ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (pb) në territorin

Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat

i

REPUPLIKA E SHQIPËRISË

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE NATYRORE

DEPARTAMENTI I KIMISË INDUSTRIALE

Në programin:

“Proçeset e Trajtimit Kimik të Lëndëve të Para Natyrore dhe të

Mbeturinave Industriale e Urbane”

Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale

(Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat

Kanditati Udhëheqës Shkencor

Mirela ALUSHLLARI Nikolla CIVICI

Tiranë, 2013


ii

REPUPLIKA E SHQIPËRISË

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE NATYRORE

DEPARTAMENTI I KIMISË INDUSTRIALE

Disertacion

I paraqitur nga

Msc. Mirela Alushllari

Udhëhequr nga

Prof. Dr. Nikolla Civici

Për marrjen e gradës

Doktor Shkencash

Tema: Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në

territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat

Mbrohet me datë ....../ ....../ 2013 para jurisë

Kryetar .....................................................................................................

Anëtar (Oponent)......................................................................................

Anëtar (Oponent)......................................................................................

Anëtar .........................................................................................................

Anëtar .........................................................................................................


iii

PËRMBAJTJA

Përmbledhje ............................................................................................................................................. X

Hyrje .................................................................................................................................................. XI

Objekti i studimit .................................................................................................................................. XII

Qëllimi XII

KAPITULLI I - PJESA TEORIKE

1. MJEDISI DHE NDIKIMI I METALEVE TË RËNDA ............................................................. 1

1.1 Biosfera dhe ekosistemet ............................................................................................................ 1 1.2. Metalet e rënda ........................................................................................................................... 2 1.3. Metalet esencial dhe jo esencial ................................................................................................. 3 1.4. Aspirimi dhe toksiciteti i metalve në bimë ................................................................................. 3 1.5. Natyra e shkëmbimeve tokë-bimë-atmosferë ............................................................................. 4

KAPITULLI II

2. PLUMBI, PRANIA DHE NDIKIMI NË MJEDIS .......................................................................... 6

2.1. Plumbi ........................................................................................................................................ 6 2.1.1. Vetite fizike të plumbit ............................................................................................................... 6 2.1.2. Vetitë kimike të plumbit ............................................................................................................. 7 2.2. Aplikimet dhe ekspozimet e plumbit ........................................................................................ 10 2.3. Burimet e plumbit në mjedis .................................................................................................... 11 2.3.1. Burimet natyrale të plumbit ...................................................................................................... 11 2.3.2. Burimet antropogjenike ............................................................................................................ 12 2.4. Plumbi në atmosferë ................................................................................................................. 14 2.5. Plumbi në tokë ......................................................................................................................... 16 2.6. Plumbi në ujë ........................................................................................................................... 17 2.7. Efektet toksikologjike të plumbit në mjedis ............................................................................. 17 2.8. Efektet toksikologjike të plumbit në bimësi ............................................................................. 18 2.9. Efektet toksikologjike të plumbit në kafshë ............................................................................. 18 2.10. Efektet e plumbit në shendetin e njeriut ................................................................................... 19 2.10.1. Efektet e ajrit të ndotur me plumb në njerëz ............................................................................ 20 2.10.2. Efektet e ujit të ndotur me plumb në njerëz ............................................................................. 20 2.10.3. Efektet e tokës së ndotur me plumb në njerëz .......................................................................... 21 2.10.4. Rruga e ekspozimit të plumbit në njerëz .................................................................................. 21

KAPITULLI III

3. Nivlet e lejuara të plumbit dhe metodat kryesore të matjes ............................................... 23

3.1. Niveli maksimal i lejuar i plumbit në mjedis ........................................................................... 23 3.1.1. Vlerat e rekomanduara të plumbit në tokë, eu dhe who. ......................................................... 23 3.1.2. Vlerat e rekomanduara të plumbit në bimë. ............................................................................. 23 3.1.3. Vlerat e rekomanduara të plumbit në ujin e pijshëm. ............................................................... 24 3.2. Medotat e matjes së pb në mjedis ............................................................................................. 24 3.2.1 Voltametria e zhveshjes anodike (ASV). ................................................................................. 25 3.2.2. Spektrometria e emisionit atomik me plasmë të çiftuar me induksion ICP/AES ..................... 25 3.2.3. Mas spektrometria e emisionit atomik me plasmë të çiftuar me induksion ICP/MS ................ 26 3.2.4. XRF. ......................................................................................................................................... 27 3.1.1. SAA. ......................................................................................................................................... 29

KAPITULLI IV

4. Ish-uzina e baterive berat ............................................................................................................... 40

4.1. Berati, pozita gjeografike, klima .................................................................................................... 40


iv

4.2. Zona e sdudimit dhe gjeologjia e saj ............................................................................................... 41 4.3. Paraqitja e problemit ........................................................................................................................ 41 4.4. Prodhimi i plumbit ........................................................................................................................... 44 4.5. Bateritë acide të plumbit ................................................................................................................. 44 4.6. Procesi i riciklimit të baterive ......................................................................................................... 47 4.6.1. Paratrajtimi i skrapit .................................................................................................................... 48 4.6.2 Shkrirja .......................................................................................................................................... 49 4.6.3 Rafinerimi, pastrimi ....................................................................................................................... 50 4.7. Projektimi i mostrimit për mostrat e tokës dhe bimëve ................................................................... 51 4.8. Pregatitja e mostrave të dherave ...................................................................................................... 58 4.8.1. Trajtimi i mostrave të dherave ...................................................................................................... 58 4.9. Pergatitja e mostrave të bimëve ....................................................................................................... 58 4.9.1. Trajtimi i mostrave të bimëve ...................................................................................................... 59 4.10. Trajtimi i mostrave ujore ............................................................................................................... 59 4.11. Pajisjet dhe reagentët e nevojshme ................................................................................................ 59 4.12. Parametrat instrumental; kalibrimi ................................................................................................ 59 4.13. Kontrolli i cilësisë së analizës, llogaritja e përqendrimit të plumbit ............................................. 63

KAPITULLI V

5. Rezultate dhe vlerësime ................................................................................................................... 64

5.1. Të dhëna dhe rezultate ..................................................................................................................... 64

5.1.1. Plumbi në dhera ............................................................................................................................ 64

5.1.2. Plumbi në bimësi .......................................................................................................................... 67

5.1.3. Plumbi ne ujëra ............................................................................................................................. 69

5.2. Shpërndarja e pb në dherat sipërfaqësor .......................................................................................... 70

5.5. Vlerësimi i rrezikut potencial të mjedisit ......................................................................................... 81

5.5.1. Llogaritja e potencialit të rrezikut (HQ) të zonës ......................................................................... 82

5.6. Bimësia ............................................................................................................................................ 83

5.7. Bioakumulimi .................................................................................................................................. 85

5.7.1. Llogaritja e faktorit të bioakumulimit (FBA) ............................................................................... 85

5.8. Matja e mostrave përfaqësuese ujore ............................................................................................... 87

5.9. Diskutimi i rezultateve.................................................................................................................... 89

5.9.1. Zona brenda uzinës (2007) ........................................................................................................... 89

5.9.2. Zona e dytë e studimit uzinë_berat (2009). .................................................................................. 89

5.9.3. Zona rreth uzinës (2012)............................................................................................................... 90

5.9.4. Ujërat ............................................................................................................................................ 91

5.10. Përfundime dhe rekomandime ....................................................................................................... 91

Literatura .............................................................................................................................................. 93


v

LISTA E FIGURAVE

Figura 1.1. Sferat mjedisore. .............................................................................................................. 1

Figura 1.2. Struktura e sistemit sferik ................................................................................................ 1

Figura 1.3. Paraqitja skematike e procesit të përfshirë në fito ekstraktimin e metaleve nga toka. ..... 4

Figura 2.1. Kimia e plumbit. .............................................................................................................. 9

Figura 2.5. Rrugët e eksopzimit të Plumbit . ................................................................................... 22

Figura 3.1. Varësia e kohës se formimit të valës nga tensioni për ASV. ......................................... 22

Figura 3.2. ICP_AES. ...................................................................................................................... 22

Figura 3.3. ICP_ MS. ..................................................................................................................... 226

Figura 3.4. Përftimi i rrezeve X. ...................................................................................................... 22

Figura 3.5. Diagram e instrumenti të XRF. ................................................................................... 228

Figura 3.6. Paraqitja skematike e EDXRF. .................................................................................... 228

Figura 3.7. Paraqitja skematike WDXRF. ....................................................................................... 28

Figura 3.8. Procesi i absorbimit dhe emisionit atomik. ................................................................... 30

Figura 3.9. Diagram Grotrian. ......................................................................................................... 30

Figura 3.10. Spektri i Na. a-absorbimi dhe b-emisioni. ..................................................................... 31

Figura 3.11. Profili i vijës dhe gjysmë gjerësisë së vijës spektrale. ................................................... 31

Figura 3.12. Procesi i Absorbimit. ..................................................................................................... 33

Figura 3.13. Procesi i emisionit.. ................................................................................................... 2233

Figura 3.14. Analiza cilesore ne SAA.. ............................................................................................. 33

Figura 3.15. Korrelacioni midis përqendrimit dhe absorbances së standardeve. ............................... 34

Figura 3.16. Kurba e kalibrimit. ........................................................................................................ 34

Figura 3.17. Limiti i detektimit. ......................................................................................................... 34

Figura. 3.18. Komponentët kryesorë të spektrometrit të absorbimit atomik. ...................................... 37

Figura 3.19. LOD të metodave analitike ............................................................................................ 39

Figura 4.1. Procesi elektrokimik për prodhimin e plumbit hidro-metalugjik. ................................ 44

