ambjenteve të punës për

të eleminuar në maksimum ndikimin e ndotjeve të mundshme në mostrat e analizuara,

si dhe duke përdorur detergjentë antibakterial për tavolinën e punës, sterilizim në

autoklavë për tubat, pjatat e petrit, si dhe sterilizim me llampë ultraviolet. Për

vlerësimin e densitetit të mikroorganizmave Escherichia coli dhe Streptoccoccus

faecal është përdorur metoda me MPN me kufi besimi 95%.

2.6.1. Analizimi i treguesve kimik

Në këtë studim matja e pH, Temperatura, Përcjellshmëria dhe TDS-ja janë kryer me

saktësi drejtpërdrejt nga ana jonë në momentin e marrjes së mostrës për analizë, me

paisjen portative multimeter MM40+. Analizat e lëndëve të padëshiruara, nitrate,

amoniak janë kryer në Laborator me metodën e Spektrofotometrisë UV-VIS, duke

përdorur metodat standarde të rekomanduara për analizimin e ujit të pijshëm. Lëndët

plasëse, 2,4,6 trinitrotoluoli u mat me metodën e kromatogafisë në shtresë të hollë

(HPTLC).

2.6.2. Përcaktimi i Escherichia coli

Përcaktimi i Escherichia coli u bë me metodën e tubave të shumëfishtë (EPA, 1986).

Terreni i përdorur është Lactose pepton broth . Inkubimi është bërë në termostat në

temperaturë 36 0C ± 1

0 C për 44 orë. Pas 44 orëve u bë verifikimi i tubave. Në tubat

ku vërehej prania e flluskave të gazit u hodh indol, ndryshimi i ngjyrës tregon për

praninë e E.Coli dhe e kundërta tregon mungesën e këtij mikroorganizmi.

Figura 2.1. Tuba ku testohet E.coli


26


Figura 2.2. Reaksioni tipik për praninë e koliformeve Figura 2.3. Reaksioni tipik me indol për

E. Coli

2.6.3. Përcaktimi i Streptococcus faecalis

Metoda e përdorur për përcaktimin e S. faecalis është ajo tubave të shumëfishtë

(MPN). Terreni i përdorur është Bromocresol-purple Azide Broth. Edhe në këtë

rast, inkubimi është bërë në termostat në temperaturë 36 0C ± 1

0 C për 24-48 orë. Pas

48 orëve u verifikuan tubat. Në tubat ku vërehej ndryshimi i ngjyrës së terrenit nga

ngjyrë vjollcë në ngjyrë të verdhë tregon për praninë e Streptococcus faecalis.

Figura 2.4. Tuba ku testohet prania e S.faecalis


27


Figura 2.5. Reaksioni i pranisë së S.faecalis

2.6.4. Përcaktimi i Aktinomiceteve

Për praninë e aktinomiceteve u përdor terreni Aktinomycete Isolation Agar, ky

terren përdoret për izolimin dhe shumimin e aktinomiceteve nga toka dhe uji. Metoda

e përdorur është mbjellje me mbulim, sasia e mostrës së mbjellë është 1 ml ujë. Pjatat

e petrit janë inkubuar në termostat me temperaturë 35-37 °C për 40-72 orë. Pas kësaj

procedure është parë reagimi i terrenit. Ekzistenca e kolonive me ngjyrë të

shndritshme tregon për praninë e aktinomiceteve. Në këtë terren rriten këto specie,

Nocardia asteroides, Subsp Streptomyces Albus dhe Streptomyces lavendulae, ndërsa

pengohet rritja e Escherichia coli. Nuk kemi bërë identifikim të specieve por janë

numëruar kolonit që janë rritur në këtë terren.

Figura 2.6. Koloni aktinomicetesh në pjata petri


28


Figura 2.7. Fotografi e aktinomiceteve me mikroskop elektronik

2.7. Llogaritjet dhe përpunimi i të dhënave

Përpunimi i të dhënave analitike është bërë me programe matematikore Exel, duke

nxjerrë parametrat statistikore për provat e analizuara, shpërndarjet e tyre, histogramat

përkatëse, grafikët etj. Në interpretimin e vlerave janë përdorur treguesit statistikorë si

mesatarja, deviacioni standard, kufitë e besimit ± mesataren.

KAPITULLI III: Rezultate dhe diskutime

29


KAPITULLI III

REZULTATE DHE DISKUTIME

3.1. Interpretimi i rezultateve të analizave

Në këtë kapitull paraqiten rezultatet dhe interpretimet e 360 mostrave të analizuara

për 9 parametra, të marra në 30 puse të testuara për 12 muaj rrjesht nga gushti i vitit

2011 deri korrik 2012, si dhe rezultatet e 20 mostrave të analizuara në vitin 2008.

Puset kodohen me numra arabikë nga 1 deri 30. Në tabelat 3.2 deri 3.9 jepen rezultatet

e analizave për të gjithë parametrat fiziko-kimik, lëndët e padëshiruara dhe treguesit

mikrobiologjik. Këtu saktësohen treguesit e matur, vlerat minimale dhe maksimale,

deviacioni standard dhe kufitë e besimit ± mesataren. Sipas këtyre të dhënave janë

ndërtuar edhe grafikët e monitorimit të parametrave (Figura 3.1 deri në figura 3.30) që

shprehin mesataret e vlerave për çdo tremujor për treguesit fiziko-kimike dhe ecurinë

e tyre gjatë muajve të monitorimit për të gjithë puset e marra në studim për treguesit

mikrobiologjik. Gjithashtu pasqyrohen dhe vlerat minimale dhe maksimale të

parametrave të matur për treguesit fiziko-kimik pH, temperaturë, përcjellshmëri, TDS,

lëndët e padëshiruara nitrate e amoniak. Treguesit mikrobiologjik janë pasqyruar në

grafikë për prezencën e tyre, gjithashtu është llogaritur minimumi dhe maksimumi i

tyre si dhe mesatarja gjatë gjithë kohës së monitorimit. Vlerësimi i cilësisë së ujit të

puseve dhe krahasimi i vlerave të parametrave të matur janë krahasuar me Standardin

STASH 3904:1988 dhe rekomandimet e EPAs. Krahasimet janë bërë sipas normat e

lejuara dhe vlerave maksimale të pranueshme. Rezultatet e analizave janë ruajtur

(krijimi i një baze të dhënash), përpunuar, interpretuar dhe paraqitur duke i ndarë në

tregues fiziko-kimik, lëndë të padëshiruara dhe tregues mikrobiologjik.

3.2. Parametrat e analizuar

Gjatë këtij studimi për ujin e puseve u testuan parametrat fiziko-kimikë, (lëndët e

padëshiruara) dhe ato mikrobiologjik që konsiderohen si tregues me rëndësi në cilësin

e ujit të pijshëm sipas standardit kombëtar, rekomandimeve të EPAs dhe Direktivave

të Komisionit të Bashkimit Evropian. Parametrat u klasifikuan në parametra fiziko-

kimike, lëndë të padëshiruara dhe parametrat mikrobiologjik. Në tabelën 3.1 jepen

parametrat që u analizuan dhe u monitoruan me njësitë matëse të tyre, numrin e

përgjithshëm të provave për çdo parametër.

3.3. Treguesit fiziko-kimik

Treguesit fiziko-kimik që u analizuan janë pH-i, temperatura, TDS dhe

përcjellshmëria. Mbi këto vlera pasqyrohen dhe grafikët e figurave 3.2 deri 3.21 ku

jepen ecuritë e parametrave fiziko-kimike të monitoruar në ujin e puseve sipas çdo tre

mujori. Në grafikë pasqyrohen dhe vlerat minimale dhe maksimale e parametrave të

matur si dhe vlera mesatare e krahasuar me normën e lejuar apo dhe vlerën maksimale

të pranueshme.


30


Tabela 3.1. Parametrat e analizuar

Nr Parametrat Njësia Nr

mostrave

Parametrat fiziko-kimike

1 Temperatura 0C 360

2 pH pH 360

3 Përcjellshmëria elektrike µS/cm 360

4 TDS (lëndët e përgjithshme të tretura) mg/l 360

Lëndët e padëshiruara

5 NO3-

mg/l 360

6 NH4+

mg/l 360

Parametrat mikrobiologjik

7 Escherichia coli Cfu/100ml 360

8 Streptococcus faecalis Cfu/100ml 360

9 Aktinomicetet Cfu/ml 360

10 TNT (2,4,6-trinitrotoluoli në mostra toke) µg/kg 30

3.3.1. pH

Siç dihet pH është një faktor i rëndësishëm në shijen dhe përshtatshmërinë e ujit për

qëllime të ndryshme, si dhe në vetitë gërryese të tij. Shkalla e lartë e pH shfaq

produktivitetin e ujit (Khan, 1985). Në tabelën 3.2 janë paraqitur përshkrimet

statistikore të vlerave të pH. Mesatarja 3 mujore e vlerave të pH për secilin pus

paraqitet në grafikun (Figura 3.1 deri në Figura 3.4), ndërsa në grafikun (Figura 3.5)

pasqyrohen vlerat minimale dhe maksimale gjatë gjithë kohës së monitorimit për

puset. Vlerate pH-it luhaten nga 6.5 deri 7.94; vlerat mesatare luhaten në kufijtë 6.7

deri 7.13 të cilat e kategorizojnë ujin e tyre lehtësisht bazik. Vlera e intervalit të

kufirit të besimit janë 6.971 deri 6.973. Vlera mesatare e pH për të gjithë puset është

6.97. Vlerat më të ulta janë regjistruar në puset 2, 13, 17, 21 dhe 26 që është 6.5 dhe

vlera më e lartë është regjistruar në pusin 25 që është 6.94.


31


Tabela. 3.2. Përshkrimi statistikor i vlerave të pH

Puset Mestarja Dev. Stan Min Maks Kb - Kb+ Mak.lejuar

1 6,964 0,1889 6,65 7,33 6,857262 7,071071 9,5

2 6,788 0,2025 6,5 7,23 6,673771 6,902896 9,5

3 7,038 0,2119 6,69 7,33 6,917593 7,157407 9,5

4 7,043 0,1614 6,78 7,33 6,952026 7,134641 9,5

5 6,961 0,1871 6,58 7,18 6,854969 7,066698 9,5

6 6,912 0,2822 6,52 7,23 6,752019 7,071315 9,5

7 7,016 0,2567 6,58 7,33 6,870567 7,1611 9,5

8 7,033 0,178 6,78 7,33 6,931801 7,133199 9,5

9 7,034 0,2209 6,58 7,37 6,909166 7,159167 9,5

10 6,966 0,1891 6,58 7,18 6,85882 7,072846 9,5

11 7,074 0,239 6,75 7,54 6,938965 7,209368 9,5

12 6,858 0,253 6,27 7,18 6,715158 7,001509 9,5

13 6,528 0,2888 6,06 6,89 6,364902 6,691765 9,5

14 7,072 0,3284 6,45 7,66 6,885868 7,257465 9,5

15 7,138 0,1829 6,9 7,53 7,034821 7,241845 9,5

16 7,075 0,2328 6,85 7,7 6,943287 7,206713 9,5

17 6,859 0,3407 6,06 7,23 6,666424 7,051909 9,5

18 7,073 0,3129 6,54 7,63 6,896269 7,250398 9,5

19 7,078 0,3391 6,65 7,77 6,885625 7,269375 9,5

20 7,052 0,2207 6,72 7,51 6,926774 7,17656 9,5

21 6,942 0,297 6,5 7,31 6,773617 7,109716 9,5

22 6,953 0,2407 6,54 7,31 6,81717 7,089497 9,5

23 6,941 0,2116 6,58 7,23 6,821137 7,06053 9,5

24 6,998 0,3461 6,58 7,82 6,801676 7,193324 9,5

25 7,028 0,3768 6,58 7,94 6,814315 7,240685 9,5

26 6,955 0,2947 6,5 7,36 6,788243 7,121757 9,5

27 6,919 0,2845 6,57 7,4 6,758182 7,080151 9,5

28 6,898 0,239 6,58 7,3 6,762263 7,032737 9,5

29 6,901 0,2288 6,58 7,23 6,771372 7,030294 9,5

30 7,058 0,2951 6,6 7,7 6,891379 7,225288 9,5


32


Figura 3.1. Mesatarja e vlerave të pH për tre mujorin e I

Figura 3.2. Mesatarja e vlerave të pH për tre mujorin e II

6,5

6,6

6,7

6,8

6,9

7

7,1

7,2

7,3

7,4

7,5

7,6

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mesatarja 3- mujori I

6,4

6,5

6,6

6,7

6,8

6,9

7

7,1

7,2

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mesatarja 3- mujori II


33


Figura 3.3. Mesatarja e vlerave të pH për tre mujorin e III

Figura 3.4. Mesatarja e vlerave të pH për tre mujorin e IV

6,2

6,3

6,4

6,5

6,6

6,7

6,8

6,9

7

7,1

7,2

7,3

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mesatarja 3- mujori III

6,3

6,4

6,5

6,6

6,7

6,8

6,9

7

7,1

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mesatarja 3- mujori IV


34


Grafiku 3.5. Vlera mesatare minimale dhe maksimale e pH

0 1 2 3 4 5 6 7 8

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

Max Min


35


3.2.2. TEMPERATURA

Në tabelën 3.3 pasqyrohet përshkrimi statistikor i vlerave të temperaturës për secilin

pus. Mesatarja e vlerave të temperaturës për çdo tre mujor paraqitet në grafikun

(Figura 3.6 deri në Figura 3.9), ndërsa në grafikun (Figura 3.10) pasqyrohen vlerat

minimale dhe maksimale gjatë gjithë kohës së monitorimit të cilat variojnë nga 12 0C

në pusin 30 deri në 20.1 0C në puset 5, 6, 7 dhe 9. Variacioni i temperaturës së ujit

mendohet se ka të bëj me cektësinë e puseve. Kjo është konfirmuar pasi ujërat

nëntokësore kanë temperaturë sezonale shumë konstante, ndërsa temperatura në puset

e thellë ndryshon me vetëm 2 °C deri 3 °C, luhatje të mëdha ndodhin në burimet e

cekëta (Van Everding, 1978).