Figura 4.2. Struktura e baterisë acide të plumbit. ............................................................................ 45

Figura 4.3 Procesi i ngarkimit te baterisëFigura 4.4. Procesi i shkarkimit te baterisë .................... 46

Figura 4.5. Procesi i thyerjes së baterive ......................................................................................... 48

Figura 4.6. Procesi i para trajtimit të skrapit për bateri .................................................................... 49

Figura 4.7. Bilanci në masë i procesit të prodhimit të plumbit. ....................................................... 50

Figura 4.8. Rafinimi i plumbit piro-metalurgjik. ............................................................................. 51

Tabela 4.9. Paraqitja e pikave të mostrimit të marra dhe kodet e tyre. ............................................ 53

Figura 4.10. Pikat e mostrimit të ujërave. .......................................................................................... 54

Figura 4.11. Zona e grumbullimit të mostrave................................................................................... 55

Figura 4.12. Kurba e kalibibrimit të Pb për mostrat ujore ................................................................. 61

Figura 4.13. Kurba e kalibrimit të Pb për përcaktimin e Pb në dhera, SAAF .................................... 62

Figura 4.14. Kurba e kalibrimit të Pb për përcaktimin e Pb në bimësi. ............................................. 62

Figura 5.1. Pb në dherat sipërfaqësor. (Mostrimi I). ........................................................................ 71

Figura 5.2. Pb në dherat sipërfaqësor. (Mostrimi II). ...................................................................... 71


vi

Figura 5.3. Pb në dherat sipërfaqësor. (Mostrimi III). ..................................................................... 72

Figura 5.4. Përmbajtja e Pb në dhera të punuar ............................................................................... 73

Figura 5.5. Përmbajtja e Pb nëdhera të papunuar. ........................................................................... 73

Figura 5.6. Përmbajtja e Pb në mostra paralele të dherave. ............................................................. 74

Figura 5.7. Përmbajtja e Pb në dherat sipërfaqësor. ......................................................................... 74

Figura 5.8. Pb në mostrat e dherave të profilit. (Mostrimi I). .......................................................... 76

Figura 5.9. Përmbajtja e Pb në mostrat e dherave të profilit. (Mostrimi II). .................................... 77

Figura 5.10. Përmbajtja e Pb në mostrat e dherave të profilit. (Mostrimi III). .................................. 77

Figura 5.11. Përmbajtja e Pb në mostrat e dherave të profilit ............................................................ 78

Figura 5.12. Depërtimi i Pb në mostrat e profilit të dherave.............................................................. 78

Figura. 5.13. Grupimi i mostrave sipas shkallës së ndotjes Pb në dherat sipërfaqësor, WHO. .......... 79

Figura. 5.14. Grupimi i mostrave sipas shkallës së ndotjes të Pb në dherat sipërfaqësor, KE ............ 80

Figura 5.15. Zonat më të ndotura të dherave sipërfaqësore. .............................................................. 80

Figura 5.16. Shpërndarja e Pb në varësi të largësisë nga uzina. ........................................................ 81

Figura 5.17. Paraqitja e pikave më të ndotura ................................................................................... 81

Figura 5.18. Potenciali i rrezikut për të gjithë mostrat e dherave sipërfaqësor .................................. 83

Grafiku 5.19. Përmbajtja e Pb në bimësi. Mostrimi I (Brenda uzinës) ............................................... 84

Grafiku 5.20. Përmbajtja e Pb në bimësi. Mostrimi II (Uzinë-Berat) .................................................. 84

Figura5.21. Përmbajtja e Pb në bimësi. Mostrimi III ........................................................................ 85

Grafiku 5.22. Faktori i bioakumulimit të bimësisë .............................................................................. 87

Figura 5.23. Faktori i bioakumulimit të bimësisë .............................................................................. 87

Grafiku 5.24. Përmbajtja e Pb në ujë, mostrimi I dhe II. ..................................................................... 88

Grafiku 5.25. Përmbajtja e Pb nëujin sipërfaqësor mostrimi I & II ..................................................... 88

Figura 5. 26. Krahasimi i përmbajtjes së Pb në ujin e pijshëm (Mostrimi I & II) .............................. 89


vii

LISTA E TABELAVE

Numri Titulli Faqja

Tabela 2.1. Vetitë fizike dhe kimike të plumbit. 7

Tabela 2.5. Plumbi dhe efektet shëndetësore themelore. 18

Tabela 3.1. Niveli maksimal i lejuar i Pb në Tokë (KE). 23

Tabela 3.2. Niveli maksimal i lejuar i Pb në Tokë (WHO). 23

Tabela 3.3. Niveli maksimal i lejuar i Pb në bimësi (KE). 24

Tabela 3.4. Niveli maksimal i lejuar i Pb në ujin e pijshëm. 24

Tabela 3.6 Burimet e gabimeve ne matjet analitike. 38

Tabela 3.7. Përmbledhje e teknikave te analizës elementare. 38

Tabela 4.1. Proceset e reaksioneve kimike të shkrirjes së plumbit sekondar

janë:

49

Tabela 4.2. Konvertimi i sulfurit të plumbit në plumb metalik 50

Tabela 4.3. Pikat e mostrimit të grumbullimit të mostrave të dherave. 56

Tabela 4.4. Pikat e mostrimit për grumbullimin e mostrave te bimësisë 57

Tabela 4.5. Pikat e mostrimit te mostrave ujore 58

Tabela 4.6. Parametrat instrumental (SAAGF) 60

Tabela 4.7. Parametrat instrumental (SAAF) 60

Tabela 4.8. Programi i furrës 60

Tabela 4.9. Rezultate të Pb në Materialin Referues Standard përkatëse 63

Tabela 5.1. Rezultat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese të

dherave

65

Tabela 5.2. Rezultat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese te

bimësisë

67

Tabela 5.3. Rezultat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese ujore

(mostrimi I).

67


(mostrimi II).

68

Tabela 5.5. Përmbajtja e Pb ne mostrat e dherave sipërfaqësor 66

Tabela 5.6. Pb në mostrat e dherave të profilit 73

Tabela 5.7. pikat e mostrimit me te ndotura te dherave 77

Tabela 5.8. Potenciali i rrezikut ne mostrat e dherave sipërfaqësor 80

Tabela 5.9. Faktori i Bio-Akumulimit te bimëve 84


viii

SHKURTIMET E FJALËVE

A Absorbanca

AA Absorbimi Atomik APDC Amonium pirolidine dikarbonat ASV Voltametria e zhveshjes anodike C Përqëndrimi

CRM Material referues standard

EPA Agjencia e mbrojtjes së mjedisit

EDL Llamba pa shkarkime elektrike

FBA Faktor bioakumlimi HCL Llamba katodike zgavër HQ koeficient rreziku

IC Kromatografia jonike

ICP/AES Spektrometria e emisonit atomik me plasmë të çiftuar me induksion ICP/MS Mas spektrometria e emisonit atomik me plasmë të çiftuar me induksion

KE Komunitetit evropian

LOD Limiti i detektimit

MR metale të rënda MCL nivel imaksimal i lejuar Na Natrium Pb Plumbi pH Jonet pozitive të hidrogjenit

ppb Pjesë për bilion

ppm Pjesë për milion

ppt Pjesë për trilion

SAA Spektrometria e absorbimit atomik

SAAF Spektrometria e absorbimit atomik me flakë

SAAGF Spektrometria e absorbimit atomik me furrë grafiti

X-RAY Fluoreshenca errezatimit X

WHO Organizata botërore e shëndetësisë


ix

Falënderime

Jo çdo gjë ishte aq e lehtë siç mund të jetë përshkruar brenda këtij punimi në një

formë të shkurtër e të përmbledhur. Në të vërtet ishte një rrugë e gjatë e lodhshme,

shpeshherë dhe e vështirë, por më e rëndësishme është që kjo rrugë ishte shumë e

vlefshme një eksperiencë e vyer edukative dhe pune të cilën e përjetova në jetën time.

Faleminderit të gjithë JU që më mbështetët dhe më shoqëruat gjatë kësaj kohe!

Veçanërisht dua të falënderoj udhëheqësin shkencor Prof. Dr. Niko CIVICI i cili dha

idenë e temës 4 vjet më parë dhe mbikëqyri në vazhdim ecurinë e punimit si në teren

ashtu edhe në laborator; për të gjitha inputet shkencore të Tij, idetë, këshillat,

vërejtjet, sugjerimet deri në realizimin e plotë të këtij punimi.

Falënderoj specialistët e mjedisit pranë bashkisë Berat, për kontributin e tyre brenda

mundësive.

Falënderoj Andrejeva Golloshi në Departamentin e Biologjisë e cila identifikoi

mostrat e bimësisë të grumbulluara për këtë punim.

Falënderoj stafin e Departamentin të Kimisë Industriale për mbështetjen dhe vërejtjet

përkatëse gjatë prezantimeve, veçanërisht shefin e departamenti Prof. Dr. Spiro

DRUSHKU për kujdesin, mbështetjen dhe ndihmën që më kanë dhënë për të realizuar

në kohë detyrimet ligjore lidhur me mbrojtjen e disertacionit.

Unë jam thellësisht mirënjohëse për familjen time, prindërit e mi, bashkëshortin tim

Fredi dhe veçanërisht për tre vajzat e mia Grisi, Kejsa dhe Alesia, të cilët meritojnë

dedikimin e këtij punimi.

Falënderime dhe respekt pafund me gjithë zemër për të gjithë Ju, që ishit me mua në

këtë rrugë të vështirë dhe paksa të gjatë por shumë të vyer.

Faleminderit!


x

Përmbledhje

Plumbi është element gjurmë në koren e tokës, por ai nuk është element esencial.