Tabela. 3.3. Përshkrimi statistikor i vlerave të temperaturës

Puset Mestarja Dev. Stan Min Maks Kb - Kb+ Nor.lejuar

1 17,55 0,582315 16,4 18,4 17,22052 17,87948 25

2 18,033333 0,508712 17,1 18,9 17,7455 18,32116 25

3 18,466667 0,770281 17,2 19,5 18,03084 18,90249 25

4 18,791667 0,579119 18,1 20 18,464 19,11933 25

5 18,658333 0,82292 18 20,1 18,19272 19,12394 25

6 19,408333 0,586915 18,6 20,1 19,07625 19,74041 25

7 18,533333 1,078158 17 20,1 17,92331 19,14336 25

8 18,275 0,723784 17,1 19,3 17,86548 18,68452 25

9 19,341667 0,323218 18,9 20,1 19,15879 19,52454 25

10 17,35 0,828471 16,2 18,9 16,88125 17,81875 25

11 18,483333 0,417424 18 19,3 18,24715 18,71951 25

12 17,358333 0,551788 16,5 18,1 17,04613 17,67054 25

13 17,033333 0,506922 16,1 17,8 16,74652 17,32015 25

14 15,758333 0,791384 15 16,9 15,31057 16,2061 25

15 15,783333 0,800946 14,8 16,9 15,33016 16,23651 25

16 15,691667 0,488892 15,1 16,6 15,41505 15,96828 25

17 16,308333 0,323218 16 16,8 16,12546 16,49121 25

18 14,416667 0,482104 13,8 15,2 14,14389 14,68944 25

19 16,091667 0,571216 15,3 16,9 15,76847 16,41486 25

20 15,241667 0,508935 14,5 16,1 14,95371 15,52962 25

21 15,291667 0,71409 14,3 16,4 14,88763 15,6957 25

22 14,175 0,700811 13,2 15,2 13,77848 14,57152 25

23 16,158333 0,627344 15,2 16,9 15,80338 16,51329 25

24 13,433333 0,33665 13 14 13,24286 13,62381 25

25 14,383333 0,483986 13,7 15 14,10949 14,65717 25

26 14,3 0,520489 13,8 15,1 14,00551 14,59449 25

27 13,641667 0,287492 13,1 14 13,479 13,80433 25

28 14,566667 0,60952 13,7 15,4 14,2218 14,91154 25

29 16,291667 0,824024 15 17,2 15,82543 16,7579 25

30 13,241667 0,888777 12 14,2 12,73879 13,74454 25


36


Figura 3.6. Mesatarja e vlerave të temperaturës për tre mujorin e I

Figura 3.7. Mesatarja e vlerave të temperaturës për tre mujorin e II

0

5

10

15

20

25

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



37


Figura 3.8. Mesatarja e vlerave të temperaturës për tre mujorin e III

Figura 3.9. Mesatarja e vlerave të temperaturës për tre mujorin e IV

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



38


Figura 3.10. Vlerat mesatare minimale dhe maksimale të temperaturës

0 5 10 15 20 25

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

Max

Min


39


3.2.3. TDS

Në tabelën 3.4 pasqyrohen vlerat statistikore të TDS në mg/l të llogaritura për secilin

pus, ku përfshihet mesatarja, deviacioni standard, minimumi e maksimumi si dhe

kufitë e besimit. Mesatarja e vlerave të TDS për çdo tre mujor paraqitet në grafikët

(Figura 3.11 deri në 3.14), ndërsa në grafikun (Figura 3.15) paraqiten vlerat minimale

dhe maksimale për gjithë puset. Vlerat e TDS për të gjithë matjet variojnë nga 91

mg/l në pusin 29 deri 650 mg/l në pusin 16. Kufitë e besimit të TDS janë 286.8 mg/l

deri 318.07 mg/l.

Tabela. 3.4. Përshkrimi statistikor i vlerave të TDS


1 497,25 35,2 450 560 477,3361 517,1639 500

2 548,92 28,2 514 600 532,9635 564,8698 500

3 541,5 30,04 496 584 524,5011 558,4989 500

4 229,42 38,89 173 287 207,4125 251,4209 500

5 198,17 10,78 178 215 192,0688 204,2645 500

6 297,33 42,06 235 359 273,5374 321,1293 500

7 497,33 38,53 430 548 475,5326 519,1341 500

8 222,67 45,98 160 308 196,6483 248,685 500

9 209,17 28,88 170 260 192,8253 225,508 500

10 224 15,75 185 239 215,0865 232,9135 500

11 283,83 31,63 243 341 265,9397 301,727 500

12 188,58 34,34 145 250 169,1542 208,0125 500

13 207,92 14,37 190 230 199,7871 216,0463 500

14 266,42 49,01 215 360 238,6892 294,1441 500

15 307,92 22,85 280 349 294,9885 320,8448 500

16 562,5 35,3 529 650 542,5271 582,4729 500

17 543,83 42,26 499 611 519,9221 567,7446 500

18 590,5 24,28 543 628 576,7641 604,2359 500

19 508,92 29,45 461 561 492,255 525,5783 500

20 196,25 28,12 161 250 180,3413 212,1587 500

21 199,25 17,44 171 220 189,3845 209,1155 500

22 174,42 18,89 145 213 163,7262 185,1071 500

23 155,92 28,45 107 185 139,8182 172,0151 500

24 178,83 25,13 142 223 164,6157 193,0509 500

25 222,83 35,94 163 289 202,499 243,1677 500

26 194,75 23,54 155 231 181,4301 208,0699 500

27 293,83 33,39 237 350 274,9428 312,7239 500

28 261,75 45 199 325 236,2893 287,2107 500

29 114,08 19,21 91 160 103,2147 124,9519 500

30 155,08 13,49 137 185 147,4485 162,7182 500


40


Figura 3.11. Mesatarja e vlerave të TDS për tre mujorin e I

Figura 3.12. Mesatarja e vlerave të TDS për tre mujorin e II

0

100

200

300

400

500

600

700

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

100

200

300

400

500

600

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



41


Figura 3.13. Mesatarja e vlerave të TDS për tre mujorin e III

Figura 3.14. Mesatarja e vlerave të TDS për tre mujorin e IV

0

100

200

300

400

500

600

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

100

200

300

400

500

600

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



42


Figura 3.15. Vlerat mesatare minimale dhe maksimale të TDS

0 100 200 300 400 500 600 700

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

Max

Min


43


3.2.4. PERCJELLSHMERIA

Përcjellshmëria elektrike tregon shumën totale të kripërave të tretura në ujë (Sudhir,

D, 1999). Në tabelën 3.5 jepet përshkrimi statistikor i vlerave të përcjellshmërisë për

ujin e puseve. Mesatarja e vlerave të përcjellshmërisë për secilin tre mujor për të

gjitha puset pasqyrohen në grafikë (Figura 3.16 dhe 3.19), ndërsa në grafikun (Figura

3.20) pasqyrohen vlerat minimale dhe maksimale të puseve. Vlerat e përcjellshmërisë

sipas matjeve variojnë nga 142 μC/cm në pusin 29 deri në 800 μC/cm në pusin 19.

Vlera mesatare e të gjithë puseve është 315.86 mg/l. Kufitë e besimit variojnë nga

302.61 μC/cm deri 329.1 μC/cm. Përcjellshmëria e ujit të puseve paraqitet më e lartë

në muajt e vjeshtës dhe të dimrit, kjo mund të shpjegohet me faktin se uji i puseve

gjatë kësaj periudhe nuk përdoret (konsumohet) dhe ekziston mundësia më e madhe e

depërtimit të ujërave sipërfaqësore në puse gjatë kësaj periudhe.

Tabela. 3.5. Përshkrimi statistikor i vlerave të përcjellshmërisë


1 539,5 29,82 495 590 522,6282 556,3718 500

2 704,83 21,62 684 754 692,5983 717,0684 500

3 259,58 11,79 240 274 252,9128 266,2539 500

4 257,58 40,56 189 301 234,6339 280,5327 500

5 341,5 27,35 301 410 326,0265 356,9735 500

6 235,33 36,29 190 289 214,8017 255,865 500

7 386,08 38,64 324 452 364,2185 407,9482 500

8 253,08 38,86 210 318 231,095 275,0717 500

9 322,83 35,77 277 391 302,5922 343,0744 500

10 262,5 13,54 231 281 254,8384 270,1616 500

11 255,67 31,13 200 300 238,0542 273,2791 500

12 221,18 40,79 164 289 198,098 244,252 500

13 250 32,31 207 283 231,7199 268,2801 500

14 314,17 27,72 265 356 298,4851 329,8482 500

15 263,5 36,66 229 348 242,7566 284,2434 500

16 264,25 25,45 229 310 249,8488 278,6512 500

17 432,33 48,35 384 532 404,979 459,6876 500

18 546,42 37,17 497 600 525,3877 567,4456 500

19 565,42 202,4 295 800 450,9025 679,9309 500

20 259,08 36,03 211 348 238,6966 279,47 500

21 271 15,64 245 291 262,152 279,848 500

22 248,67 25,14 208 286 234,4399 262,8935 500

23 241,33 41,28 174 289 217,9781 264,6886 500

24 261,75 28,77 219 302 245,4742 278,0258 500

25 209,67 41,83 142 278 185,997 233,3363 500

26 254,17 38,79 198 348 232,2216 276,1118 500

27 266,5 29,36 210 300 249,8855 283,1145 500

28 266,67 67,91 175 351 228,2402 305,0931 500

29 244,42 25,8 207 294 229,8201 259,0133 500

30 276,92 16,36 256 312 267,6589 286,1744 500


44


Figura 3.16. Mesatarja e vlerave të përcjellshmërisë për tre mujorin e I

Figura 3.17. Mesatarja e vlerave të përcjellshmërisë për tre mujorin e II

0

100

200

300

400

500

600

700

800

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

100

200

300

400

500

600

700

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



45


Figura 3.18. Mesatarja e vlerave të përcjellshmërisë për tre mujorin e III

Figura 3.19. Mesatarja e vlerave të përcjellshmërisë për tre mujorin e IV

0

100

200

300

400

500

600

700

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

100

200

300

400

500

600

700

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



46


Figura 3.20. Vlerat mesatare minimale dhe maksimale të përcjellshmërisë

0 100 200 300 400 500 600 700 800

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

Max

Min


47


3.4. Lëndët e padëshiruar

Lëndët e padëshiruara që u analizuan në këtë studim janë përmbajtja e nitrateve dhe

amoniakut. Mbi rezultatin e analizave dhe vlerave të marra janë ndërtuar grafikët e

figurave nga 3.21 deri në 3.30 ku jepen mesataret e ecurive për çdo tremujor në ujin e

puseve. Po ashtu në tabela jepen vlerat minimale dhe maksimale, deviacioni standard

për çdo pus si dhe kufitë e besimit për të gjitha matjet.

3.4.1. Nitratet

Përqendrimi statistikor i nitrateve për puset pasqyrohet në tabelën 3.6. Mesatarja e

përqendrimeve të nitrateve për çdo tre mujor paraqitet në grafikë (Figura 3.21 deri në

3.24), ndërsa në grafikun (Figura 3.25) paraqiten përqendrimet minimale dhe

maksimale të nitrateve që variojnë nga 0 mg/l në puset 10, 24 dhe 30 deri në 277.1

mg/l në pusin 15. Mesatarja e të gjitha vlerave të monitoruara është 39. 56 mg/l.

Kufitë e besimit për nitratet variojnë nga 34.54 mg/l deri 44.57 mg/l.

Tabela. 3.6. Përshkrimi statistikor i vlerave të nitrateve


1 62,48 37,785 21,3 124,3 41,10281 83,86053 50

2 13,19 2,9985 9,54 16,4 11,49346 14,88654 50

3 32,24 10,036 17,52 45,12 26,56065 37,91768 50

4 12,32 7,1621 3,25 22,2 8,266181 16,37082 50

5 26,98 24,181 10,3 86,47 13,2957 40,6593 50

6 7,234 4,7337 1 14,38 4,555814 9,912519 50

7 8,732 6,4933 0 19,53 5,05773 12,4056 50

8 9,7 6,3089 3,25 21,3 6,130404 13,2696 50

9 13,97 9,9238 3,12 32,69 8,352565 19,58244 50

10 6,373 2,529 0 10,82 4,941557 7,803443 50

11 70,73 48,746 14,32 121,8 43,15357 98,31476 50

12 39,95 46,875 5,63 171,5 13,4298 66,47353 50

13 47,42 40,87 7,11 108 24,29589 70,54411 50

14 88,06 88,369 6,59 218,8 38,06532 138,064 50

15 81,78 92,579 5,69 277,1 29,40123 134,1644 50

16 34,47 18,077 12,02 60,2 24,24308 44,69859 50

17 99,98 104,75 10,2 271,5 40,71164 159,2472 50

18 56,72 18,958 25,3 82,12 45,99686 67,4498 50

19 89,15 46,821 39 181,1 62,6543 115,6374 50

20 71,58 20,693 45,2 110 59,87406 83,29094 50

21 61,35 51,3 15,6 175,2 32,32404 90,37596 50

22 84,12 28,355 45,2 136 68,07774 100,1639 50

23 24,01 33,264 1,02 90,77 5,187696 42,82897 50

24 3,269 2,0701 0 6,3 2,097623 4,44021 50

25 26,24 12,331 8,63 43,2 19,2639 33,21793 50

26 12,97 5,4526 6,5 23,6 9,882386 16,05261 50

27 5,802 2,1691 1,9 9,1 4,574943 7,029557 50

28 11 3,5816 6,5 19,6 8,971867 13,0248 50

29 70,06 40,67 20,3 163 47,04364 93,06636 50

30 4,764 2,7628 0 9,1 3,200992 6,327342 50


48


Figura 3.21. Mesatarja e vlerave të nitrateve për tre mujorin e I

Figura 3.22. Mesatarja e vlerave të nitrateve për tre mujorin e II

0

20

40

60

80

100

120

140

160

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

20

40

60

80

100

120

140

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



49


Figura 3.23. Mesatarja e vlerave të nitrateve për tre mujorin e III

Figura 3.24. Mesatarja e vlerave të nitrateve për tre mujorin e IV

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



50


Figura 3.25. Përqendrimi mesatar minimal dhe maksimal i nitrateve

0 50 100 150 200 250 300

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

Max

Min


51


3.4.2. Amoniaku

Përqendrimi statistikor i vlerave të amoniakut paraqitet në tabelën 3.7. Mesatarja e

vlerave për përmbajtjen e amoniakut për çdo tremujor në ujin e puseve pasqyrohet në

grafikët (Figura 3.26 deri në Figura 3.29, ndërsa në grafikun (Figura 3.30) pasqyrohen

vlerat minimale dhe maksimale të përqendrimeve të amoniakut në puse. Rezultatet e

matjeve tregojnë se amoniaku është prezent në të gjitha mostrat e ujit përjashto vetëm

dy mostra ku ai mungon. Vlerat e amoniakut variojnë nga 0 mg/l në puset 6, 7, 17 dhe

30 deri në 176.2 mg/l në pusin 2. Kufitë e besimit për amoniakun variojnë nga 2.01

mg/l deri 6.01 mg/l. Vlera mesatare e të gjitha matjeve gjatë këtij monitorimi është

4.01 mg/l vlerë e cila është rreth 80 herë më e lartë se norma e lejuar për ujin e

pijshëm. Kjo ecuri e vlerave të amoniakut thuajse në të gjithë puset e kalon kufirin e

lejuar për ujin e pijshëm.