Plumbi është toksik ai ndikon jo vetëm në ndotjet mjedisore por shfaq edhe efekte

shëndetësore. Plumbi shkakton simptoma që radhiten nga humbja e funksionit

neurologjik deri në vdekje, në varësi të sasisë dhe kohëzgjatjes së ekspozimit. Burimet

e plumbit në mjedis janë natyrale dhe antropgjenike. Plumbi është gjerësisht i

përdorur në industri për ndërtimin e konstruksioneve, bateritë acide të plumbit, buleta,

armë etj. Qëllimi i këtij studimi është të vlerësoj gjendjen e mjedisit si në territorin e

ish Uzinës të Prodhimit të Baterive, Berat, ashtu edhe zonën përreth saj, duke u

përpjekur që të vlerësojmë ndikimin që ka pasur Pb në ndotjen e ambientit, (tokë, bar

dhe bimësi, si dhe në burimet ujore të zonës).

Ky studim paraqet përcaktimin e përqendrimin e plumbit në tokë, bimësi dhe ujë,

shpërndarjen e plumbit në sipërfaqe dhe profil të tokës në afërsi të ish Uzinës së

Prodhimit të Baterive Berat.

Gjatë këtij punimi u zgjodhën 37 pika mostrimi dhe u grumbulluan gjithsej 116

mostra mjedisore ku 53 janë mostra dherash (34 mostra janë dhera sipërfaqësor dhe

19 janë mostra të dherave në profil), 47mostra bimësie dhe 16 mostra ujore. Analizimi

i mostrave përfaqësuese për përmbajtjen e plumbit u krye në Qendrën e Fizikës

Bërthamore të Zbatuar, Fakulteti i Shkencave Natyrore, Universiteti i Tiranës nga

përdorimi i metodave të Spektrometrisë së Absorbimit Atomik me Flakë (SAAF) dhe

Furrë Grafiti (SAAGF). Ky studim raporton prezencën e plumbit në tokë, bimësi dhe

ujë në zonën e studimit. Nga rezultatet e arritura vihet re shpërndarja e plumbit në

sipërfaqe dhe profil të dherave nga burimi i ndotjes (fabrika) që nuk është unik.

Trendi i përqendrimit të plumbit në profil të dherave është në rënie. Përmbajtja e

plumbit në një pjesë të mostrave të analizuara është e lartë. Gjithashtu kemi llogaritur

faktorin e bioakumulimit për mostrat biologjike.

Përqendrimi i plumbit të gjetur në mostrat e dherave të grumbulluara në pika të

ndryshme është krahasuar me MCL të rekomanduar sipas Direktivës 86/278/EEC; në

mostrat biologjike është krahasuar nga MCL e rekomanduar sipas direktivës No.

1881/2006, Brussels dhe në mostrat ujore është krahasuar me MCL e rekomanduar

nga WHO dhe EPA. Përmbajtja e plumbit në mostrat përfaqësuese të dherave,

bimësisë dhe ujit është gjetur shpeshherë më e lartë sesa MCL përkatëse. Ne kemi

llogaritur potencialin e rrezikut (HQ) për çdo pikë sipërfaqësore të zgjedhur për

grumbullimin e mostrave ku 14 prej tyre rezultojnë me përmbajtje të plumbit mbi

vlerat maksimale të rekomanduara.

Fjalët kyçe: plumbi, mostra dherash sipërfaqësor dhe profili, biologjike dhe ujërash,

Spektrometria e Absorbimit Atomik SAA.


xi

HYRJE

Ne jetojmë në mjedis dhe jemi pjesë e tij. Mjedisi është tërësia e gjerave që

ndodhen rreth nesh, me të cilat direkt apo indirekt është e lidhur jeta dhe veprimtaria

e njeriut. Njeriu dhe mjedisi janë binom që ndikojnë në mënyrë të ndërsjellë te njeri-

tjetri. Veprimtaritë njerëzore, zhvillimi i shpejtë i teknikës dhe industrisë si dhe

shtrirja globale në tërë planetin kanë shkaktuar çrregullime të mëdha mjedisore dhe

prishje ekuilibri. Ndotja e mjedisit dhe veçanërisht sipërfaqja e tokës me metale të

rënda është prezentë në shumë zona industriale dhe minerare në të gjithë botën,

përfshirë dhe vendin tonë.

Si rezultat i rritjes së popullsisë, nevoja për konsum jetik është rritur ndjeshëm,

gjithashtu dhe prodhimi industrial. Zhvillimi i teknologjisë, industrializimi i shpejtë i

bujqësisë, zgjerimi i industrisë kimike, dhe nevoja për të krijuar forma të lira të

energjisë, përveç prodhimit primar kanë shkaktuar lëshimin e vazhdueshëm

tëpërbërjeve organike, inorganike, mbetjeve të lëngëta, të gazta dhe të ngurta në

mjedisin rrethues, duke shkaktuar kështu efekte negative në ekosisteme dhe njerëz.

Si pasojë atmosfera, shtretërit dhe burimet ujore si dhe shumë mjedise të tokës janë

ndotur nga një larmi e madhe e përbërjeve toksike. Shumë prej këtyre përbërjeve në

përqendrime të larta ose pas ekspozimit të zgjatur kanë potencial për të prodhuar

efekte negative në mjedis dhe organizma. Këto përfshijnë rrezikun e toksicitetit akut,

mutagjenezën (ndryshime gjenetike), defektet e lindjes (carcinogenesis dhe

teratogenesis) për njerëzit dhe të tjera organizma të gjallë. Disa nga këto komponime

toksike nga njeriu janë gjithashtu rezistentë ndaj kushteve fizike, kimike, biologjike

apo degradimit dhe kështu ata paraqesin një ngarkesë me madhësi të

konsiderueshme për mjedisin.Metalet e rënda janë bërë njëpapastërti, ndotje serioze

mjedisore në dhjetëvjeçarët e fundit. Plumbi është një ndër metalet e rëndë, me veti

shumë toksike kur ai gjendet mbi nivele të rekomanduara. Plumbi është konsideruar si

një nga metalet e rëndë më të shpeshtë që has një shqetësim mjedisor dhe është objekt

i shumë kërkimeve për përcaktimin e sasisë në mjedis dhe mënyrave më të drejta të

rehabilitimit të mjedisit apo zonave e territoreve të caktuara.

Ndotja e tokës me plumb shkakton një sërë problemesh mjedisore, duke përfshirë

humbjene bimësisë, ndotje të burimeve ujore nëntokësore, toksicitet në bimësi dhe

arritja e këtij toksiciteti dhe ndotje tek kafshët dhe njeriu nëpërmjet zinxhirit

ushqimor.Përveç aktiviteteve industriale dhe minierave, niveli i plumbit në tokë rritet

dhe si rezultat i përdorimit të plumbit në piktura, në benzinë, si dhe ujërat e zeza të

pasura me plumb. Ndotja gjithnjë e në rritje e plumbit në mjedis ka qenë një nga

shqetësimet më të mëdha për shkencën dhe publikun e përgjithshëm në pesëdhjetë

vitet e fundit.

Përpjekje të shumta janë bërë për të dekontaminuar tokat e ndotura, duke përfshirë

një rrjet të dy teknikave në tokë (in situ) dhe zhvendosja ose heqja e tokave te

kontaminuara (off site). Asnjë nga këto teknika deri tani nuk është ideale për

rigjenerimin e tokave të ndotura dhe shpeshherë më shumë se një nga këto teknika

është e nevojshme për të optimizuar përpjekjet e pastrimit. Megjithatë aplikimi i

këtyre metodave shpeshherë përben një problem tjetër sepse këmben llojin e ndotjes.

Një metodë tjetër e përdorur për rigjenerimin e tokave të ndotura me metale të rënda

është phyto-remediation dhe phyto-ekstraktimi të cilat konsistojnë në përdorimin e

bimëve të përshtatshme në mjediset e ndotura të cilat aspirojnë dhe degradojnë

ndotësit e mjedisit.


xii

OBJEKTI I STUDIMIT

Zona e ish Uzinës së Prodhimit të Baterive në qytetin e Beratit u zgjodh objekt

i këtij studimi për shkak të aktivitetit të saj në rreth 20 vjet.

Gjatë aktivitet të saj përveç prodhimit primar, kjo uzinë ka prodhuar dhe

mbetje të ngurta, të lëngëta dhe të gazta në mjedisin përreth. Uzina shtrihet në pjesën

veri-perëndimore të qytetit të Beratit.

Lëvizjet demografike pas viteve 90’ ndikuan edhe në popullimin e kësaj zone.

Tokat rreth e rrotull saj përdoren nga banorët e zonës për kultura bujqësore dhe

kullotje.

QËLLIMI

Qëllimi i këtij studimi është të vlerësoj gjendjen e mjedisit si në territorin e ish Uzinës

të Prodhimit të Baterive Berat, ashtu edhe zonën përreth saj, duke u përpjekur që të

vlerësojmë ndikimin që ka pasur Pb në ndotjen e ambientit (tokë, bar dhe bimësi, si

dhe në burimet ujore të zonës).

Për të arritur qëllimin e këtij studimi, do të vlerësojmë ndikimin e ndotjeve në

ambient, sipas etapave të mëposhtme:

Verifikimi i shpërndarjes së plumbit në sipërfaqe të tokës.

Verifikimi i depërtimit të plumbit në thellësi të tokës.

Verifikimi i ndikimit të plumbit në bimësinë që rritet në këtë zonë.

Verifikimi i prezencës të plumbit në burimet ujore të zonës.

Evidentimi i zonave më të ndotura.

1

KAPITULLI I – PJESA TEORIKE

1. MJEDISI DHE NDIKIMI I METALEVE TË RËNDA

1.1 BIOSFERA DHE EKOSISTEMET

Zona pranë sipërfaqes së tokës mund të ndahet në katër "gjeo-sfera" të ndërlidhura:

litosferë, hidrosferë, atmosferë dhe biosferë, figura 1.1. Mineralet dhe përbërjet

kimike në tokë janë shpërndarë në katër ndarjet kryesore të mjedisit apo konceptit të

sferave sipas natyrës fizike:

• Litosfera ecila përfshin sipërfaqen e kores së tokës që gjendet mbi ujë.

• Hidrosfera e cila përfshin gjithë sipërfaqen e ujërave oqeaneve dhe deteve.

• Atmosfera e cila është shtresa e gazit që mbështjell rruzullin tokësor.

• Biosfera është pjesa e planetit tonë ku është e mundur dhe e pranishme jeta,

figura 1.2.

Nga të katër elementët e sistemit sferik, proceset atmosferike marrin një rëndësi të

veçantë sidomos për jetën e botës së gjallë dhe bimësisë. Kushtet fizikë dhe kimike të

mjedisit në zona të ndryshme të biosferës janë mjaft të ndryshme. Për rrjedhojë dhe

strukturat hapësinore dhe organizmi funksional i biosferës nuk është i njëtrajtshëm,

por ndahet në njësi të quajtura bioma (Prance, 1991). Në përputhje me natyrën fizike

të mjediseve dallojmë tre grupe:

Biomat tokësore

detare dhe

të ujërave të ëmbla.

Veçoritë kryesore të biomave përcaktohen kryesisht nga bimët, prandaj dhe biomat

tokësore emërtohen në bazë të vegjetacionit.

Figura 1.1. Sferat mjedisore .

Figura 1.2 . Struktura e sistemit sferik

Fakti që organizmat e gjallë dhe mjedisi janë të lidhura midis tyre në mënyrë të

pandashme dhe veprojnë reciprokisht, do të duhej të bëhej një studim i përgjithshëm

mbi biosferën. Një gjë e tillë është e pamundur prandaj biosfera ndahet në njësi më të

vogla funksionale me përmasa të pranueshme për kryerjen e një analize. Pikërisht

këto njësi ndarëse të biosferës quhen ekosisteme. Një ekosistem mund të ketë përmasa

të ndryshme, objekt i studimit të cilit mund të jetë: një kënetë, një liqen një pyll, një

zonë e caktuar etj. (Scarborough, 1994). Ekosistemi është njësi funksionale për


2

studimin e natyrës. Me ekosistem do të kuptojmë çdo pjesë të biosferës që përfshin

organizma të gjallë dhe materien jo të gjallë të cilat gjenden në bashkëveprim të

ndërsjellë midis tyre dhe kryejnë një shkëmbim material (Kormondy, 1969). Ai është

niveli i organizmit më të përshtatshëm për studim sepse asnjë organizëm nuk mund të

jetojë jashtë mjedisit dhe pavarësisht nga qeniet e tjera. Struktura e ekosistemit është e

përbërë nga një bashkësi përbërësish abiotike dhe biotike. Nga pikëpamja funksionale

çdo ekosistem ka dy përbërës:

1. Autotrof, ku mbizotëron thithja e energjisë, përdorimi i lëndëve të thjeshta

inorganike dhe dominimi i atyre komplekseve organik, procesi i fotosintezës.

2. Heterotrof, ku mbizotëron përdorimi, transformimi dhe shpërbërja e lëndëve

organike komplekse.

1.2. METALET E RËNDA

"Metalet e rënda" janë elementet kimike me peshë specifike që është të paktën 5 herë

më e lartë se pesha specifike e ujit. Pesha specifike e ujit është 1 në 4 °C (39 °F).

Pesha specifike është një masë e densitetit të një sasie të caktuar të një substancë

solide, kur është krahasuar me një sasi të barabartë të ujit. Disa element metalik,

toksik që kanë densitetit specifik 5 ose më shumë herë se uji janë: arsenik 5,7;

kadmium 8,65; hekuri 7,9; plumbi 11,34; merkuri, 13,5 (Lide 1992).

Metalet e rënda janë komponentë natyrale të kores së Tokës. Si shembuj të metaleve

të rënda përmendim, Plumbin (Pb), Merkurin (Hg), Kadmiumin (Cd), Arsenikun (As),

Kromin (Cr), selenin (Se) dhe Taliumin (Tl). Metalet e rënda janë toksik në

përqendrime të ulëta. Ata nuk mund të degradohen ose të shkatërrohen. Në sasi të

vogël kalojnë në organizëm me anë të ushqimit, ujit të pijshëm dhe ajrit (Mantovi,

Bonazzi, Maestri, & Marmiroli, 2003). Ashtu si elementët gjurmë, disa metale të

rënda (p.sh. bakër, selen, zink) janë thelbësore, esencial për të ruajtur metabolizmin e

trupit të njeriut, mbështesin jetën e gjallë (Lacatusu, 1998). Megjithatë në

përqendrime të larta, mbi norma të rekomanduara ato mund të çojnë në helmim.

Metalet e rënda janë të rrezikshme, sepse ata kanë tendencë të bio akumulohen (Censi

at al., 2006). Bioakumulimi është rritja e përqendrimit të një elementi kimik në një

organizëm biologjik me kalimin e kohës, në krahasim me përqendrim e tij në mjedis

(Otitoloju, 2002). Metalet e rënda lirohen në mjedis nga proceset teknologjike,

industritë e shkrirjes dhe rafinerisë, skrapit metalik, industrisë së plastikes e gomës,

produkteve të ndryshme të konsumit dhe nga djegia e mbeturinave që përmbajnë këto

elementë. Ata mund të arrijnë zinxhirin ushqimor nëpërmjet furnizimit me ujë të

pijshëm, thithjes së ajrit dhe konsumimit të ushqimit (Gazso 2001). Në mjedisin

natyror përqendrimi i tyre është në nivele të ulëta. Ndërsa përqendrimi i lartë i

metaleve të rënda në rastin e mjediseve të kontaminuar rezultojnë me impakte në

mjedis dhe në shëndetin publik(Berglund et al., 1984). Në përgjithësi proceset

industriale përveçse prodhimit primar prodhojnë dhe produkte sekondare, mbetje të

ngurta, të lëngëta dhe të gazta, në mjedisin rrethues për të cilat duhet të ketë kontroll

dhe monitorim të vazhdueshëm (Begun et al. 2009). Metalet e rënda kanë tretshmëri

të ulët në toka normale. Përqendrimi i metaleve në tokë, varet nga parametra të tillë si

pH, potenciali redoks, përmbajtja e masës organike dhe përmbajtja e sasisë totale të

metalit prezent në tokë (McBride, 1994). Të gjitha metalet të pranishme në tokë kanë

pH specifik nën të cilin tretshmëria e tyre rritet në mënyrë drastike. Metalet e rënda

ekzistojnë në trajtë koloidesh, jonike dhe grimcash në fazë të tretur. Gjithashtu

metalet kanë afinitet të lartë për acidet humike, argjilat, oksidet e veshura me

materiali organik (Elliot et al., 1986 & Connell et al., 1984).


3

1.3. METALET ESENCIAL DHE JO ESENCIAL

Elementët gjurmë si: hekur, kobalt, bakër, mangan, molibden, zink etj. njihen si

elemente esencial (Wright dhe Frain, 1981). Elementët esenciale gjenden në sasi të

vogla në shumicën e bimëve dhe shpeshherë përmbahen në tokë zakonisht në nivele

shumë të ulëta. Këto njihen si mikroelement ose mikro-ushqyes, për shkak të

funksionit pozitiv në bimësi dhe në mbështetjen e jetës së gjallë në përgjithësi. Këta

element janë konsideruar ushqyes dhe janë thelbësore ose esenciale për funksionimin

e duhur të trupit, gjallesave dhe botës bimore. Metalet esencial në përgjithësi ndahen

në dy grupe:

makro element si: kalcium, magnez, kalium, natrium, dhe zink

element gjurmë: selen, jod, bor, dhe molibden.

Megjithatë, prania e tyre, në përqendrime të larta (mbi vlerat standarde të lejuara)

shkakton ndotje e cila shoqërohet me ndikime negative mjedisore dhe shëndetësore.

Po ashtu, ka një numër të metaleve që janë toksik për trupin e njeriut, bimësinë dhe

gjallesat e tjera dhe që ndërhyjnë në funksionimin e tyre duke paraqitur efekte

negative. Grupi i cili paraqet shqetësim është grupi i metaleve të rënda, jo esenciale

ku përfshihen: zhiva, plumbi, kadmiumi, alumini, arsenik, etj.

1.4. ASPIRIMI DHE TOKSICITETI I METALVE NË BIMË

Bimët aspirojnë metalet nga toka uji dhe ajri. Aftësia e bimëve për të aspiruar dhe

akumuluar metalet është e ndryshme për lloje të ndryshme bimësh dhe i nënshtrohet

kushteve të caktuara gjeokimike karakteristike, në varësi të llojit të tokës (Bin et al.,

2001).

Proceset kimike dhe biologjike transformojnë metalet dhe komponimet nga një formë

në një tjetër. Komponime të caktuara metalike janë të njohura për bioakumilin e tyre

në inde dhe ky bioakumulim është i lidhur me toksicitetin e tyre. Aftësia

bioakumuluese e metaleve në bimë është proces metabolik dhe varet nga: proceset e

transportit aktiv dhe pasiv, përgjigjja e bimës për element të caktuara, gjenotipi i

bimës, lloji dhe përqendrimi total i metaleve, natyra e tokës, mineralogjia, pH,

potenciali redoks i metalit dhe tretshmëria e tij, përmbajtja totale organike, përmbajtja

e materialit pezull, vëllimi dhe shpejtësia e ujit, kohëzgjatja e pranisë se ujit sidomos

në mjedise të thata dhe gjysmë-thatë. Faktorët e jashtëm, të tilla si temperatura, drita, kushtet atmosferike në përgjithësi jo

vetëm ndikojnë në rritjen e bimëve, por ndikojnë edhe në aspirimin e metaleve

(Chojnacka et al., 2005).