Tabela. 3.7. Përshkrimi statistikor i vlerave të amoniaku

Puset Mestarja Dev. Stan Min Maks Kb - Kb+ Nor.lej

uar

1 0,199167 0,118203 0,08 0,4 0,086478 0,311856 0,05

2 16,28533 50,38627 0,32 176,2 7,071039 25,49963 0,05

3 0,360917 0,414307 0,065 1,11 0,156709 0,565124 0,05

4 1,677917 2,710009 0,063 9,908 0,728546 2,627287 0,05

5 1,744083 2,081201 0,11 5,6 0,757275 2,730891 0,05

6 1,215083 1,5261 0 5,361 0,527585 1,902581 0,05

7 1,673333 2,174716 0 7,35 0,726556 2,620111 0,05

8 11,405 30,34677 0,3 107,6 4,952014 17,85799 0,05

9 11,9895 36,7716 0,084 128,6 5,205802 18,7732 0,05

10 12,73375 39,96252 0,06 139,6 5,528953 19,93855 0,05

11 0,7695 0,898421 0,07 2,31 0,334114 1,204886 0,05

12 13,51692 38,04375 0,6 133,9 5,869001 21,16483 0,05

13 5,085 12,49001 0,54 44,65 2,20789 7,96211 0,05

14 2,083833 2,222987 0,6 8,946 0,904794 3,262873 0,05

15 12,30942 36,87687 0,4 129,3 5,344709 19,27412 0,05

16 1,374667 1,735188 0,37 6,606 0,596876 2,152458 0,05

17 1,334667 2,451319 0 8,946 0,579508 2,089825 0,05

18 14,26 43,17447 0,5 151,2 6,191645 22,32835 0,05

19 0,904083 0,913928 0,22 3,499 0,39255 1,415617 0,05

20 1,956667 4,175599 0,11 15,13 0,849578 3,063755 0,05

21 1,029583 1,199739 0,09 4,655 0,447042 1,612125 0,05

22 1,225917 1,420434 0,23 5,361 0,532289 1,919544 0,05

23 2,6575 5,454343 0,35 19,84 1,153878 4,161122 0,05

24 0,032083 0,028846 0,011 0,09 0,01393 0,050236 0,05

25 0,87125 0,460356 0,48 2,065 0,378294 1,364206 0,05

26 1,405917 1,734646 0,41 6,751 0,610444 2,201389 0,05

27 0,070583 0,022142 0,049 0,12 0,030647 0,11052 0,05

28 0,08125 0,023833 0,05 0,13 0,035278 0,127222 0,05

29 0,082167 0,020122 0,055 0,12 0,035676 0,128657 0,05

30 0,021167 0,024903 0 0,09 0,00919 0,033143 0,05


52


Figura 3.26. Mesatarja e vlerave të amoniakut për tre mujorin e I

Figura 3.27. Mesatarja e vlerave të amoniakut për tre mujorin e II

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

10

20

30

40

50

60

70

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



53


Figura 3.28. Mesatarja e vlerave të amoniakut për tre mujorin e III

Figura 3.29. Mesatarja e vlerave të amoniakut për tre mujorin e IV

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

4,5

5

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30


0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30



54


Figura 3.30. Përqendrimi mesatar minimal dhe maksimal i amoniakut

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

Max

Min


55


3.5. Treguesit mikrobiologjik

Treguesit mikrobiologjik të analizuar janë E. coli, S.faecalis dhe aktinomicetet. Duke

u bazuar në rezultatin e analizave dhe numrin e mikroorganizmave prezentë në mostra

janë ndërtuar grafikët e figurave nga 3.31 deri në 3.123, ku jepet numri i

mikroogranizmave i shprehur në Cfu/100 ml për indikatorët e ndotjes dhe Cfu/ml për

aktinomicetet. Po ashtu në tabela pasqyrohet dhe prania ose mungesa e tyre duke

shpreheur respektivisht shenjën (+) dhe shenjën (-). Vlerësimi i cilësisë së ujit për

indikatorët e ndotjes është bërë duke ju referuar tabelës statistikore të MPN për

interpretimin e rezultateve si numër mikroorganizmash për 100 ml (Cfu/100ml).

Prania e aktinomiceteve është shprehur CFU/ml. Për aktinomicetet nuk ka ndonjë

standard krahasimi për të bërë vlerësimin e cilësisë së ujit.

3.5.1. Prania e Escherichia coli

Në tabelën 3.8 pasqyrohet prania e Escherichia coli gjatë gjithë muajve të monitorimit

për të gjithë puset. Nga Figura 3.31 deri në 3.60 pasqyrohen ecuritë e densitetit në

Cfu/100 ml për të gjithë puset, ndërsa në figurën 3.61 jepen përqindja e pranisë së

Escherichia coli. Aktualisht prania e këtij mikroorganizmi është konsideruar si

indikator specifik i ndotjes fekale (PADWTM, 2010). Në tabelën 3.6 është pasqyruar

prania e Escherichia coli e cila rezulton pozitive për të gjitha mostrat e analizuara në

këtë studim gjatë gjithë kohës së monitorimit. Escherichia coli varion nga 5.2 deri në

>16 Cfu/100ml. Ekzistenca e këtij indikatori në ujin e puseve tregon se kemi të bëjmë

ndotje me origjinë fekale.


56


Tabela 3.8. Prezenca e Escherichia colit për të gjitha puset e monitoruara

Pu

set

Muajt e monitorimit (Prezenca (+) ose mungesa (-) e E.coli)

G SH T N DH J SH M P M Q K

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +

+ + + + + + + + + + + +


57


Figura 3.31. Ecuria e vlerave të Escherichia coli për pusin 1



0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

J SH M P M Q K G SH T N DH

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



58





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



59





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



60





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



61





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



62





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



63





0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



64





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



65





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



66





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



67


Figura 3.61. Prania e Escherichia coli në për të gjithë mostrat e analizuara

0

50

100

150

200

250

300

350

400

e ndotur e pastër

360

0


68


3.5.2. Prania e Streptococcus faecalis

Në tabelën 3.9 paraqitet prania (+) ose mungesa (-) e Streptococcus faecalis. Prania e

këtij indikatori pasqyrohet në grafikë (Figura 3.62 deri në Figura 3.91). Në figurën

3.92 jepet % e mostrave të analizuara për praninë ose mungesën e këtij

mikroorganizmi. Ky indikator për të gjitha mostrat e testuara varion nga 2 Cfu/100 ml

deri në >16 Cfu/100 ml. Rezultatet tregojnë për prani të lartë në mostrat e ujit të

puseve. Duke i vlerësuar mostrat e ujit për praninë ose mungesën e këtij

mikroorganizmi rezulton se, 81% e tyre janë të ndotura, ndërsa 19% është brenda

kufirit të lejuar për ujin e pijshëm. Prezenca e këtij mikroorganizmi në 81% të

mostrave të analizuara për këtë qëllim tregon se kemi të bëjmë me ndotje me origjinë

fekale nga njerëzit apo dhe kafshët.

Tabela 3.9. Pasqyrimi i prezencës apo mungesës së Streptococcus faecalis

Pu

set

Muajt e monitorimit

G SH T N DH J SH M P M Q K

1 - + + + + + + + + + - - 2 + + + + + + + + + + + + 3 + + + + + + + + + + + + 4 + + + + + + + + + + + + 5 - + + + + + + + + + - - 6 - + + + + + + + + + + - 7 - + - + + + + + + + + - 8 - - - + + + + + + + - - 9 - + + + + + + + + + + - 10 - + + + + + + + + + - - 11 - + + + + + + + + + - - 12 - + + + + + + + + + - - 13 - + + + + + + + + + + - 14 - + + + + + + + + + + - 15 - - + + + + + + + + - - 16 - + + - - + + + + + - - 17 - + + + + + + + + + + - 18 + + + + + + + + + + + + 19 + + + + + + + + + + + + 20 + + + + + + + + + + + + 21 + + + + + + + + + + + - 22 + + + + + + + + + + + - 23 + + + + + + + + + + - - 24 + + + + + + + + + + + - 25 - - - - + - + + + - - - 26 + + + + + + + + + + + - 27 - + + + + + + + + + + - 28 - + + + + + + + + + + - 29 + + + + + + + + + + + - 30 - + + + + + - - - - - -


69


Figura 3.62. Ecuria e vlerave të Streptococcus faecalis për pusin 1



0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



70





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



71





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



72





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16



73





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



74





0

1

2

3

4

5

6


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



75





0

2

4

6

8

10

12

14

16


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



76





0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



77





0

1

2

3

4

5

6


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10



78





0

1

2

3

4

5

6


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18


1,9

1,95

2

2,05

2,1

2,15

2,2



79


Figura 3.92. Prania e Streptococcus faecalis në të gjithë mostrat e analizuara

0

50

100

150

200

250

300

e ndotur e pastër

291

69


80


3.4.3. Prania e Aktinomiceteve

Kolonitë e aktinomiceteve janë paraqitur në Cfu/ml. Janë analizuar tre mostra paralele

për çdo mostër uji. Mostrat e ujit nuk janë testuar për identifikimin e specieve apo

subspecieve por është parë vetëm prezenca e tyre në ujë. Terreni që kemi përdorur

shërben për rritjen e; Nocardia asteroides, Subsp Streptomyces Albus dhe

Streptomyces lavendulae, ndërsa pengohet rritja e Escherichia coli. Në tabelën 3.10

janë paraqitur përshkrimet statistikore të kolonive të aktinomiceteve. Numri i

kolonive në ujin e puseve dhe ecuria e tyre njëvjeçare pasqyrohet në grafikë (Figura

3.93 deri në 3.122). Në figurën 3.123 paraqitet minimumi dhe maksimumi i kolonive

për secilin pus. Numri i kolonive varion nga 2 koloni në puset 13, 19 dhe 20 deri në

60 koloni në puset 1, 2, 3, 21, 22 dhe 23. Mesatarja e kolonive të aktinomiceteve për

të gjithë puset është 18.36 Cfu/ml. Kufiri i besimit për aktinomicetet varion nga 17.09

deri në 19.6. Rezultatet tregojnë se aktinomicetet janë prezent gjatë gjithë muajve të

monitorimit, por sasia më e madhe e tyre vërehet gjatë muajve të vjeshtës dhe dimrit.

Tabela. 3.10. Përshkrimi statistikor i kolonive të aktionomiceteve

Puset Mestarja Dev. Stan Min Maks Kb - Kb+

1 27,25 17,35263 10 60 17,43183 37,06817

2 27,33333 15,42332 10 60 18,60677 36,0599

3 27,25 14,49843 10 60 19,04674 35,45326

4 17,41667 7,913835 8 37 12,93899 21,89434

5 12,83333 5,096047 6 21 9,949973 15,71669

6 15,58333 6,258933 5 25 12,04201 19,12466

7 20,16667 11,98357 6 50 13,38632 26,94701

8 25,33333 12,75171 8 50 18,11838 32,54829

9 19,66667 8,896714 7 32 14,63288 24,70046

10 12,66667 5,898125 4 20 9,329488 16,00385

11 18,83333 6,644661 9 30 15,07376 22,5929

12 7,416667 3,654594 3 12 5,348885 9,484448

13 3,166667 1,527525 2 6 2,302388 4,030945

14 19,25 6,770591 10 30 15,41918 23,08082

15 9,833333 3,157483 6 16 8,046819 11,61985

16 15,41667 6,052172 8 29 11,99233 18,84101

17 29,58333 10,33492 20 51 23,7358 35,43087

18 28,08333 10,97483 17 51 21,87374 34,29293

19 4,166667 2,037527 2 8 3,013827 5,319506

20 4,166667 2,480225 2 8 2,763347 5,569986

21 27,25 17,35263 10 60 17,43183 37,06817

22 27,33333 15,42332 10 60 18,60677 36,0599

23 27,25 14,49843 10 60 19,04674 35,45326

24 17,41667 7,913835 8 37 12,93899 21,89434

25 12,83333 5,096047 6 21 9,949973 15,71669

26 15,58333 6,258933 5 25 12,04201 19,12466

27 20,16667 11,98357 6 50 13,38632 26,94701

28 25,33333 12,75171 8 50 18,11838 32,54829

29 19,66667 8,896714 7 32 14,63288 24,70046

30 12,66667 5,898125 4 20 9,329488 16,00385


81


Figura 3.93. Ecuria e kolonive të aktinomiceteve për pusin 1



0

10

20

30

40

50

60


0

10

20

30

40

50

60


0

10

20

30

40

50

60



82





0

5

10

15

20

25

30

35

40


0

5

10

15

20

25


0

5

10

15

20

25



83





0

5

10

15

20

25


0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50


0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50



84




Figura 3. 104. Ecuria e kolonive të aktinomiceteve për pusin 12

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50


0

5

10

15

20

25

30

35


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20



85





0

5

10

15

20

25

30


0

2

4

6

8

10

12


0

1

2

3

4

5

6



86





0

5

10

15

20

25

30


0

2

4

6

8

10

12

14

16


0

5

10

15

20

25

30



87





0

10

20

30

40

50

60


0

10

20

30

40

50

60


0

10

20

30

40

50

60



88





0

10

20

30

40

50

60


0

10

20

30

40

50

60


0

5

10

15

20

25

30

35

40



89





0

5

10

15

20

25


0

5

10

15

20

25


0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50



90





0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50


0

5

10

15

20

25

30

35


0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20



91


Figura 3.123. Kolonitë mesatare minimale dhe maksimale të aktinomiceteve

0 10 20 30 40 50 60 70 80

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

Koloni minimale Koloni maksimale

KAPITULLI III: Analiza statistikore e vlerave të matura sipas klimës

92


3.6. Analiza statistikore e vlerave të matura sipas klimës

Në tabelën e mëposhtme (Tabela 3.11) jepen rezultatet statistikore të vlerave të

matura të pH, temperaturës, TDS, përcjellshmërisë, nitrateve dhe amoniakut. Analiza

është bërë në varësi të klimës, kohë e thatë dhe kohë e lagësht. Periudha e thatë e

klimës përfaqëson periudhën maj-shtator, ndërsa periudha e lagësht përfaqëson

periudhën nëntor-prill. Vlera mesatare e pH për periudhën e lagësht është 0.032 njësi

më e lartë se ajo e periudhës së thatë. Temperatura për periudhën e lagësht është 1.1 0C më e lartë se ajo e periudhës thatë. TDS për periudhën e lagësht është 36.66 mg/l

më e lartë se ajo e periudhës së thatë. Përcjellshmëria në periudhën e lagësht është

33.25 µC/cm më e lartë se në periudhën e thatë. Përqendrimi i nitrateve për periudhën

e lagësht është 35.46 mg/l më i lartë se për periudhën e thatë dhe përqendrimi i

amoniakut për periudhën e lagësht është 5.96 mg/l më i lartë se për periudhën e thatë.