Etapat që ndikojnë në sasinë e metaleve që absorbohen nga një bimë janë kontrolli i:

përqendrimit dhe lloji i metaleve në solucionin e tokës,

lëvizjes së metaleve nga toka në sipërfaqen rreth rrënjës,

transportit të metaleve nga sipërfaqja rreth rrënjës në rrënjë,

translokacioni i saj nga rrënja në kërcell e gjethe (dhe në frutë).

Metalet kalojnë nga solucioni i tokës në rrënjë nëpërmjet transporti aktiv të qelizave

të endodermës të rrënjës, në inde dhe më pas shpërndahen në pjesë të tjera të bimës

(Sengar et al., 2008). Rruga e marrjes së metaleve dhe transporti në bimë është: tokë >

rrënjë > kërcell> gjethe, duke krijuar kështu ekzistencën dhe mundësinë e lëvizjes së

metaleve në të gjithë bimën. Sasia e aspiruar nga bimët në përgjithësi është përcaktuar

nga krahasimi i sasisë totale të metalit të pranishëm në tokë dhe në gjithë bimën, apo

në pjesë të ndryshme të saj, e cila karakterizohet sipas rastit me anë të faktorit të

bioakumulimit (BAF) ose biokoncentrimit (BCF). Disa specie bimore janë përdorur


4

gjerësisht si bioindikator të ndotjeve të elementëve metalik për qëllime të

monitorimeve mjedisore (Marques et al., 2003).

Ndërsa studiues dhe autorë të ndryshëm kanë konsideruar bimë hiperakumulatorë,

bimët të cilët plotësojnë tre kërkesa:

a) në pjesën ajrore të tyre përqendrimi metalik varion nga 100-500 herë më i lartë se

speciet bimore të saj në mjedise jo të ndotura;

b) raporti i përqendrimit të metalit në sipërfaqen rreth rrënjës me përqendrimin e

metalit në rrënjë duhet të jetë gjithmonë më e lartë se 1. Kjo tregon aftësinë efikase

për të transportuar metalet nga rrënjët e bimës në tokë, si dhe ekzistencën e

mekanizmave dhe tolerancën për të përballuar përqendrime të larta të metaleve;

c) raporti i përqendrimit të metalit në sipërfaqen rreth rrënjës me përqendrimin e

metalit në tokë duhet të jetë më i lartë se 1. Pra përqendrimi i metalit në bimë është

më i lartë se në tokë dhe përcakton shkallën e aspirimit metalik të bimës (Z. Yanqun

et al., 2005). Rrënjët e bimës transferojnë, drejtpërsëdrejti ushqyesit dhe metalet nga

solucioni i tokës.

Figura 1.3. Paraqitja skematike e procesit të përfshirë në fito ekstraktimin e

metaleve nga toka.

1.5. NATYRA E SHKËMBIMEVE TOKË-BIMË-ATMOSFERË

Ekosistemet tokë-bimë-atmosferë konsiderohen si manteli i shtresës së tokës.

Shpeshherë paraqiten zona kritike në planet, por nga ana tjetër nëpërmjet këtyre

sistemeve gjenden flukse dhe grumbullime masive të masës dhe energjisë, të cilat janë

në shkëmbim të vazhdueshëm ndërmjet tyre dhe që sigurojnë vlefshmëri produktive të

ngarkesës së ekosistemeve (National Research Council 2004).

Ndër ndotjet mjedisore, metalet janë identifikuar ndër elementët toksik pothuajse në të

gjithë organizmat e gjallë (EPA 2000). Si burime të shpërndarjes së metaleve

përmendim ciklet natyrore gjeokimike, proceset antropogjenike dhe aktivitetet

mikrobike.

Këta faktorë ndryshojnë në varësi të sezonit, kushteve natyrore dhe shpeshherë janë të

ndërlidhura mes tyre. Elementët që hyjnë në përbërjen e bimëve, gjenden në mjedis në

forma minerale ose organike dhe kalojnë në mënyrë të alternuar nga lënda e gjallë në

atë inorganike duke përshkuar qarqe të mbyllura të quajtura cikle biogjeokimike

(Castaldi et al., 2009).Lëvizjet e elementëve kimik ndërmjet bimëve dhe mjedisit,


5

përbëjnë një aspekt mjaft të rëndësishëm të kalimit të materies në ekosisteme.

“Lëshimi” i këtyre elementëve bëhet si nga pjesët ajrore të bimëve ashtu edhe nga

pjesa nëntokësore e saj. Shpëlarja konsiderohet si një ndër proceset e rëndësishme që

ndikon në përbërjen sasiore për shumicën e elementëve në lidhje me kalimin e tyre

nga toka në bimë dhe anasjelltas. Pjesët nëntokësore gjithashtu lirojnë element

mineral. Pra qarkullimi i elementëve në ciklet e tyre dallohen ngahyrjet dhe daljet.

Hyrjet kryesore në agro-ekosisteme përbehen nga prurjet atmosferike nëpërmjet

reshjeve dhe prurjeve nga dekompozimet e mineraleve të tokës, të cilat gjenden nën

veprimin e vazhdueshëm kimik të ujërave nëntokësore dhe veprimtarisë biologjike të

rrënjëve dhe mikroorganizmave.

Ndërsa daljet e elementëve kimike në sistemet ekologjike ndodhin përmes ujit të

drenazhimit dhe rrjedhjeve të ujërave sipërfaqësore si dhe veprimtarisë së njeriut në

forma nga më të ndryshmet. Përsa i përket pjellorisë së tokës ajo nuk varet vetëm nga

sasia e elementëve minerale por dhe nga proporcionet midis tyre, prandaj përdoren

plehrat kimik dhe organik për pasurimin e tokës me kripëra, minerale si dhe lëndë

organike.

Nga pikëpamja shkencore dhe praktike rëndësi të veçantë ka njohja e aftësisë së

thithjes selektive të bimëve. Kjo sepse sistemi rrënjor i bimëve është i ndryshëm, ai

nuk përqendrohet në të njëjtin thellësi të profilit të tokës për specie të ndryshme. Nga

ana tjetër përbërja kimike e tokës mund të ndryshojë në varësi të thellësisë. Ndotja e

tokave bujqësore shpeshherë shkaktohet në mënyrë të drejtpërdrejtë ose të tërthortë

nga aktivitete antropogjene (McLaughlin et al., 1999). Nëse metalet janë të pranishëm

në përqëndrime të larta në tokë, atëherë shumica e bimësisë aspiron sasi të

konsiderueshme të tyre nëpërmjet rrënjëve se bashku me lëndën organike, por

transportimi i sasisë së tyre në pjesën ajrore të bimëve është i kufizuar. Analiza e

bimëve dhe pjesëve përkatëse të tyre lejon vlerësimin e marrëdhënieve të lidhjeve

funksionale midis aspirimit, transportimit dhe akumulimit të metaleve.

Metalet e rënda transportohen kryesisht nga endoderma e rrënjëve në indet bimore.

Shumica e metaleve të rënda aspirohet në pjesët më të reja të bimës, atje ku bima nuk

është e zhvilluar plotësisht. Bioakumulimi i metaleve nga biota në ujërat sipërfaqësor

dhe nga bimët e kafshët në mjedise tokësore ndikon negativisht ne njerëzit.

Metalet e rënda në atmosferë kryesisht janë në formë grimcash. Për këtë arsye kalimi i

grimcave të ajrit në tokë ose ujë, nga depozitimi i thatë apo lagësht përbën hapin e

parë të akumulimit të metaleve të rënda atmosferike. Depozitimi i thatë kryesisht

varet nga madhësia e grimcave dhe aerosolëve në atmosferë (0,001µm-50µm).

Depozitimi i lëngët përfshin grimcat e aerosolëve të njoma nga reshjet atmosferike

apo dhe lagështia e ajrit.

Absorbimi i ndotësve inorganik të ajrit nga toka është e lidhur kryesisht mevetitë

fiziko-kimike. Shumë prej gazeve ndotës të ajrit absorbohen nga shtresat

sipërfaqësore të tokës, oksidohen duke i dhënë kështu tokës veti acide më të larta.

Metalet e rënda, flurore dhe ndotje të tjera të aerosolëve absorbohen shumë shpejt

nga pjesa ajrore e bimës. Gjithashtu tokat janë një burim absorbues i grimcave silicore

të ajrit.

Metalet e rënda shkëmbehen në mënyrë të vazhdueshme midis atmosferës dhe indeve

bimore. Një problem i rëndësishëm nga ky këmbim i metaleve në mjedis është arritja

e këtyre metaleve në zinxhirin ushqimorë (Peralta-Videa et al., 2009).


6

KAPITULLI II

2. PLUMBI, PRANIA DHE NDIKIMI NË MJEDIS

2.1. PLUMBI

Plumbi (Pb) është një ndër elementët gjurmë përbërës të kores së tokës (EPA 1980).

Është njohur në shekuj për vetitë e tij helmuese dhe aftësisë së tij akumuluese nga

metabolizmi. Ai nuk është element, esencial, i dobishëm për njerëzit, kafshët dhe

bimët, është i njohur si një nga metalet e rënda më toksik në mjedis(Demayo et al.

1982). Grimcat e plumbit depozitohen në dhera nga një gamë e madhe burimesh.

Ndërsa dherat janë akumulatorët më të mëdha të plumbit. Analiza e plumbit në tokë

është një tregues i shkëlqyer i depozitimit të akumuluar në afërsi të burimit të metalit.

Shkalla e aspirimit nga toka për rritjen e bimëve është shumë e ndryshueshme, kjo

varet nga sasia e përmbajtjes së plumbit (Gimmler et al., 2002). Ashtu si dhe metalet

e tjerë të rëndë, ai është i qëndrueshëm dhe ndotës i vazhdueshëm në mjedis për

shkak se ai nuk degradohet ose shkatërrohet (Ernst 1996). Prandaj, ai priret, tenton të

akumulohet në mjedis: si në tokë, në ujin e detit, në ujin e freskët dhe

sedimente (Zayed et al., 1998). Plumbi transferohet në mënyrë të vazhdueshme midis

ajrit, ujit dhe tokës nga proceset natyrale, fiziko-kimike të tilla si erozioni, reshjet,

depozitimi i pluhurit të thatë etj. Grimcat e plumbit kalojnë nga atmosfera kryesisht si

rezultat i lagështisë dhe depozitimit të thatë. Koha mesatare e qëndrimit të Pb në

atmosferë është 10 ditë, pas kësaj distance kohore ai depozitohet mijëra km larg.

Plumbi është tepër i qëndrueshëm në ujë dhe tokë dhe influencohet gjerësisht nga

faktorë të tillë si: temperatura, pH, tipet dhe përqendrimet e ligandeve inorganik dhe

organik, pranisë të grimcave koloidale dhe pranisë të materialeve humike.

2.1.1. VETITE FIZIKE TË PLUMBIT

Plumbi pozicionohet në tabelën e sistemit periodik të elementëve në grupin IVA

dhe

në periodën VI-te

. Plumbi natyral është një përzierje e katër izotopeve stabël: 208

Pb

(51–53%), 206

Pb (23.5–27%), 207

Pb (20.5–23%), and 204

Pb (1.35–1.5%). Plumbi

gjithashtu gjendet nëxeherorët e uraniumit (206

Pb), aktiniumm (207

Pb) and torium

(208

Pb) meqenëse është produkt i fundit i shtanësimit të tyre (ASDR). Ai është i

njohur që në lashtësi, rreth 5000-7000 vjet para erës së re. Plumbi është një metal i

bardhë në ngjyrë argjendi i cili oksidohet nga ekspozimi në ajër dhe humb shkëlqimin

e tij duke u kthyer në ngjyrë gri në të kaltër. Plumbi i lirë në gjendje natyrale bën

pjesë në elementët e rrallë. Ai kryesisht gjendet në trajtë xeherorësh. Në industri

plumbi përftohet nga kavardisja e plotë ose kufizuar e galenës deri në oksid dhe

njëkohësisht aglomerohet në prani të lëndëve shkrirëse. Oksidi reduktohet në kok në

furra vertikale në temperatura 1500-16000C. Plumbi është përçues jo i mirë i energjisë

elektrike dhe nxehtësisë, është i butë dhe punohet lehtësisht, ka shkëlqim metalik,

reziston ndaj aciditetit, bashkëvepron elektrokimikisht me acid sulfurik, ka densitet të

lartë, ka pikë shkrirje të ulët krahasuar me shumë metale të tjerë (Greninger, D., et al,

1975). Në tabelën 2.1. paraqiten vetitë fizike dhe kimike kryesore të plumbit.


7

Tabela 2.1. Vetitë fizike të plumbit (Kirk-Othmer 1978).

Numri atomik 82

Pesha atomike 207, 19 g

Rrezja atomike 1.47 A

Konfiguracioni elektronik [Xe] 4f14

5d10

6s2 6p

2

Vëllimi atomik 18.17 cm3/mol

Elektronegativiteti 2.33

Ngjyra Gri e lehtë në të kaltër

Fortësia 1,5

Transparenca Opak

Shkëlqimi Metalik

Pika e shkrirjes 327,46 0C

Pika e vlimit 1770 0C

Densiteti:

20 0C

327 0C (i ngurtë)

327 0C (i lëngët)

11.35 g/cm3

11.00 g/cm3

10.67 g/cm3

Nxehtësia specifike 130 J/(kg K)

Nxehtësia latente e shkrirjes 25 J/g

Nxehtësia latente e avullimit 860 J/g

Presioni i avullit

980 0C

1160 0C

1420 0C

1500 0C

1600 0C

0.133 k Pa

1.33 k Pa

13.33 k Pa

26.7 k Pa

53.3 k Pa

Konduktiviteti termik

28 0C

100 0C

327 0C (i ngurtë)

327 0C (i lëngët)

34.7 W/(m K)

33.0 W/(m K)

30.5 W/(m K)

24.6 W/(m K)

Tensioni sipërfaqësor në 360 0C, mN/m (=

dyn/cm)

442

Izotopet 208

Pb, 206

Pb, 207

Pb, 204

Pb

2.1.2. VETITË KIMIKE TË PLUMBIT

Plumbi zakonisht gjendet në trajtë xeherori, kryesisht gjendet në mineralin sulfurit të

plumbit ose galenës (PbS-86,6%), gjithashtu gjendet edhe në forma të tjera minerale

si sulfatii plumbit ose angleziti (PbSO4-68,3%), karbonati plumbit ose cerusite

(PbCO3-77,5%) si dhe nëkomponimet e oksigjenuara të tillë si dyoksid plumbi

(PbO2), hidroksid plumbi Pb(OH)2, tetraoksid treplumbi Pb3O4 (Considine, D.M.

1974 dhe May and McKinney 1981). Ekspozimi i plumbit ndaj kushteve natyrore

paraqitet një metal i rezistueshëm ndaj korrozionit të mjedisit. Ai nxihet, oksidohet

duke formuar një shtresë të hollë okside në sipërfaqe. Kjo mund të reagoj më tej me

CO2 e ajrit për të formuar PbCO3. Kjo shtresë sipërfaqësore siguron një shkallë të

lartë mbrojtjeje kundër reaksioneve në kushte normale atmosferike (Thornton et al.,

2001). Në ajrin e lagësht plumbi metalik është i ndjeshëm ndaj acideve mjedisore, por

pas ekspozimit ndaj acidit sulfurik të mjedisit (H2SO4), plumbi metalik bëhet

indiferent për shkak të korrozionit (US EPA, 2005a). Ky efekt shkakton formimin e

sulfatit të plumbit (PbSO4) në shtresa sipërfaqësore, i cili është relativisht i patretshëm

dhe kjo shtresë formon kështu një barrierë mbrojtëse kundër reaksioneve kimike të

mëtejshme. Ky aspekt i kimisë së plumbit formon komponime të cilat përveçse janë të

shkëlqyeshme pengojnë dhe mbrojnë metalin nga korrozioni dhe e bën atë veçanërisht

të përshtatshëm për mbulim, kontrollin e lëngjeve gërryes, dhe deri sa u zbuluan

http://en.wikipedia.org/wiki/Xenon


8

efekte të dëmshme shëndetësore ishte përbërës i ndërtimit në sistemet të furnizimit me

ujë (US EPA, 2005). Ashtu si shumica e metaleve, tretshmëria e plumbit, rritet në pH

të ulët, duke sugjeruar se rritja e lëvizshmërisë së plumbit gjendet në ekosisteme nën

stresin e acidifikimit (Stumm dhe Morgan, 1995). Tre janë valencat në të cilat gjendet

plumbi 0, II dhe IV, ndërsa numrat e oksidimit që shfaq plumbi janë: -4, 0, +2 dhe +4.

Në grupin e komponimeve të plumbit me numër oksidimi (-4) përmendim hidruret

(PbH4) të cilat janë substance të gazta, pa ngjyrë dhe me qëndrueshmëri të ulët, të

cilat shpërbëhen në kushte natyrore. Plumbi metalik me numër oksidimi (0) ose i

quajtur ndryshe plumbi i lirë ekziston në natyrë por është shumë i rrallë. Ai kryesisht

në natyrë gjendet në komponime në trajtën e Pb2+

me valencë II.

Ndërsa në komponimet e plumbit me valencë +4 bëjnë pjesë dyoksidi i plumbit

(PbO2) i cili përdoret për prodhimin e bojarëve të vajit, qelqit optik dhe për oksidimin

e komponimeve organike, si dhe acidi plumbik H4PbO4të cilat janë substanca të

ngurta dhe të patretshme në ujë, ndërsa kripërat që formon ky acid quhen orto

metalplumbate, si p.sh. ortoplumbat magnezi, Mg2PbO4. Në komponimet organike të

plumbit mbizotëron gjendja katër valentore, ndërsa forma e plumbit dyvalent gjendet

më rrallë në këto komponime (Pelletier, 1995; Greenwood dhe Earnshaw, 1984).

Të gjitha përbërjet e thjeshta alkalike të plumbit janë krijuar nga plumbi IV dhe njihen

rreth 200 përbërje organike të plumbit (Harrison, 1985). Dy prej tyre janë llojet

kryesore të përbërjeve organike të plumbit që gjenden në shkalle të gjerë tëaplikimit

komercial: tetrametil plumbi (TML) and tetraetil (TEL); të dyja janë përdorur si

shtues në karburante (U.S. EPA, 1998).

Kategoritë kryesore në të cilat janë klasifikuar komponimet e plumbit janë:

komponimet organike të plumbit; oksidet e plumbit; sulfidet e plumbit; kripërat e

plumbit. Në figurën 2.1. paraqiten në mënyrë të përmbledhur përbërjet dhe tipat

kryesore të reaksioneve dhe komponimeve të plumbit, e ashtuquajtura kimia e

plumbit.