Vlerat më të larta në periudhën e lagësht sesa në atë të thatë mendohet se vijnë si

rezultat i lëvizjes së elementëve nga shtresa e sipërme e tokës në drejtim të bazës ku

ndodhet uji nëntokësor, kur reshjet janë të pranishme pasi në këtë kohë ndodh dhe

ajrimi i tokës.

Tabela 3.11. Rezultatet e analizës statistikore të parametrave sipas klimës

Param. pH Temp. TDS Përcjellshmëria Nitratet Amoniaku

that

ë

lag

ësh

t

that

ë

lag

ësh

t

that

ë

lag

ësh

t

that

ë

lag

ësh

t

that

ë

lag

ësh

t

that

ë

lag

ësh

t

Mesa

t-

arja

6.7

9

7.1

1

15,6

3

16,7

4

281

,1

317

,7

303

,3

336

,6

18,5

3

54

0,5

3

6,4

97

Dev

. S

t

0.1

7

0.2

1

1,9

36

1,8

93

146

,7

153

,1

123

,8

134

,2

18,9

9

57,0

4

0,8

7

25,0

5

Va

ria

nca

0.0

3

0.0

4

3,7

47

3,5

84

2151

0

2343

8

1531

9

1800

1

360

,8

3254

0,7

6

627

,5

Min

6.5

6.5

12

13,2

91

101

142

178

0

0

0

0

Ma

x

7.1

8

7.9

4

20

20,1

598

650

800

800

113

,6

277

,1

7,1

176

,2

Nr.

prov

av

e

150

210

150

210

150

210

150

210

150

210

150

210

KAPITULLI III: Krahasimi i vlerave mesatare të rezultateve sipas puseve

93


3.7. Krahasimi i vlerave mesatare të rezultateve sipas puseve

Ecuritë e vlerave mesatare të parametrave të analizuar sipas çdo pusi, duke krahasuar

kështu secilin pus, janë paraqitur në histogramat e mëposhtme nga figura 3.124 deri

në figurën 3.132. Këto histograma janë grupuar sipas parametrave fiziko-kimike,

lëndëve të padëshiruara dhe parametrave mikrobiologjik. Gjykimi mbi cilësinë e ujit

të puseve është bërë duke u mbështetur në vlerat e lejuara të standardit shqipëtar dhe

rekomandimeve të EPAs.

3.7.1. Parametrat fiziko-kimike

pH

Sipas grafikut (Figura.3.124 ) vëmë re se vlera më e lartë mesatare e pH-it haset në

pusin 16 që është 7.13 njësi pH, ndërsa vlerën më të ulët e takojmë në pusin 14 që

është 6.07 njësi pH. Duke ju referuar grafikut përkatës rezulton se vlerat mesatare të

pH-it për të gjitha puset janë brenda kufijve të lejuar për ujin e pijshëm. Të dhënat

analitike tregojnë që pH-i në muajt e vjeshtës dhe dimrit është lehtësisht më bazik se

në muajt e pranverës dhe verës.

Temperatura

Vlerat mesatare të temperaturës variojnë nga 13.24 0C në pusin 30 deri në 19.4

0C në

pusin 6. Sipas grafikut (Figura. 3.125) temperatura mesatare minimale në pusin 30

është 13.24 0C, ndërsa temperatura mesatare maksimale në pusin 6 është 19.4

0C. Në

figurën 3.125 vlerat mesatare të temperaturës për gjithë puset krahasohen me vlerën

maksimale të lejuar. Nga ky krahasim rezulton se vlerat mesatare të temperaturës për

të gjithë puset janë poshtë kufirit të normës së lejuar por me tendecë sa më afër tij.

Gjithashtu vihet re që temperatura e ujit të puseve është sezonale, në vjeshtë dhe

dimër temperatura është më e lartë sesa në pranverë dhe verë.

TDS

Në figurën 2.126 jepen vlerat mesatare vjetore të TDS që variojnë nga 114 mg/l në

pusin 29 deri në 590.5 mg/l në pusin 18. Vlerat mesatare janë krahasuar me normën e

lejuar sipas (EPAs) që është 500 mg/l. Bazuar në mesataren vjetore të vlerave të TDS

rezulton se uji i 8 puseve ka TDS mbi 500 mg/l që është norma e lejuar, ndërsa pjesa

tjetër e puseve ka vlerë mesatare brënda kësaj norme të rekomanduar. Si përfundim

themi se 23% e puseve nuk plotësojnë kriteret për vlerat e TDS sipas standardit të ujit

të pijshëm. Vlerat e larta të TDS mendohet se vijnë si kontribut i karbonateve,

fosfateve, nitrateve, kalciumit, lëndëve organike, kripërave dhe gjithë pjesëzave të

tretura në ujë (Mahananda et al., 2010).

Përcjellshmëria

Vlerat mesatare vjetore variojnë nga 209.66 në pusin 25 deri në 704.83 në pusin 2.

Nisur nga vlerat mesatare vjetore rezulton se në ujin e 5 puseve përmbajtja e

përcjellshmërisë e kalon vlerën 500 μC/cm që është vlera e rekomanduar sipas EPAs

duke e kategorizuar ujin e puseve kategoria e dytë. Këto të dhëna pasqyrohen në

grafikun (Figura 3.127).


94


Figura 3.124. Vlerat mesatare të pH sipas puseve

Figura 3.125. Vlerat mesatare të temperaturës sipas puseve

Figura 3.126 Vlerat mesatare të TDS sipas puseve

0

2

4

6

8

10

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

V. minimale e lejuar V.mesatare e pusit V. maksimale e lejuar

0

5

10

15

20

25

30

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

T. Mes T.Maks e lejuar

0

100

200

300

400

500

600

700

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mes Norma lejuar


95


Figura 3.127. Vlerat mesatare të përcjellshmërisë sipas puseve

3.7.2. Lëndët e padëshiruara

Nitratet

Në figurën 3.128 jepen vlerat mesatare që variojnë nga 3.29 mg/l në pusin 25 deri në

100 mg/l në pusin 18. Nga këto të dhëna rezulton se 37% e puseve kanë përqendrim

mesatar nitratesh mbi 50 mg/l që është vlera maksimale e lejuar për ujin pijshëm,

duke e kategorizuar atë të papranueshëm për tu përdorur për konsum. Ndërsa 20% e

puseve kanë vlerë mesatare mbi 25 mg/l që është norma e lejuar. Rrezik shumë i

madh i nitrateve është, pasi në aparatin tretës ato mund të kalojnë në nitrite (kjo ndodh

sidomos tek foshnjat); ku jonet Fe2+

të hemoglobinës oksidohen në Fe3+

duke dëmtuar

seriozisht aftësinë e hemoglobinës për të lidhur oksigjenin (sëmundja quhet

methaemoglobinaemi), gjithashtu nitratet mund të çojnë në formimin e nitrozaminave,

të cilat kanë veti kancerogjene. Ujërat nëntokësore përmbajnë nitrate për shkak të

shpëlarjes së tyre me ujë. Gjithashtu ujërat nëntokësore mund të ndoten nga ujërat e

zeza dhe mbetje të tjera të pasura me nitrate. Kjo përmajtje e lartë e nitrateve

mendohet se është kryesisht nga aktivitetet bujqësore dhe depërtimi i tyre në tokë.

Amoniaku

Në figurën 3.129 jepen vlerat mesatare të amoniakut të cilat variojnë nga 0.021 mg/l

në pusin 30 deri në 16.28 mg/l në pusin 2. Bazuar në të dhënat e paraqitura në Figurën

3.129 rezulton se vetëm 7% e puseve ka amoniak brënda normës së lejuar, ndërsa

93% e puseve ka amoniak mbi normën e lejuar për ujin e pijshëm. Kjo prani e lartë e

amoniakut është një tregues i lartë i ndotjes fekale (IOS). Prania e amoniakut në nivel

të lartë reflektohet edhe në ndotjen e ujit për praninë e indikatorëve të ndotjes.

0

100

200

300

400

500

600

700

800

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mes Norma lejuar


96


Figura 3.128. Vlerat mesatare të nitrateve sipas puseve

Figura 3.129. Vlerat mesatare të amoniakut sipas puseve

3.7.3. Parametrat mikrobiologjik

Escherichia coli

Në Figurën 3.130 jepet mesatarja e kolonive për të gjitha mostrat e testuara për

praninë e Escherichia coli, të cilat variojnë nga 7.86 Cfu/100ml në pusin 20 deri në

15.53 Cfu/100 ml në pusin 6. Këto të dhëna tregojnë se Escherichia coli është prezent

gjatë gjithë kohës së monitorimit. Ky rezultat shpreh ndalimin absolut të përdorimit të

ujit të marrë direkt në puse pa i’u nënshtruar një metode trajtimi për largimin e këtij

mikrorganizmi i cili mund të shkaktojë probleme dhe rrezik të lartë shëndetësor në

popullatë.

Streptococcus faecalis

0

20

40

60

80

100

120

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mesatarja Sasia min. E rekomanduar Sasia maksimale e lejuar

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Norma e lejuar Vlera mestare


97


Në Figurën 3.131 paraqiten mesataret e kolonive për të gjithë puset që variojnë nga

2.08 Cfu/100 ml në pusin 30 deri në 15.53 Cfu/100 ml në pusin 3. Të dhënat analitike

tregojnë se ky indikator ndotjeje është prezent në ujin e puseve thuajse në të gjithë

muajt me shumë pak përjashtime. Prezenca e lartë e tij në ujë tregon për një burim

ndotje i cili mund të vij nga njerëzit ose dhe kafshët dhe nuk rekomandohet

konsumimi i tij pa ju nënshtruar trajtimit për eleminimin e këtij mikroorganizmi.

Aktinomicetet

Në Figurën 3.132 pasqyrohen mesataret e kolonive që variojnë nga 3.1 Cfu/ml në

pusin 13 dhe 20 deri në 29.58 Cfu/ml në pusin 17. Prezenca e tyre në ujin e puseve

tregon se toka është e populluar me sasi të konsiderueshme aktinomicetesh. Fakti se

uji i puseve shpesh herë shoqërohej nga një aromë karakteristike mund të përforcoj

rezultatet tona për praninë e aktinomiceteve, pasi disa aktinomicete prodhojnë dy

terpenoide potente si geosmin e MIB dhe pyrazin, ku së bashku shkakëtojnë aromë në

ujin e pijshëm (Kikuchi et al., 1973; Gerber, 1979; Wilkins, 1996; Jachymova eta al.,

2002). Geosmina dhe të tjerë komponime me aromë toke dhe myku prodhohen në

tokë dhe mund të transportohen brënda në ujë. Rritja e niveleve të geosminës dhe

aromës është e lidhur me periudhat e rritjes dhe largimit (Raschke et al., 1975; Hrudey

et al., 1992; Jensen et al., 1994). Prania e aktinomiceteve në ujin e burimeve rezulton

të ketë korrelacion me rritjen e turbiditetit dhe rritjen e nivelit te aromës, ku

implikohen rrjedhjet tokësore si burim primar (Jensen et al.,1994).

Figura 3.130. Mesatarja e kolonive për Escherichia coli

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mesatarja e Cfu/100 ml


98


Figura 3.131. Mesatarja e kolonive për Streptococcus faecalis

Grafiku 3.132. Mesatarja e kolonive të aktinomiceteve

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Mesatarja e Cfu/100 ml

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

KAPITULLI III: Korrelimi midis vlerave të matura për të gjithë puset

99


3.8. Korrelimi midis vlerave të matura

Korrelimi i vlerave të matura është bërë midis treguesve fiziko-kimik, lëndëve të

padëshiruara dhe treguesve mikrobiologjik. Këto të dhëna pasqyrohen në matricat e

korelimit për secilin pus. Korelimi i vlerave të matura gjatë këtij studimi është bërë

duke ju referuar matjeve për 12 muaj rrjesht për secilin pus. Korelimi midis vlerave të

matura paraqiten nga tabela 3.12 deri në tabelën 3.41. Ku ka patur korelim mbi 0.5

kemi bolduar shifrën. Nga korrelimi i vlerave të matura shikohet se korrelim pozitiv të

theksuar dhe më të shpeshtë kemi midis temperaturës e pH, TDS e pH,

përcjellshmërise e pH, temperaturës e përcjellshmërisë, përcjellshmërisë e TDS,

Nitrateve e indikatorët mikrobiologjik. Korrelim pozitiv i qëndrueshëm për të gjitha

puset vërehet vetem midis TDS dhe përcjellshmërisë.