9

Figura 2.1. Kimia e plumbit .


10

2.2. APLIKIMET DHE EKSPOZIMET E PLUMBIT

Për shumë vite, plumbi është nxjerrë nga minierat për qëllime të ndryshme përdorimi,

ku më shumë se gjysma e këtij plumbi është përdorur për prodhimin e baterive.

Përdorime të tjera përfshijnë gjysmë-prodhimin e fletëve dhe tubave metalik,

aliazheve, aditivë në benzinë, në municione, etj. (Demayo et al. 1982). Përdorimi më i

madh i plumbit rreth 90% shkon për bateritë acide automobilistike dhe industriale. Më

poshtë do të paraqesim disa nga përdorimet e plumbit.

Plumbi acid për bateritë akumuluese. Fabrikat e prodhimit të baterive

akumuluese elektrike janë konsumuesit më të mëdha të plumbit. Kjo industri

përdor pothuaj në të njëjtën masë si plumbin në formën e tij metalike ashtu

dhe format e aliazheve plumb-antimon dhe oksidet e plumbit. Për prodhimin e

baterive përdoret kryesisht oksidi i plumbit.

Përdorime konstruktive. Tubacionet hidraulike të vjetra shërbejnë si burim i

rëndësishëm i plumbit. Tubacionet metalike, me përbërje plumbi, të përdorura

në rrjetin e shpërndarjes dhe furnizimit me ujë të pijshëm të popullatës tani

janë më pak të aplikuara. Ata janë zëvendësuar me materiale të tjera

alternative si plastika, të cilat nuk kërkojnë saldim dhe që shmangin ndotjen

me plumb të ujit të pijshëm.

Veshjet e kabllove me plumb. Plumbi është përdorur në veshjen e tubacioneve

dhe kabllove jo vetëm për shfrytëzimin e burimeve ujore nëntokësore por edhe

për shpërndarjen e energjisë në rrugë tokësore. Kjo kërkesë po bie për shkak të

efekteve negative të plumbit në këto mjedise.

Ekrane mbrojtëse nga rrezatimi. Plumbi është një element shumë efektiv,

zakonisht përdoret në materiale për projektimin e ekraneve nga rreze-X

(Screening from X ray) dhe disa lloje të tjera rrezatimesh. Ai është gjerësisht i

përdorur në spitale si pjesë e pajisjeve të rrezeve X, si dhe në stacionet e

energjisë bërthamore.

Aliazhet e plumbit. Lidhjet plumb-kallaj kanë një përdorim të gjerë veçanërisht

në industrinë elektronike. Shtimi në sasi të vogla të plumbit përdoret në

prodhimin e disa aliazhe të çelikut dhe bronzit për të përmirësuar aftësitë e

makinerive.

Produkte të ndryshme. Plumbi është përdorur gjerësisht në prodhimin e

armëve dhe municioneve.

Qeramikat Funksionale. Titanatet dhe zirkonatet e plumbit janë përdorur në

industrinë elektronike për funksione të ndryshme.

Plumbi i Pikturave. Ai është përdorur sipigment dhe shtesë e bojës së

pikturave. Ai është përdorur kryesisht si një pigment i bardhë ose i verdhë, por

edhe për të reduktuar kohën e tharjes, rritjen e qëndrueshmërisë, rezistencën

ndaj lagështisë. Plumbi është përdorur gjithashtu për përdorim shtëpiak,

ndërtesa publike e më gjerë, derisa toksiciteti i tij u bë i dukshëm.

Komponimet e plumbit janë zëvendësuar dhe është tentuar heqja plotësisht

nga përdorimi si rezultat i shqetësimeve të vazhdueshme në lidhje me impaktet

negative të mundshëm që paraqet në mjedis.

Megjithatë ngjyrat e plumbit janë ende në përdorim në aplikacionet e

specializuar dhe të veçanta në natyrë, si për veshjet komerciale të automjeteve

dhe kërkesave të tjera industriale për shkak të zëvendësimit të ndryshkut me

material shkëlqyes. Gjithashtu ngjyrat e plumbit përveçse kanë efikasitet

shumë të mirë në tharje kanë dhe kosto efektive.


11

Xhamat dhe zmalti. Shtimi i plumbit përmirëson pamjen e prerjeve të qelqit

dhe kristalit. Në sasi shumë të vogël plumbi gjithashtu përdoret për prodhimin

e xhamave optik dhe elektrik. Aplikimi kryesor i plumbit në qelqe është

zbatuar në prodhimin e ekraneve televizive dhe monitorët e kompjuterave, për

të mbrojtur shikuesit dhe përdoruesit nga rrezet X, të cilat janë të dëmshme për

njeriun. Gjithashtu përmbajtja e plumbit në zmalt përdoret në disa qeramika

dhe pllaka sendesh të ndryshme.

Shtimi në PVC. Shtimi në sasi shumë të voglatë plumbit në komponimet

organike, p.sh. në disa klasa të PVC përmirëson dukshëm qëndrueshmërinë

dhe rezistencën ndaj nxehtësisë, si dhe përmirëson si prodhimin ashtu dhe

shërbimin.

Toka – Plumbi shpeshherë gjendet në tokë pranë ndërtesave të ndërtuara me

plumbin e pikturave afër kryqëzimeve të mëdha, ku trafiku është i rënduar,

afër zonave industriale dhe kompanive që përdorin materiale plumbi.

Pluhuri i shtëpisë. Plumbi që vjen nga pjesë të copëtuara të pikturave që

prishen, bashkohet me pluhurin e kontaminuar të tokës që vjen nga jashtë dhe

kontribuojnë kështu në sasi të konsiderueshme të plumbit në pluhurin e

shtëpisë. Lëvizja e pluhurit të shtëpisë, kontribuon në rritjen e ngarkesës me

plumb në mjedisin rrethues dhe në trupin e njeriut, me këtë metal helmues.

Kozmetikë. Plumbi gjendet në nivele mjaft të larta në të kuqin e buzëve dhe

kozmetikë. Kjo është verifikuar nga testimi i një sërë markave nga “Food and

Drug Administration” në SHBA (FDA), si dhe nga grupe të tjerë studiuesesh

të kompanive, duke përfshirë fushatën për sigurinë e kozmetikës, “Safe

Cosmetics” (CSC).

Ushqim. Bimët zakonisht nuk absorbojnë plumb nëse nuk ka sasi të

konsiderueshme në tokë, pra është e rëndësishme sasia e plumbit në tokë.

Ndotja e ajrit. Niveli i ndotjes së ajrit me plumb nga automjetet për vendet e

zhvilluar nuk është një çështje e rëndësishme që nga vitet 1980 sepse u fut

gjerësisht përdorimi i benzinës dhe gazit pa plumb. Kjo gjë nuk mund të

thuhet për vendet e tjera. Për sa i përket ndotjes së ajrit në vendet e zhvilluara

problem paraqesin industritë e shkrirjes dhe përdorimit të plumbit ku

përqendrimi i plumbit në ajër shpeshherë kalon nivelin limit kombëtar të

sigurisë së cilësisë së ajrit. Ndotja e ajrit çon në ndotjen e tokës dhe ujit

sipërfaqësor.

2.3. BURIMET E PLUMBIT NË MJEDIS

Burimet e emetimit të plumbit në mjedis janë: natyrore dhe antropogjenike (Carpenter

et al., 1998). Rrugët kryesore të ekspozimit të plumbit në njerëz dhe sidomos në

fëmijët e vegjël shkaktohen nëpërmjet ujit të pijshëm, ushqimit, ajrit, tokës, pluhurit,

nga përdorimi i bojërave me përbërje plumbi, industria metalurgjike dhe minerare,

mbeturina të ndryshme urbane, duhani, etj (EPA 1989).

2.3.1. BURIMET NATYRALE TË PLUMBIT

Në ciklin natyror, plumbi është i lidhur në sipërfaqen e korrës së tokës, përmes një

sërë procesesh si p.sh. erozioni, aktiviteti vullkanik, me marrjen dhe lirimin e

mëvonshëm nga bimët. Si pasojë e erozionit shkëputet, lëviz materiali i ngurtë, duke

kaluar kështu në tokë dhe sistemet ujore. Ky proces luan një rol të rëndësishëm në

ciklin global të plumbit.


12

Litosfera / Gjeosferë

Plumbi ashtu si dhe gjithë metalet e tjera gjendet natyrshëm në përqendrime të vogla

në toka e shkëmbinj. Plumbi zakonisht gjendet në tokë në përgjithësi në nivelin 15-40

mg/kg, përqendrimi i tij në koren e tokës nuk është shpërndarë në mënyrë optimale

(Thornton 1995). Proceset klimaterike ndikojnë ngadalë në prishjen e strukturave të

materialeve të ngurta dhe shkëmbinjve në copa të trasha, grimca rëre dhe së fundi në

material të imët duke ndikuar kështu në veprimtarinë biologjike dhe duke ndihmuar

transformimin e grimcave që gjenden në tokë.

Hidrosfera

Në përgjithësi lëvizja e ujërave natyrore mundëson shpërndarjen e mineraleve nga

toka dhe shkëmbinjtë dhe në veçanti dhe komponimet e plumbit. Përqendrimi i

plumbit në ujërat e lumenjve varet nga kontributet lokale si dhe koha e qëndrimit.

Shumica e komponimeve të plumbit janë pak të tretshme në ujë, kështu që

përqendrimi i lartë i plumbit në ujë është i rrallë. Megjithatë ndodh që nga

drenazhimet acide apo mbetjet ujore të minierave dhe industrisë, në zonat e

mineralizuara, lumenjtë përmbajnë më shumë se 10-1000 herë plumb më shumë se sa

zonat e jo mineralizuar, apo jo mineral-mbajtëse (Allowy and Ayres 1997).