Tabela 3.12. Matrica e korrelimit linear për pusin 1

pH Temp TDS Përcjell NO3+

NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Tem 0.74 1

TDS 0.8 0.57 1

Përcje 0.97 0.79 0.84 1

NO3+ -0.64 -0.27 -0.68 -0.7 1

NH4+ 0.6 0.54 0.56 0.69 -0.81 1

E.coli -0.53 -0.62 -0.55 -0.66 0.59 -0.8 1

S.faecalis -0.7 -0.88 -0.37 -0.71 0.26 -0.52 0.44 1



NH4+

E.col

i

S.faecalis

pH 1

Tem 0.6 1

TDS 0.95 0.48 1

Përcje 0.93 0.5 0.9 1

NO3+ -0.41 -0.52 -0.37 -0.49 1

NH4+ -0.3 -0.01 -0.35 -0.2 -0.66 1

E.coli -0.77 -0.31 -0.79 -0.80 0.34 0.18 1

S.faecalis -0.67 -0.29 -0.65 -0.64 0.24 0.14 0.82 1


100




NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.72 1

TDS 0.95 0.66 1

Përcjell. 0.92 0.55 0.93 1

NO3+ -0.73 -0.72 -0.72 -0.64 1

NH4+ 0.55 0.38 0.52 0.67 -0.67 1

E.coli -0.6 -0.63 -0.46 -0.5 0.73 -0.68 1

S.faecalis -0.57 -0.24 -0.5 -0.69 0.4 -0.73 0.71 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. -047 1

TDS 0.95 -0.58 1

Përcjellsh. 0.92 -0.61 0.9 1

NO3+ -0.49 0.01 -0.65 -0.23 1

NH4+ -0.05 0.31 0.54 -0.21 -0.63 1

E.coli -0.68 0.17 -0.61 -0.5 0.42 0.002 1

S.faecalis -0.78 0.36 -0.74 -0.67 0.51 0.068 0.76 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.16 1

TDS 0.9 0.007 1

Përcjell. 0.81 0.04 0.9 1

NO3+ -0.68 -0.09 -0.65 -0.55 1

NH4+ 0.48 -0.4 0.54 0.62 -0.59 1

E.coli -0.47 0.13 -0.6 -0.77 0.41 -0.78 1

S.faecalis -0.14 0.04 -0.29 -0.36 0.13 -0.48 0.46 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.81 1

TDS 0.95 0.87 1

Përcjell. 0.94 0.89 0.99 1

NO3+ -0.2 -0.28 -0.18 -0.23 1

NH4+ -0.17 0.09 -0.18 -0.1 -0.79 1

E.coli -0.66 -0.65 -0.75 -0.76 0.62 -0.27 1

S.faecalis -0.42 -0.48 -0.42 -0.45 0.52 -0.46 0.5 1


101




NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.66 1

TDS 0.97 0.6 1

Përcjell. 0.95 0.57 0.97 1

NO3+ -0.17 -0.23 -0.15 -0.13 1

NH4+ 0.17 0.07 0.18 0.18 -0.85 1

E.coli -0.66 -0.41 -0.71 -0.69 0.38 -0.16 1

S.faecalis -0.71 -0.92 -0.66 -0.63 0.31 -0.16 0.59 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.58 1

TDS 0.98 0.59 1

Përcjell. 0.94 0.59 0.92 1

NO3+ -0.17 -0.44 -0.17 -0.39 1

NH4+ -0.23 0.45 -0.23 -0.12 -0.36 1

E.coli -0.9 -0.47 -0.84 -0.91 0.34 -0.2 1

S.faecalis -0.28 -0.41 -0.25 -0.47 0.81 -0.2 0.41 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.07 1

TDS 0.96 -0.06 1

Përcjell. 0.72 0.08 0.89 1

NO3+ -0.46 -0.57 -0.35 -0.39 1

NH4+ -0.01 0.75 -0.08 0.08 -0.36 1

E.coli -0.79 0.28 -0.86 -0.68 0.18 0.22 1

S.faecalis -0.46 0.034 -0.59 -0.59 0.47 -0.23 0.54 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.05 1

TDS 0.95 0.11 1

Përcjell. 0.79 0.44 0.83 1

NO3+ 0.14 0.009 0.16 0.14 1

NH4+ -0.31 0.05 -0.26 -0.19 -0.8 1

E.coli -0.64 -0.23 -0.5 -0.4 0.11 0.20 1

S.faecalis -0.65 -0.09 -0.61 -0.61 0.5 -0.24 0.54 1


102




NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.39 1

TDS 0.97 0.45 1

Përcjell. 0.9 0.41 0.94 1

NO3+ -0.01 -0.33 -0.04 0.11 1

NH4+ -0.05 0.33 -0.05 -0.21 -0.92 1

E.coli -0.59 -0.41 -0.63 -0.52 0.57 -057 1

S.faecalis -0.65 -0.64 -0.61 -0.57 0.31 -0.34 0.53 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.63 1

TDS 0.97 0.59 1

Përcjell. 0.9 0.5 0.93 1

NO3+ 0.21 0.28 0.18 0.26 1

NH4+ -0.35 0.18 -0.3 -0.33 -0.21 1

E.coli -0.77 -0.67 -0.72 -0.55 -0.18 0.16 1

S.faecalis -0.03 -0.31 -0.08 -0.07 -0.21 -0.12 0.28 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. -0.17 1

TDS 0.97 -0.25 1

Përcjell. 0.97 -0.13 0.94 1

NO3+ -0.33 -0.58 -0.27 -0.36 1

NH4+ -0.33 0.38 -0.37 -0.31 -0.36 1

E.coli -0.19 -0.52 -0.04 -0.27 0.72 -0.53 1

S.faecalis -0.009 -0.42 -0.06 -0.08 0.6 -0.19 0.4 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.44 1

TDS 0.95 0.29 1

Përcjell. 0.96 0.4 0.91 1

NO3+ -0.23 -0.52 -0.16 -0.58 1

NH4+ -0.14 0.54 0.02 -0.49 -0.49 1

E.coli -0.51 -0.68 -0.44 0.67 0.67 -0.61 1

S.faecalis -0.45 -0.57 -0.42 0.4 0.4 -0.17 0.49 1


103




NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.59 1

TDS 0.95 0.51 1

Përcjell. 0.94 0.47 0.95 1

NO3+ -0.4 -0.58 -0.33 -0.38 1

NH4+ -0.08 0.46 -0.09 -0.09 -0.28 1

E.coli -0.49 -0.58 -0.79 -0.76 0.52 0.2 1

S.faecalis -0.49 -0.63 -0.57 -0.48 0.2 -0.21 0.54 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.84 1

TDS 0.97 0.86 1

Përcjell. 0.84 0.84 0.93 1

NO3+ -0.68 -0.63 -0.59 -0.49 1

NH4+ 0.23 0.42 0.13 0.03 -0.62 1

E.coli -0.76 -0.82 -0.77 -0.73 0.7 -0.55 1

S.faecalis -0.21 -0.08 -0.17 -0.04 0.15 -0.2 0.32 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.52 1

TDS 0.88 0.35 1

Përcjell. 0.81 0.19 0.96 1

NO3+ -0.81 -0.63 -0.65 -0.61 1

NH4+ 0.18 0.48 0.04 -0.05 -0.4 1

E.coli -0.32 -0.28 -0.27 -0.26 0.6 -0.7 1

S.faecalis -0.36 -0.38 -0.64 -0.59 0.18 -0.13 0.068 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.83 1

TDS 0.95 0.72 1

Përcjell. 0.92 0.78 0.91 1

NO3+ -0.8 -0.94 -0.71 -0.81 1

NH4+ 0.19 0.42 0.15 0.21 -0.55 1

E.coli -0.77 -0.81 -0.63 -0.62 0.81 -0.45 1

S.faecalis -0.46 -0.58 -0.37 -0.44 0.55 -0.23 0.46 1


104




NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.6 1

TDS 0.97 0.68 1

Përcjell. 0.7 0.68 0.75 1

NO3+ -0.68 -0.44 -0.73 -0.8 1

NH4+ 0.4 0.12 0.46 0.53 -0.68 1

E.coli -0.77 -0.49 -0.65 -0.76 0.69 -0.69 1

S.faecalis -0.32 -0.58 -0.13 -0.48 -0.08 0.09 0.36 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.54 1

TDS 0.98 0.62 1

Përcjell. 0.97 0.5 0.94 1

NO3+ -0.48 -0.82 -0.51 -0.54 1

NH4+ 0.32 0.6 0.39 0.24 -0.49 1

E.coli -0.71 -0.52 -0.77 -0.73 0.67 -0.29 1

S.faecalis -0.51 -0.34 -0.56 -0.4 0.1 -0.08 0.49 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.7 1

TDS 0.96 0.58 1

Përcjell. 0.81 0.5 0.86 1

NO3+ -0.38 -0.56 -0.34 -0.47 1

NH4+ 0.34 0.56 0.3 0.21 -0.53 1

E.coli -0.66 -0.63 -0.57 -0.51 0.52 -0.14 1

S.faecalis -0.55 -0.22 -0.59 -0.61 0.05 -0.15 0.46 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.74 1

TDS 0.91 0.68 1

Përcjell. 0.88 0.54 0.95 1

NO3+ -0.48 -0.79 -0.38 -0.24 1

NH4+ 0.41 0.7 0.33 0.14 -0.72 1

E.coli -0.68 -0.58 -0.69 -0.69 0.54 -0.19 1

S.faecalis -0.45 -0.39 -0.55 -0.59 0.5 -0.23 0.48 1


105




NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.63 1

TDS 0.93 0.59 1

Përcjell. 0.96 0.58 0.96 1

NO3+ -0.39 -0.72 -0.36 -0.31 1

NH4+ 0.41 0.45 0.3 0.33 -0.35 1

E.coli -0.54 -0.5 -0.49 -0.45 0.47 0.01 1

S.faecalis -0.46 -0.64 -0.63 -0.58 0.44 -0.22 0.34 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.67 1

TDS 0.93 0.76 1

Përcjell. 0.8 0.69 0.94 1

NO3+ -0.16 -0.42 -0.38 -0.53 1

NH4+ 0.02 0.06 0.17 0.33 -0.82 1

E.coli -0.63 -0.87 -0.69 -0.6 0.11 0.28 1

S.faecalis -0.39 -0.34 -0.5 -0.54 0.3 -0.29 0.28 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.61 1

TDS 0.93 0.69 1

Përcjell. 0.87 0.76 0.96 1

NO3+ -0.21 -0.69 -0.39 -0.46 1

NH4+ 0.18 0.6 0.36 0.36 -0.85 1

E.coli -0.78 -0.65 -0.79 -0.81 0.49 -0.51 1

S.faecalis -0.34 -0.36 -0.55 -0.54 0.45 -0.28 0.27 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.68 1

TDS 0.97 0.73 1

Përcjell. 0.86 0.69 0.89 1

NO3+ -0.42 -0.73 -0.51 -0.47 1

NH4+ 0.52 0.64 0.6 0.31 -0.5 1

E.coli -0.74 -0.83 -0.74 -0.7 0.62 -0.55 1

S.faecalis -0.3 -0.24 -0.28 -0.24 0.38 -0.15 0.22 1


106




NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.63 1

TDS 0.96 0.53 1

Përcjell. 0.88 0.44 0.93 1

NO3+ -0.72 -0.71 -0.77 -0.64 1

NH4+ 0.65 0.76 0.68 0.51 -0.92 1

E.coli -0.73 -0.68 -0.7 -0.61 0.83 -0.82 1

S.faecalis -0.39 -0.27 -0.44 -0.41 0.5 -0.33 0.24 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.59 1

TDS 0.94 0.39 1

Përcjell. 0.96 0.41 0.96 1

NO3+ -0.26 -0.62 -0.2 -0.18 1

NH4+ 0.55 0.7 0.49 0.52 -0.87 1

E.coli -0.57 -0.77 -0.54 -0.5 0.7 0.82 1

S.faecalis -0.47 -0.4 -0.37 -0.36 0.28 -0.37 0.31 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.59 1

TDS 0.65 0.38 1

Përcjell. 0.5 0.31 0.94 1

NO3+ -0.71 -0.69 -0.67 -0.71 1

NH4+ 0.72 0.6 0.77 0.82 -0.85 1

E.coli -0.75 -0.58 -0.71 -0.62 0.61 -0.51 1

S.faecalis -0.64 -0.29 -0.48 -0.58 0.45 -0.43 0.35 1



NH4+

E.coli S.faecalis

pH 1

Temp. 0.65 1

TDS 0.91 0.53 1

Përcjell. 0.95 0.58 0.87 1

NO3+ -0.67 -0.58 -0.6 -0.78 1

NH4+ 0.58 0.33 0.65 0.65 -0.78 1

E.coli -0.68 -0.87 -0.49 -0.6 0.46 -0.29 1

S.faecalis 0.23 -0.12 0.34 0.39 -0.27 0.42 0.16 1

KAPITULLI III: Krahasimi i pranisë së indikatorëve të ndotjes në vite të ndryshme

107


3.9. Krahasimi i pranisë së indikatorëve të ndotjes në vite të ndryshme

Në grafikët (Figura 3.133 dhe 3.134) janë paraqitur krahasimet e pranisë së

indikatorëve të ndotjes në puset e ujit të analizuar në vitit 2008 dhe rezultateve të

marra gjatë vitit 2012. Testimi i ujit të puseve në vitin 2008 është kryer nga ana jonë

menjëherë pas shpërthimit të depos së municioneve. Mostrat janë marrë dhe testuar

për prezencën e indikatorëve të ndotjes nga data 18 deri më 28 Mars. Gjatë kësaj

periudhe ne kemi testuar vetëm 20 puse uji. Mundësia për të analizuar më shumë puse

uji në atë kohë ishte shumë e vështirë. Kështu që krahasimi i rezultateve është bërë

për puset e njëjta dhe për muaj të njëjtë por në vite të ndryshme. Rezultati i pranisë së

indikatorëve është shprehur në Cfu/100 ml.

Figura 3.133. Krahasimi i pranisë së Escherichia coli në vite të ndryshme

Në figurën 3.133 konstatohet se; në pusin 9 dhe 19 në vitin 2012 Escherichia coli ka

prezencë më të vogël se në vitin 2008, ndërsa në pusin 15, 18 dhe 21 prezenca në vitin

2012 është më e madh se në vitin 2008. Për puset e tjera prania e këtij indikatori është

e njëjtë në të dy vitet e testimit.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

Pusi

1

Pusi

2

Pusi

3

Pusi

4

Pusi

5

Pusi

6

Pusi

7

Pusi

8

Pusi

9

Pusi

11

Pusi

12

Pusi

13

Pusi

14

Pusi

15

Pusi

16

Pusi

17

Pusi

18

Pusi

19

Pusi

20

Pusi

21

2008 2012

KAPITULLI III: Krahasimi i pranisë së indikatorëve të ndotjes në vite të ndryshme

108


Figura 3.134. Krahasimi i pranisë së Streptococcus faecalis në vite të ndryshme

Siç shikohet në figurën 3.134 Streptococcus faecalis është i pranishëm në të dy vitet e

testimit, por ka disa ndryshime përsa i përket numrit të tyre. Vetëm në pusin 2 prania

e Streptococcus faecalis është e barabartë në të dy vitet, ndërsa në puset e tjera numri

i kolonive është i ndryshëm.

Pavarësisht ndryshimeve shumë të vogla për praninë e Escherichia coli, gjithashtu

dhe për Streptococcus faecalis konstatojmë se këta indikatorë ndotjeje janë prezentë

në ujin e puseve si në momentin e incidentit në vitin 2008 dhe në vitin 2012, duke e

karakterizuar ujin e puseve mikrobilogjikisht të ndotur.

Këto të dhëna tregojnë se nuk kemi ndonjë ndikim specifik në ndotjen mikrobike nga

shpërthimi i depos së demontimit të municioneve në vitin 2008. Ky rezultat

përforcohet edhe nga mungesa e lëndëve plasëse në mostrat e dheut të marra afër çdo

pusi.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

Pusi

1

Pusi

2

Pusi

3

Pusi

4

Pusi

5

Pusi

6

Pusi

7

Pusi

8

Pusi

9

Pusi

11

Pusi

12

Pusi

13

Pusi

14

Pusi

15

Pusi

16

Pusi

17

Pusi

18

Pusi

19

Pusi

20

Pusi

21

2008 2012

Kapitulli IV: Përfundime

109


KAPITULLI IV

PERFUNDIME

Bazuar në informacionet e mbledhura për gjendjen fizike të puseve, konkludojmë se:

Thuajse të gjitha puset janë të vendosur (ndërtuar) nën nivelin e shtëpive të banimit

dhe në disa raste poshtë nivelit të objekteve ku mbahen bagëtitë (ahure) dhe shpendët

e ndryshëm.

Grumbullimi i mbetjeve organike të kafshëve (plehu organik) nuk është i sistemuar

mirë, në rastet e reshjeve dallohej rrjedhja e lëngut të këtyre mbetjeve në sipërfaqe të

tokës.

Në disa banesa mungojnë kanalizimet e ujërave të zeza, ato grumbullohen në gropa

septike, të vendosura afër puseve.

Në asnjë prej puseve nuk aplikohen metoda trajtimi të ujit, qoftë edhe ato më të

thjeshtat si p.sh. klorinim apo vendosje filtri për mënjanimin e pjesëzave të ngurta dhe

pezullive.

Për të ndihmuar të mbjellat bujqësore në tokën përreth puseve sistematikisht

aplikohen plehra kimik komercial dhe mbetje organike të kafshëve.

Vërehej një neglizhencë në mirëmbajtjen periodike të puseve. Mungesa e mbylljes me

kapakë hermetik higjenikë përbën gjithashtu një problem të konsiderueshëm.

Gjatë muajve të verës dhe pranverës në ujin e puseve janë verejtur jashtëqitje të

shpendëve, ndërsa gjatë muajve të vjeshtës dhe të dimrit kur reshjet ishin të dendura

dhe afatgjata uji i puseve kishte pezulli dhe lëndë të patretura si rërë, barishte dhe në

disa raste uji ishte edhe i turbullt.

Bazuar në të dhënat analitike të këtij studimi dhe duke i’u referuar standartit STASH

3904:1988 dhe rekomandimeve të EPAs për ujin e pijshëm, për treguesit fiziko-kimik

rezulton se:

pH dhe temperatura janë brenda kufijve të lejuar gjatë gjithë kohës së monitorimit,

ndërsa kemi luhatje të vlerave për TDS dhe përcjellshmërinë, ku 23% e puseve

rezulton mbi vlerat normale për TDS dhe 20% për përcjellshmërinë sipas

rekomadimeve të EPAs.

Për lëndët e padëshiruara, rezulton se 37% e puseve kanë përqendrim nitratesh mbi 50

mg/l që është vlera maksimale e lejuar, ndërsa 20% e tyre ka përqendrim mbi 25 mg/l

që është norma e rekomanduar. Amoniaku është i pranishëm mbi limitin e lejuar në

93% të puseve gjatë gjithë periudhës së monitorimit.

Treguesit mikrobiologjik janë prezentë në vlera të larta: Escherichia coli është e

pranishme në 100% të mostrave të marra në këtë studim, e varion nga 5.2 Cfu/100ml

deri mbi 16 Cfu/100ml. Streptococccus faecalis është i pranishëm në 81% të mostrave

të analizuara dhe varion nga 2 deri mbi 16 Cfu/100ml. Aktinomicetet janë të

pranishme gjatë gjithë muajve të monitorimit dhe variojnë nga 2 deri në 70 Cfu/ml.

Mungon prania e TNT (2,4,6, trinitrotoluoli) në gjithë mostrat e tokës në zonën ku

kemi kryer studimin.

Nuk vërehet ndonjë ndryshim specifik për cilësinë e ujit midis puseve artizane dhe

puseve të shpuara me sondë.

Kapitulli IV: Përfundime

110


Nga krahasimi i vlerave të treguesve fiziko-kimike dhe lëndëve të padëshiruara për

periudhën e lagësht dhe të thatë, rezulton se vlerat më të larta takohen gjatë periudhës

së lagësht.

Nga korrelimi i vlerave për treguesit fiziko-kimik dhe lëndët e padëshiruara rezulton

se kemi korelim pozitiv dhe korelim negative si për treguesit fiziko-kimike dhe lëndët

e padëshiruara por ky korrelim varion në puse të ndryshme. Korrelim pozitiv të

theksuar për të gjithë puset kemi vetëm midis TDS dhe përcjellshmërisë. Kufijtë e

korelimit luhaten nga -0.92 deri në 0.97. Korrelimi midis lëndëve të padëshiruara dhe

indikatorëve të ndotjes është pozitiv vetëm për nitratet, ndërsa për amoniakun

korrelimi është negativ.

Nga krahasimi i bërë për prezencën e treguesve mikrobiologjikë për vitin 2008 dhe

vitin 2012 rezulton se uji i puseve në këtë zonë nuk ka ndonjë ndikim specifik sa i

përket ndotjes mikrobiologjike nga shpërthimi i depos së demontimit të municioneve.

Pasqyrimi i të dhënave të mësipërme tregon se uji i puseve afër zonës së shpërthimit

në fshatin Gërdec është i ndotur. Prania e lëndëve të padëshiruara dhe treguesit e

indikatorëve të ndotjes mund të ndikohen nga shkaqe të ndryshme të përmendura më

sipër. Indikatorët e ndotjes dhe efektet sinergjike të ndotësve të ndryshëm janë tregues

të rëndësishëm për potencialin e rrezikshmërisë me efekte të paparashikuara në

shëndetin e njerëzve nëse nuk ndërhyhet pa u bëre vonë.

KAPITULLI V: Rekomandime

111


KAPITULLI V

REKOMANDIME

Për të përmirësuar dhe rritur cilësinë e ujit të puseve të monitoruara dhe që uji i tyre të

mund të përdoret edhe për pirje nga banorët e zonës, rekomandojmë që vëmendja të

përqëndrohet në:

Testimin laboratorik për praninë e ndotësve kimik dhe mikrobik në ujë përpara

përdorimit për konsum.

Depozitimin në kontenierë dhe klorinimin në bazë të standarteve për cilësinë,

në varësi të rezultateve laboratorike.

Testimin e ujit sa herë që vërehen fenomene si p.sh. turbullim apo aromë, për

të eleminuar problemet që mund të vijnë nga konsumimi i ujit të ndotur.

Eleminimin e depërtimit të ujërave sipërfaqësore apo çarjeve nëntokësore

brënda në pus.

Mbulimin sa më hermetik të puseve me mbulesa higjenike për të mënjanuar

ndotjen nga agjentët e jashtëm.

Mirëmbajtjen vjetore për pastrimin e puseve nga llumi i krijuar në fund apo

materialet e hedhura në të.

Sistemimin sa më të organizuar të mbetjeve organike të kafshëve.

Përdorimin sa më të ulur të plehërave kimike në tokat përreth puseve.

Vendosjen e paisjeve klorinuese dhe filtruese në ujin e puseve.

Miratimin e akteve ligjore për kontrollin e cilësisë së ujit për puset private.

Investigime më të thelluara përsa i përket pranisë së aktinomiceteve nga

studiues të interesuar, pasi ato paraqesin interes të veçantë për të parë nëse

aktinomicetet posedojnë metabolitë që prodhohjnë geosmin vetëm në tokë apo

edhe pasi futen në ujë (apo metabolitë të tillë kalojnë në një fazë prehje në

ujë?).

LITERATURA

112


American Public Health Association/American Water Works Association/Water Pollution Control

Federation. Standard methods for the examination of water and wastewater. 14th edition. Washington,

DC, 1976.

Ames, M. and Whitney-Smith, W.J. Bacteriology, 1944, 47: 445.

Amundson, D., C. Lindholm, S. M. Goyal, and R. A. Robinson. "Microbial Pollution of Well Water in

Southeastern Minnesota." Journal of Environmental Science and Health. 1988; 23(5):453-468.

Army, 1986e. Demilitarization of conventional ordnance: Priorities for data base assessments of

environmental contaminants. Frederick, MD: U.S. Army Medical Research and Development

Command, Fort Detrick. Document no. AD UCRL-15902.

Baker, D. B., L. K. Wallrabenstein, and R. P. Richards. "Well Vulnerability and Agrichemical

Contamination: Assessments from a Voluntary Well Testing Program." Proceedings of the Fourth

National Conference on Pesticides. 1994.

Bell, F. A., D. L. Perry, J. K. Smith and S. C. Lynch. "Studies on Home Water Treatment Systems."

Journal American Water Works Association. 1984; 76:126-130.

Borrell Fontelles & Winkler. DIRECTIVE 2006/7EC of European Parliament andd the Council of 15

February 2006, Concerning the Management of Bathing Water Quality and Repealing Directive

76/160/EEC. - Official Journal of European Union, 2006, 64:35-51.

Bradshaw, M, H. and Powell, G, M. Understanding your Water Test Report, Kansas State

University, 2004.

Bruggeman, A. C., S. Mostaghimi, G. I. Holtzman, V. O. Shanholtz, S. Shukla, and B. B. Ross.

"Monitoring Pesticide and Nitrate in Virginia's Groundwater - A Pilot Study." Transactions of the

ASAE. 1995; 38(3):797-807.

Bruns, A., Phillipp, H., Cypionka, H., Brinkhoff, T., Aeromicrobium marinum sp. nov., an abundant

pelagic bacterium isolated from the German Wadden Sea. Int. J. Syst. Evol. Microbiol. 2003, 53 (3),

1917–1923.

Butterfield, C.T., Wattie, E., Megregian, S. and Chambers, C.W. Influence of pH and temperature on

the survival of coliforms and enteric pathogens when exposed to free chlorine. Public Health Rep.,

1943, 58: 1837.

Cabral, J.P.; Marques, C. Faecal Coliform Bacteria in Febros river (Northwest Portugal): Temporal

Variation, Correlation with Water Parameters, and Species Identification. Environ. Monit. Assess.

2006, 118, 21–36.

Chambers, C.W. An overview of the problems of disinfection. In: Proceedings of the Symposium on

Wastewater Treatment in Cold Climates, University of Saskatchewan, Saskatoon. Environment Canada

Rep. EPS 3-WP-74-3, March. 1974, p. 423.

Cho, J, C., Kim, S, J; Increase in bacterial community density in subsurface aquifers receving livestock

wastewater inputt. Applied and Environmental Microbiology, 2000, 66, 3, 956-965.

Carrigan, P. "Water Disinfection Using Ultraviolet Technology." Water Quality Association. 1990, 68-

73.

Clawges, R. M. and E. F. Vowinkel. "Variables Indicating Nitrate Contamination in Bedrock Aquifers,

Newark Basin, Neë Jersey." Water Resources Bulletin. 1996, 32(5):1055-1066.

Conboy, M. J. and M. J. Goss. "Natural protection of groundëater against bacteria of fecal origin."

Journal of Contaminant Hydrology. 2000, 43(1):1-24.

Crawford DL , Biodegradation of agricultural and urban wastes. In Goodfellow, M., Williams, ST and

Mordarski, M. (eds), Actinomycetes in Biotechnology.Academic Press, London, 1988, pp. 433-439.

Cold Regions Research and Engineering Laboratory (CRREL). Conceptual Model for the Transport of

Energetic Residues from Surface Soil to Groundwater by Range Activities. ERDC/CRRELTR-06-

18.www.dtic.mil/cgi bin / GetTRDoc? Location = U2&doc = GetTRDoc. pdf&AD=ADA472270,

2006.

http://www.dtic.mil/cgi

LITERATURA

113


Curtis. V., Cairneross. S., Yonli. R. Review: Domestic hygiene and diarrhoea-pinpointing the problem.

Tropical Medicine and International Health. 2000, 5, 1, 22-32.

Çullaj. A, Kimia e Mjedisit, FShN, UT 2005.

Çullaj.A, Duka.S, Pjeshkazi.L: Vlerësimi kimiko-limnologjik i cilësisë së ujit të bovillës fokusuar në

përdorimin për ujë të pijshëm. Limnological Study Bovilla Albania, 2009, 47-92

Dieter HH, Möller R. Ammonium. In: Aurand K et al., eds. Die Trinkwasser verordnung, Einführung

und Erläuterungen. [The drinking-ëater regulations, introduction and explanations.] Berlin, Erich-

Schmidt Verlag, 1991, 362-368.

EPA, Method 9131, Total coliform: Multiple Tube Fermentation technique, 1986.

Environmental Protection Agency, Summary review of health effects associated with ammonia.

Washington, DC, US, 1989 (EPA/600/8-89/052F).

EPA. Treatability potential for EPA listed hazardous wastes in soil. Report no. EPA/600/S289/011.

Ada, OK: U.S. Environmental Protection Agency, Robert S. Kerr Environmental Research Laboratory.

1989c. Document no. PB89-166581.

Esrey S.A., Potash J.B., Roberts L. and Shiff C. Effect of improved water supply and sanitationon

ascariasis, diarrhoea, dracunculiasis, hookworm infection, schistosomiasis, and tracoma. Bulletin of the

World Health organization. 1991, 69: 609-621.

Fawcett, R. S. and R. G. Lym. "Water Quality: Solving the Right Problems." Proceedings of the

Western Society of Weed Science. 1992, 42:4-7.

Fedkiw, John. "Nitrate Occurrence in U.S. Waters (and Related Questions): A Reference Summary of

Published Sources from an Agricultural Perspective." USDA. 1991.

Fenwick, A. Waterborne Diseases—Could they be Consigned to History? Science 2006, 313, 1077–

1081.

Figueras, M. J., Borrego, J. J. “Sanitary Inspection and Microbiological Water Quality” Selected from

the Book “Monitoring Bathing Water”. A Practical Guide to the Desing and Implementation of

Assessment and Monitoring programmers, 2000, pp 22-84.

Fiore, J. V. and R. A. Babineau. "Effect of an Activated Carbon Filter on the Microbial Quality of

Water." Applied and Environmental Microbiology. 1977; 34(5):541-546.

Freeman DJ, Colitti OA.. Removal of explosives from load-assemble-pack wastewater (pink water)

using surfactant technology. Proc Ind Waste Conf, 1982, 36:383-394.

Geetha A., Palanisamy P. N., Sivakumar P., Ganaesh kumar P. and Sujatha M., E; Journal of Chemisty,

2008, 5(4), 696.

Geldreich, E. E. and D. J. Reasoner. "Home Treatment Devices and Water Quality." Drinking Water

Microbiology. 1990, 147-167.

George, I.; Crop, P.; Servais, P. Use of β-D-Galactosidase and β-D-Glucuronidase Activities for

Quantitative Detection of Total and Faecal Coliforms in Wastewater. Can. J. Microbiol. 2001, 47, 670–

675.

George, I.; Servais, P. Sources et Dynamique des Coliformes dans le Basin de la Sein; Rapport de

Synthèse; Programme PIREN-Seine 1998–2001, Sources et dynamique des coliformes dand le bassin

de la Seine; C. N. R. S.: Paris, France, 2002.

Gerba, C.P. and McLeod, J.S. Effects of sediments on the survival of Escherichia coli in marine waters.

Appl. Environ. Microbiol., 1976, 32(1), 114-120.

Gerber, N. Volatile substances from actinomycetes: their role in the odor pollution of water. CRC Crit.

Rev. Microbiol. 1979, 7, 191–214.

Glanville, T. D., J. L. Baker, and J. K. Newman. "Statistical Analysis of Rural Well Contamination and

Effects of Well Construction." Transactions of the ASAE. 1997, 40(2):363-370.

Gleeson, C. and Gray, N. The Coliform Index and Waterborne Disease, 1st edn, E&FN Spon, London,

1997.

LITERATURA

114


Goodfellow, M. and A.G. O'Donnell, Search and discovery of significantactinomycetes. In microbial

productes. New approach. 44 the symposium of the society for General Microbiology ed. Baumberg,

S.Hunter, I. and Rhodes, M.Chambridge. U.K: Cambridge University Press. 1989, pp:343-383.

Goodfellow, M., Williams, S.T. Ecology of Actinomycetes. Ann. Rev. Microbiol. 1983, 37, 189–216.

Gordon, D.M.; FitzGibbon, F. The Distribution of Enteric Bacteria from Australian Mammals: Host

and Geographical Effects. Microbiology 1999, 145, 2663–2671.

Gosselin, D. C., J. Headrick, R. Tremblay, X. H. Chen, and S. Summerside. "Domestic Well Water

Quality in Rural Nebraska: Focus on Nitrate-Nitrogen, Pesticides, and Coliform Bacteria." Ground

Water Monitoring and Remediation. 1997, 17(2):77-87.

Grabow, W.O.K. Waterborne Diseases: Update on Water Quality Assessment and Control. Water SA

1996, 22, 193–202.

Gray, James R. "Conductivity Analyzers and Their Application". In Down, R.D; Lehr, J.H.

Environmental Instrumentation and Analysis Handbook. Wiley. 2004, pp. 491–510. ISBN 978-0-471-

46354-2. Retrieved 2009-05-10.

Hallberg, G. R. "Nitrate in Ground Water in the United States." Nitrogen Management and

Groundwater Protection. 1989, 35-74.

Harilal C. C., Hashim A, Arun P. R. and Baji S., Journal of Ecology, Environment and Conservation,

2004, 10(2), 187.

Hathaway J,A; Subclinical effects of trinitrotoluene: A review of epidemiology studies. In: Rickett DE,

ed. Toxicity of nitroaromatic compounds. New York, NY: Hemisphere Publishing Corporation, 1985,

255-274.

Hathaway. J.;Trinitrotoluene: a review of reported dose related effects providing documentation for a

workplace standard. 1. occup. Med., 1977, 19,341-345.

Haxhimihali, Dh., Jana, N. Teknologjia kimike dhe mjedisore, 2002.

Hopwood DA, Buttner MJ, Bibb MJ, Kieser T and Charter KF Antibiotic production by Streptomyces.

Practical Streptomyces Genetics. 2000, 1, 1-42.

Horsley, S. W. "Nitrogen Loading Model for Wellhead Protection Areas." Ground water Monitoring

and Remediation. 1995, 15(1):66-67.

Hrudey, S.E., Rector, D., Motkosky, N. Characterization of drinking water odour arising from spring

thaw for an icecovered upland river source. Water Sci. Technol. 1992, 25 (2), 65–72.

Hubbard, R. K. and J. M. Sheridan. "Nitrate movement to groundwater in the southeastern Coastal

Plain." Journal of Soil and Water Conservation. 1989, 44:20-27.

Hunter, J.C., Eveleigh, D.E., Casella, G., 1981. Actinomycetes of a salt marsh. In: Schaal, K.P.,

Pulverer, G. (Eds.), Actinomycetes. Zentralblatt fu¨r Bakteriologie Supplement 11. Proceedings of the

Fourth International Symposium on Actinomycete Biology. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart.

Huntzens, JLM : Aminoacid composition of humic acid like polymers produced by streptomycetes and

humic acids from pasture & arable land. Soil Biol. Biochem., 1972, 4:339-345

ICAIR Life Systems, Inc. Drinking water criteria document on nitrate/nitrite. Washington, DC,

United States Environmental Protection Agency, Office of Drinking Water.1987.

IEN, Institute for Environmental Negotiation. "Wellhead protection: a handbook for local governments

in Virginia." UVA, University of Virginia. 1992.

International Organization for Standardization. Water quality—determination of ammonium.Geneva,

1984, 1986 (ISO5664:1984; ISO6778:1984; ISO7150-1:1984; ISO7150-2:1986).

Ja´chymova´ , J., Votruba, J., Vı´den, I., Rezanka, T. Identification of Streptomyces odor spectrum.

Folia Microbiol.2002, 47 (1), 37–41.

LITERATURA

115


Jensen, S.E., Anders, C.L., Goatcher, L.J., Perley, T., Kenefick, S., Hrudey, S.E. Actinomycetes as a

factor in odour problems affecting drinking water from the North Saskatchewan River. Water Res.

1994, 28 (6), 1393–1401.

Jensen, P.R., Dwight, R., Fenical, W. Distribution of actinomycetes in near-shore tropical marine

sediments. Appl. Environ. Microbiol. 1991, 57 (4), 1102–1108.

Jiang, C.L., Xu, L.H. Diversity of aquatic actinomycetes in lakes of the middle plateau, Yunnan, China.

Appl. Environ. Microbiol. 1996, 62 (1), 249–253.

Kabo, M. ed,: Gjeografia fizike e Shqipërisë. Vol I & II. Akademia e Shkencave, Tiranë. 1990-1991

Khan, I.A. and Khan A.A., Physical and chemical condition in Seika Jheelat, Aligarh, Ecol.,1985, 3,

269-274.

Kikuchi, T., Mimura, T., Itoh, Y., Moriwaki, Y., Negoro, K.I., Masada, Y., Inoue, T. Odorous

metabolites of actinomycetes Biwako-C and -D strain isolated from the bottom deposits of Lake Biwa.

Identification of geosmin, 2-methylisoborneol and furfural. Chem. Pharm. Bull. 1973, 21 (10), 2339–

2341.

Klausen, C., Jørgensen, N.O.G., Burford, M., O’Donohue, M., 2004a. Actinomycetes may also produce

taste and odour. Water 2004.

Klein, G. Taxonomy, Ecology and Antibiotic Resistance of Enterococci from Food and the Gastro-

Intestinal Tract. Int. J. Food Microbiol. 2003, 88, 123–131.

Konova, MM : Soil organic Maters. Its nature, its role in soil formation & in soil fertility. 2 nd English

Ed. Pergamon Press,1966.

Kraus, D.L., Hendry, e.D. & Keirn, M.A. US Department of Defense superfund implementation at a

former TNT manufacturing faciIity. In: Sixth National Conference on Management of Uncontrolled

Hazardous Waste Sites, Silver Spring, MD, Hazardous Materials Control Research Institute, 1985, pp.

314-318

Kühn, I.; Iversen, A.; Burman, L.G.; Olsson-Liljequist, B.; Franklin, A.; Finn, M.; Aarestrup, F.;

Seyfarth, A.M.; Blanch, A.R.; Vilanova, X.; Taylor, H.; Caplin, J.; Moreno, M.A.; Dominguez, L.;

Herrero, I.A.; Möllby, R. Comparison of Enterococcal Populations in Animals, Humans, and the

Environment—An European Study. Int. J. Food Microbiol. 2003, 88, 133–145.

Kumaraswamy N., Pollute Research. 1999, 10(1), 13-20.

Kuster, E: Taxonomy of soil actinomyces & related organism. In: “Ecology of soil bacteria”, eds. Gray

(TRG) and Parkinson (D), 1968, 322-336.

Kuzner, HJ : Uber die Bildung Von Huminstaffen durch Streptomyceten Landwirtsch. Forsch, 1968,

21: 48-61

Lange, C.L., Wittmeyer, S.A., 1997a. Production of drinking water tastes and odors in zebra mussel

colonies. Dreissena! 7 (4), 11–12.

LeChevallier, M, W., Welch, N, J., Smith, D, B, Full-scale studies of factors related to coliform regroth

in drinking water. Applied and Environmental Microbiology, 1996, 62, 2201-2211.

Lloyd, A.B., Dispersal of streptomycetes in air. J. Gen. Microbiol. 1969, 57, 35–40.

Madison, R. J. and J. O. Brunett. "Overview of the Occurrence of Nitrate in Ground Water of the

United States." USGS water supply paper #2275. 1985, 93-105.

Mahananda, M, R., Mohanty, B, P & Behera, N, R. Physicho-chemical Analysis of Surface and Ground

Water of Bargarg District, Orissa, India, IJRRAS, 2010, 2 (3), 284-295.

LITERATURA

116


Maiti S. K, Handbook of methods in environmental studies, Water and waste water analysis, ABD

Publishers, Jaipur, Vol. 1, 2004.

McCarthy AJ, Lignocellulose degrading actinomycetes. FEMS Microbiol.Rev., 1987, 46, 145-163.

McCarthy AJ, Williams ST, Actinomycetes agents of biodegradation in the environment - a

review.Gene, 1992, 115, 189-192.

McCartney, M. P., Acreman, M. C. and Bergkamp, G. Freshwater Ecosystem Management and

Environment Security. Proceedings of the workshop on a Vision for Water and Nature, World Water

Council. IUCN, Gland and Montreal, 1999.

Medema, G.J.; Payment, P.; Dufour, A.; Robertson, W.; Waite, M.; Hunter, P.; Kirby, R.; Anderson, Y.

Safe drinking water: an ongoing challenge. In Assessing Microbial Safety of Drinking Water.

Improving Approaches and Method; WHO & OECD, IWA Publishing: London, UK, 2003, pp. 11–45.

Neal, C., Jarvie, H, P., Williams, R, J., Pinder, I. C, V., Collett, G, D., Neal, M., Bhardwaj, L; The

water quality of Great Ouse, Science of the Total Environment, 2000a, 251-252, 1-3, 423-440.

Neal, C., Neal, M., Wickham, H., Harrow, M; The water quality of tributary of the Thames, the Pang,

Southern England, Science of the Total Environment, 2000b, 251-252, 1-3, 459-475.

Nebbache, S., Feeny, V., Poudevigne, I., Alard, D; Tirbidity and nitrate transfer in karstic aquifers in

rural areas; The Brionne Basin case-study, Journal of Environmental Management, 2001, 62, 2, 389-

398.

Niemi, R.M., Knuth, S., Lundstro¨m, K. Actinomycetes and fungi in surface waters and potable water.

Appl. Environ. Microbiol. 1982, 43 (2), 378–388.

Okami, Y., Okazaki, T. Actinomycetes in marine environments. In: Mordarski, M., Kurylowicz, W.,

Jeljaszwicz, J. (Eds.), Nocardia and Streptomyces. Proceedings of the International Symposium on

Nocardia and Streptomyces. Gustav Fischer Verlag, New York, 1978, pp. 145–151.

Payment, P.; Waite, M.; Dufour, A. Introducing parameters for the assessment of drinking water

quality. In Assessing Microbial Safety of Drinking Water. Improving Approaches and Method; WHO

& OECD, IWA Publishing: London, UK, 2003, pp. 47–77.

Powell, G. M., R. D. Black, and J. S. Hickman. "Groundwater and Well Contamination." Kansas State

University Cooperative Extension Service. 1990, December.

Protocol of Accepted Drinking Water Testing Methods, Version 2.0, 5 2010.

Pullin RSV, Compiler. Discussion and recommendations on aquaculture and the environment in

developing countries. In: Pullin RSV, Rosenthal H, Maclean JL, editors. Environment and aquaculture

in developing countries. ICLARM Conference Proceedings. 1993, 31. p. 312-338

Purandara B. K., Varadarajan N. and Jayshree K., Poll. Res., 2003, 22 (2), 189

Raschke, R.L., Carroll, B., Tebo, L.B. The relationship between substrate content, water quality,

actinomycetes and musty odours in the Broad River basin. J. Appl. Ecol. 1975, 12 (2), 535–560.

Regunathan, P., W. H. Beauman, and E. G. Kreusch. "Efficiency of point-of-use treatment devices."

Journal American Water Works Association. 1983, 75:42-50.

Reichert J, Lochtmann S. Auftreten von Nitrit in Wasserversorgungssystemen. [Occurrence of nitrite in

Water distribution systems.] Gas- und wasserfach, wasser- Abwasser, 1984, 125:442-446.

Reichenberger, L. "Bad Wells, Bad Water." Farm Journal. 1990, November:13-15.

Rice, R. G. "Ozone for Point-Of-Entry Point-Of-Use Applications." Water Quality Association. 1989.

Richards, R. P., D. B. Baker, N. L. Creamer, J. W. Kramer, D. E. Ewing, B. J. Merryfield, and L. K.

Wallrabenstein. "Well Water Quality, Well Vulnerability, and Agricultural Contamination in the

Midwestern United States." Journal of Environmental Quality. 1996, 25(3):389-402.

Robins, N. S. "Recharge: the key to groundwater pollution and aquifer vulnerability." Groundwater

Pollution, Aquifer Recharge and Vulnerability. 1998.

LITERATURA

117


Rowbotham, T.J., Cross, T. Ecology of Rhodococcus coprophilus and associated actinomycetes in

fresh water and agricultural habitats. J. General Microbiol. 1977, 100, 231–240.

Rybach, L. and Sanner, B. Ground-source heat pump systems: the European experience. GHC Bulletin,

2000, 21, 16-26.

Scheutz, F.; Strockbine, N.A. Genus Escherichia. In Bergey’s Manual of Systematic Bacteriology, 2nd

ed.; Brenner, D.J., Krieg, N.R., Staley, J.T., Eds.; Springer: New York, NY, USA, 2005, Volume 2,

Part B, pp. 607–623.

Schepers, J. S., D. L. Martin, D. G. Watts, and R. B. Ferguson. "Integrated Water and Nitrogen

Management." Nitrate contamination: exposure, consequence, and control." 1991, 163-171.

Schilling, K, E, Occurrence and distribution of ammonium in Iowa groundwater, Water Environment

Research, 2002, 74, 2, 177-186.

Sharma, A, P, Physical, chemical and bacteriological quality of water. International Workshop on

Surface/River Water Quality, Jointly organized by PCRWR, UNESCO/IHP and German IHP/OHP in

cooperation with ICIMOD, Islamabad, Pakistan, 2001.

Seas, C.; Alarcon, M.; Aragon, J.C.; Beneit, S.; Quiñonez, M.; Guerra, H.; Gotuzzo, E. Surveillance of

Bacterial Pathogens Associated with Acute Diarrhea in Lima, Peru. Int. J. Infect. Dis. 2000, 4, 96–99.

Silvey, J. K., Henley, D. E. and Wyatt, J. T . Planktonic blue-green algae: growth and odor-production

studies. J. Am. Water Works Assoc., 1972, 64: 35.

Snyder, J. W., C. N. Mains, R. E. Anderson, and G. K. Bissonnette. "Effect of Point-of-Use, Activated

Carbon Filters on the Bacteriological Quality of Rural Groundwater Supplies." Applied and

Environmental Microbiology. 1995, 61(12):4291-4295.

Sinton, L.W.; Finlay, R.K.; Hannah, D.J. Distinguishing Human from Faecal Contamination in Water:

A Review. New Zealand J. Marine Freshwater Res. 1998, 32, 323–348.

Spalding, R. F. and M. E. Exner. "Occurrence of Nitrate in Groundwater - A Revieë." Journal of

Environmental Quality. 1993, 22(3):392-402.

Sobsey M.D. Managing water in the home: accelerated health gains from improved water supply.

WHO, Geneva, Switzerland, 2002.

Sugiura, N., Inamori, Y., Hosaka, Y., Sudo, R., Takahashi, G., Algae enhancing musty odor production

by actinomycetes in Lake Kasumigaura. Hydrobiologia, 1994, 288 (1), 57–64.

Sudhir, D and Amarjeet, K. Physicho-chemical Characteristics of Underground Water in Rural Areas

of Tosham subdivisions, Bhiwani District, Haryana, J. Environ. Poll., 1999, 6 (4), 281.

Terkina, I.A., Drukker, V.V., Parfenova, V.V., Kostornova, T.Ya. The biodiversity of actinomycetes in

Lake Baikal. Microbiology, 2002, 71 (3), 346–349.

Thompson, T. and Xia, Wan. The Socio-economic dimensions of agricultural production in Albania. A

national survey. International Fertilizer Development Centre. 1992, 31pp.

Tuthil, A., D. B. Meikle, and M. C. R. Alavanja. "Coliform Bacteria and Nitrate Contamination of

Wells in Major Soils of Frederick, Maryland." Journal of Environmental Health. 1998, 60(8):16-20.

USEPA. "Wellhead Protection: a guide for small communities." Center for Environmental Research

Information. 1993, February.

USEPA. Quality criteria for Water. Washington, DC. 1976, p. 16

Van Everding, R.O; Personal communication. Department of Fisheries and Environment, January

1978.

Veldre, I, a., Karlova, S, A; Nitrates in drinking water, Gigiena-i-Sanitary,1991, 10, 39-42.

Volokita, M., S., Abeliovich, A., Soares, M, I, M; Biological denitrification of drinking water usin

newspaper, Water Research, 1996, 30, 4, 965-971

LITERATURA

118


Wagenet, Linda, Karen Mancl, and Marty Sailus. "Home Water Treatment." Northeast Regional

Agricultural Engineering Service. 1995, NRAES-48.

Weigman, D. L. and C. J. Kroehler. "Threats to Virginia's Groundwater." VPI & SU: Virginia Water

Resources Research Center. 1990.

Weil D, Quentin KE. Bildung und Wirkungsweise der Chloramine bei der Trinkwasseraufbereitung.

[Formation and mode of action of chloramines in drinking-water treatment.] 1. Teil (parts 1 and 2).

Zeitschrift für Wasser und Abwasser Forschung, 1975, 8:5- 16; 46-56.

Weisenburger, D, D, Potential health concequences of ground water contamination by nitrates in

Nebraska, Nebr, Med, J., 1993, 78, 7-12.

Viessman Jr. and Hammer. Water Supply and Pollution Control (5th

Edition). Chapter 9, pg. 312.

Harper Collins College Publishers. New York, NY. 1993.

Weyland, H., 1981. Distribution of actinomycetes on the sea floor. In: Schaal, K.P., Pulverer, G. (Eds.),

Actinomycetes. Zentralblatt fu¨r Bakteriologie Supplement 11. Proceedings of the Fourth International

Symposium on Actinomycete Biology. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart.

Willoughby, L.G.,A study of the aquatic actinomycetes of Blelham Tarn. Hydrobiologia 1969, 34,

465–483.

VDH, Virginia Department of Health. "Rural Drinking Water: A Survey of Households with Bored

Well Water Sources South/Central Piedmont Virginia." 1983, April.

VDH, Virginia Department of Health. "Private Well Regulations." 1992.

VGPSC, Virginia Groundwater Protection Steering Committee. "Wellhead protection: case studies of

six local governments in Virginia." 1993.

Wendlandt E. Ammonium/Ammoniak als Ursache für Wiederverkeimungen in Trinkwasserleitungen.

[Ammonium/ammonia as cause of bacterial regrowth in drinking-water pipes.] Gas- und Wasserfach,

Wasser-Abwasser, 1988, 129:567-571.

Wheeler, A.L.; Hartel, P.G.; Godfrey, D.G.; Hill, J.L.; Segars, W.I. Potentital of Enterococcus faecalis

as a Human Fecal Indicator for Microbial Source Tracking. J. Environ. Qual. 2002, 31, 1286–1293.

Wilkins, K., Parkalle´ , L. Volatile metabolites from actinomycetes. Chemosphere 1996, 32 (7),

1427–1434.

Williams & Wilkins: Bergey’s Manual of Determinative Bacteriology, 9th ed.; Holt, J.G., et al., Eds.;

Baltimore, MD, USA, 1994, pp. 175–190.

White, G.C. Disinfection: the last line of defense for potable water. J. Am. Water Works Assoc., 1975,

67: 410

Whitsell, W. J. and G. D. Hutchinson. "Seven Danger Signals for Individual Water Supply."

Transactions of the ASAE. 1973, 16:777-781.

Wong HC, Ting Y, Lin HC, Reichert F, Myambo K, Watt KWK, Toy PL, Drummond RJ, Genetic

organization and regulation of the xylose degradation genes in Streptomyces rubiginosus. J. Bacteriol.,

1991, 173, 6849-6858.

WHO, Guidelines for Drinking Water Quality (Vol. 2) (2nd

end,), World Health Organization, Geneva,

Switzerland, 1996.

World Health Organization, (Environmental Health Criteria, No. 54). International Organization for

Standardization. Water quality—determination of ammonium, 1986.

World Health Organization. Guidelines for Drinking-water Quality, Incorporating 1st and 2nd

Addenda, Volume 1, Recommendations, 3rd ed.; WHO: Geneva, Switzerland, 2008.

Zaitlin, B., Watson, S., Ridal, J., Satchwill, T., Parkinson, D. Actinomycetes in Lake Ontario: habitats

and geosmin and MIB production. J. Am. Water Works Assoc. 2003a, 95 (2), 113–118.

LITERATURA

119


Zdruli, P. Soil Survei in Albania, Soil Resource of Europe, second edition,R. J.A. European

Soil Bureau - Research Report No.9, EUR 20559 EN, 2005, 39-45.

120


PERMBLEDHJE

Fshati Gërdec ndodhet në veri-perëndim të qytetit të Tiranës. Zona ku ka ndodhur shpërthimi i depos së

municioneve në vitin 2008 ndodhet midis kordinatave gjeografike 41° 24′17.98 ″ gjerësi 19° 38′

2.59″gjatësi. Studimi në fjalë ka patur synim analizimin e ujit të puseve që ndodhen afër zonës së

shpërthimit në një rreze nga 200 deri 2000 metra. Puset e ujit në këtë zonë janë dy tipesh; a) puse

arizane me thellësi nga 5-7 metra e gjerësi 70-90 cm dhe b) puse të shpuar me sondë me thellësi që

varion nga 40-70 metra e gjerësi 10 cm. Thuajse të gjitha puset janë të vendosur (ndërtuar) nën nivelin

e shtëpive të banimit dhe në disa raste poshtë nivelit të objekteve që përdoren për strehimin e bagëtive

(ahure) dhe shpendëve të ndryshëm. Në asnjë pus nuk aplikohej ndonjë metodë trajtimi e ujit, qoftë

edhe ato më të thjeshtat. Në tokat përreth puseve kultivohen perime dhe dru frutorë të ndryshëm ku

përdorimi i plehut kimik, organik komercial dhe mbetjeve organike të kafshëve është i pa shmangshëm.

Monitorimi i këtyre puseve është bërë pikërisht në kushtet e mungesës së plotë të kontrollit dhe

mirëmbajtjes periodike të puseve. Nga rezultatet e përfituara konstatohet se, vlerat e pH dhe

temperaturës së ujit të puseve janë brenda normave të lejuara gjatë gjithë kohës së monitorimit, ndërsa

23% e puseve rezultojnë mbi vlerat normale për TDS dhe 20% për përcjellshmërinë sipas

rekomadimeve të EPAs. Përmbajtje e nitrateve në 37% të puseve rezulton të jetë mbi 50 mg/l, që është

kufiri maksimal i lejuar, ndërsa në 20% të puseve përmbajtja rezulton mbi 25 mg/l që është norma e

rekomanduar. Përmbajtja e amoniakut rezulton mbi normën e lejuar në 93% të puseve. Escherichia coli

është e parnishme në 100%, ndërsa Streptococccus faecalis është i pranishëm në 81% të mostrave të

analizuara. Edhe aktinomicetet janë të pranishme gjatë gjithë muajve të monitorimit dhe variojnë nga 2

deri në 70 Cfu/ml. TNT (2,4,6, trinitrotoluoli) mungon në gjithë mostrat e tokës së analizuar në zonën

ku është kryer monitorimi i ujit të puseve. Është konstatuar se përmbajtja mesatare e treguesve fiziko-

kimike dhë lëndëve të padëshiruara për periudhën e lagësht janë në përgjithësi më të larta se në

periudhën e thatë. Midis TDS dhe përcjellshmërisë nga njëra anë si dhe nitrateve e treguesve

mikrobiologjik në anën tjetër rezulton të ketë korrelacione respektive. Nga krahasimi i bërë për

prezencën e treguesve mikrobiologjikë për vitin 2008 dhe vitin 2012 shikohet se uji i puseve në këtë

zonë deri në momentin e këtij studimi nuk ka ndonjë ndikim specifik në ndotjen mikrobiologjike nga

shpërthimi i depos së demontimit të municioneve në vitin 2008.

Fjalëkyçe: Gërdec, cilësia e ujit, indikatorë ndotje, nitrate, amoniak

ABSTRACT

Gërdec village is located in the north-west of the Tirana city. The area where the explosion happened in

2008 is located between the geographic coordinates 41°24'17.98"latitude 19°38'2.59" longitude. The

subject of this study was the investigation of water quality in wells located closer to the blast area

within a radius of 200 to 2000 meters. The origin of wells consists mainly of two types; a) dug wells

with depth varying from 5 to 7 m and width from 70 to 90 cm, b) drilled wells where the depth varies

from 40 to 70 meters and width up to 10 cm.

Almost all the wells are located (built) below the level of houses some of them even below the level of

farm animals. To clean up the water of wells no treatment methods are employed, even the simplest

ones. The land surround wells was planted with different vegetables and fruit-bearing trees and hence

the application of commercial organic, inorganic fertilizers and animal organics was unavoidable.

Under these conditions there was no periodic maintenance of the wells. The obtained results indicate

that the pH and temperature of the water wells is within permissible limits during the whole period of

monitoring, while 23% of the wells reveal over limit for TDS and 20% for conductivity according to

the recommendations of EPAS. Regarding the content of nitrates, 37% of the wells contain above 50

mg / l nitrates, which is the maximum allowed content while 20% of them reveal nitrates concentration

over 25 mg / l, which is the allowed limit. In 93% of the wells the content of ammonia resulted to be

above the allowed limit. The presence of Escherichia coli is almost in 100%, while the Streptococccus

faecalis is in 81% of analysed samples. Actinomycetes were present during all months of monitoring

and range from 2 to 70 cfu / ml. TNT (2,4,6, trinitrotoluoli) was not detectable in soil samples

analysed in the area where the investigation took place. In general the average values of physico-

chemical parameters in wet period were higher than in the dry period. The correlation between TDS

and conductivity in one side and microbiological indicators and nitrate on the other side can be

detected, respectively. The comparison of microbiological indicators in years 2008 and 2012 (until the

end of this study) indicates that water wells in the investigated location were not yet affected from

ammunition explosion in 2008.

Keywords: Gërdec, water quality, pollution indicators, nitrates, ammonia

doktoratura milidin bakalli, fakulteti i shkencave i natyrore

Documents