Atmosfera

Pluhurat dhe avujt e metaleve kalojnë natyrshëm në përbërjen e ajrit. Emetimet

globale natyrale të plumbit në atmosferë janë të rendit 18.6 në 29.5x106 kg/vit. Nga

kjo 60-85% mësohet se vjen nga erërat, 5-10 % nga vegjetacioni ndërsa pjesa tjetër

prej vullkaneve dhe meteoritëve. Këto sasi janë të vogla në krahasim me fluksin

historik të burimeve antropogjenë të plumbit në atmosferë (Nriagua and Pacyna

1998).

2.3.2. BURIMET ANTROPOGJENIKE

Burimet e ndotjes me metale të rënda mund të jenëpikësore ose jo-pikësore. Burimet

pikësore janë konsideruar ato burime të cilat ndotjet identifikohen lehtësisht. Ndërsa

burimet jo-pikësore të ndotjeve me metale të rënda janë më të përhapura si: reshjet,

ndotjet urbane dhe bujqësore, etj. Aktivitetet e njeriut bëjnë të mundur lëvizjen e

plumbit nga korja e tokës dhe transferimin e tij në mjedis ku ekspozimi i të cilit rritet

në masë të madhe dhe rezultati është ndikimi i mundshëm si në njerëz ashtu dhe në

ekosisteme. Megjithëse përdorimi i plumbit është njohur që në kohët e lashta rritja e

industrializimit ka bërë të mundur shpejtimin e rrugëve të ekspozimit në mjedis.

Prodhimi i plumbit

Minierat, shkrirja dhe rafinimi i plumbit dhe metaleve të tjera kanë shkaktuar

emisione të mëdha të plumbit në mjedis. Shumica e këtyre mbetjeve janë në trajtë të

materialeve të ngurta, por emisione të konsiderueshme të Pb janë shkarkuar në trajtë

shkarkimesh ujore si dhe të emisioneve atmosferike. Teknikat moderne kanë

minimizuar emetimet e plumbit në mjedis duke përfshirë përdorimin e teknologjisë

më të mirë për të përmbushur kërkesat standarde.

Plumbi i minierave

Minierat përfshijnë nxjerrjen e mineraleve nga toka, thyerjen ose grimcimin e tyre për

shkak të një madhësie të përshtatshme për përpunim të mëtejshëm, dhe ndan minerale

me interes nga materiale të tjera. Pluhuri kryesor përqendrohet me mbeturinat duke

ndotur ambientin pranë zonave minerale. Zakonisht mineralet e plumbit janë galena

PbS, cerusite PbCO3, anglesite PbSO4. Galena është minerali më i zakonshëm dhe

është gjetur i lidhur me minerale të tjera si me sulfidet, zinkun, bakrin dhe

argjendin.Në zonat mineralmbajtëse hapen gropa, tunele, deri në thellësi për të nxjerrë


13

lëndën e parë bruto. Në zonat me përmbajtje metalike sulfide tokat janë të imëta,

ndahet me flotim nga mbetjet (hekur dhe minerale të tjera jo metalike) dhe koncentrati

ku pjesa më e madhe është plumb, zink dhe bakër kalojnë në separator. Koncentratet e

metaleve shpeshherë thahen për të larguar përmbajtjen e lagështisë, më pas

transportohen për shkrirje. Përmbajtja e plumbit në këto koncentrate zakonisht varion

50-70 %.

shkrirja dhe rafinimi

Shkrirja e mbeturinave përfshin shllakun, baltë xeherori (materiale jo metalike të

forta) me përmbajtje të lartë metalike. Historikisht shkrirja në kushte të pakontrolluara

ka rezultuar në sasi të konsiderueshme të plumbit të humbur në formë avulli, e cila

kondensohet mbi grimcat e pluhurit që depozitohen në tokë dhe në ujë. Kjo ka

shkaktuar kontaminim lokal të tokës afër aktiviteteve të shkrirjes dhe rafinimit.

Shkrirja dhe rafinimi janë klasifikuar si proceset kryesore për prodhimin e plumbit të

rafinuar nga koncentrate (burime primare) dhe më pas nga riciklimi, dalja e plumbit

në formë skrapi (burime sekondare).

Kimikate dhe burime të tjera industriale

Burime të tjera të rëndësishme të ndotjes së plumbit në mjedis janë prodhimi,

përdorimi dhe asgjësimi i materialeve të mëposhtme: bateritë, pigmentet dhe ngjyrat,

katalizatorët, polimeret stabilizues, ndotja nga djegia e plastikës, shtypja, printimet

dhe grafika.

Plumbi si derivat i automjeteve

Që në 1920 përdorimi i automjeteve ka ardhur në rritje nga viti në vit, kështu që dhe

nevoja e përdorimit të karburanteve është rritur, por ky zhvillim i prodhimit të kësaj

industrie dhe përdorimit masiv të tyre ka çuar në lirimin e sasisë më të madhe dhe të

përshkallëzuar të plumbit në atmosferë. Pjesa kryesore e emisionit të plumbit në

atmosferë ndodh gjatë djegies së karburantit në motorin e automjeteve. Por tani, sasia

e plumbit të emetuar nga ky burim është ulur sepse përdorimi i tetra etilit të plumbit,

ka pësuar rënie. Benzina kur përdoret në motorët me djegie të brendshme me ngjeshje

të lartë, ka tendencë të vetë ndizet duke shkaktuar zhurmë ose të ashtuquajturën

“trokitje të motorit” (pinging ose pinking). Zbulimi i aditivëve të modifikuar të

plumbit në benzinë, si tetraetili i Plumbit, (CH3CH2)4Pb për të rritur nivelin e oktanit

në benzinë, performancën e automjeteve dhe ekonominë e karburantit, sollën

përdorimin e gjerë të motorëve me ngjeshje të lartë në vitet 1920 (Ademoroti, 1996).

Kur (CH3CH2)4Pb digjet prodhon plumb metalik sipas barazimit:

(CH3CH2)4Pb + 13 O2 → 8 CO2 + 10 H2O + Pb (2.1)

2 Pb + O2 → 2 PbO (2.2)

Me zbulimin e dëmeve mjedisore dhe shëndetësore të shkaktuara nga plumbi rreth

vitit 1975 kjo praktikë filloi të zbehet, dhe qeveritë e shumë vendeve të zhvilluara

ndërmorën sanksione për parandalim e përdorimit të karburantit me Pb (tetraetil Pb),

me futjen e normës së tatimit diferencial.Nga 1 janar 1996, “Akti Clean Air” ndaloi

shitjen e karburantit me plumb për përdorim në automjetet rrugore në SHBA.

Ndalime të ngjashme në vende të tjera kanë rezultuar në uljen e nivelit tëPb në njerëz,

në gjak. Megjithatë, karburanti me përmbajtje plumbi vazhdon të shitet për përdorim

të tillë si: makina dhe avion garash, pajisjet e fermave dhe motorët detare (EPA).

Papastërtitë e Pb metalik mund të vijnë nga vetë motori ose përdorimi i karburanteve

të ndotur.


14

Plumbi derivat i prodhimeve bujqësore

Për rritjen e produktivitet të tokës dhe shfrytëzimit maksimal të burimeve tokësore,

aplikohet gjithnjë e më shumë përdorimi i pesticideve dhe derivatevetë tyre në

bujqësi, plehrave kimik, argjilës së lëngshme, plehrave organik nga prodhimi intensiv

i kafshëve, ujërat e zeza etj.

• Përdorimi i plehrave të tepërta, herbicideve dhe insekticideve në tokat

bujqësore dhe zonat e banuara me përmbajtje plumbi;

• nafta, yndyrat, kimikate toksike, mbetjet urbane dhe prodhimi i energjisë;

• sedimentet, inertet dhe mbetjet urbane të keqmenaxhuara, produktet e

erozionit, reshjet, gërryerjet e lumenjve;

• uji për ujitje bujqësore duhet të mbrohet nga burimet e kontaminimit me

plumb dhe të monitorohen për nivelet e plumbit

• kripërat nga praktikat e ujitjes dhe drenazhimit acid nga minierat e braktisur;

• bakteret dhe ushqyesit nga blegtoria, sistemet septike të mbeturinave;

• depozitimi atmosferik, mbetjet e lëngëta, përdorimi i benzinës me plumb i

automjeteve dhe pajisjeve të tjera të transportit në zonat bujqësore;

• tokat bujqësore pranë objekteve industriale, rrugëve automobilistike, depove të

municioneve, poligoneve ushtarake të qitjes të cilat mund të kenë nivele më të

larta të plumbit se tokat më të izoluara;

• trajtimi i tokave me ujëra të zeza me përmbajtje plumbi mbi nivelet maksimale

të lejueshme; përdorimi i bakrit si fungicid, përdorimi i arsenateve si pesticid

në pemishte është burim i plumbit në mjedis (Alloway and Ayres, 1997).

Të gjitha këto janë probleme të pakthyeshme agronomike në zonat bujqësore.

Pikërisht këto përfaqësojnë dhe burimet kryesore jo-pikësore të ndotjes së tokave nga

prodhimet bujqësore të cilat manifestohen fillimisht në ndotjen e sistemeve ujore

sipërfaqësor më të afërta, siç janë lumenjtë, përrenjtë e liqenet, ndotja e tokës, dhe së

fundi dhe ndotja nëntokësore e cila zakonisht njihet me emrin alkalizim. Bimët i

asimilojnë elementë të tillë përmes sistemit të rrënjëve (Singh et al., 1997).

Ndotjet nga lëndët ushqyese dhe organike shkaktojnë ndotje të dyfishtë, në mjedisin

ujor dhe atë tokësor. Në përgjithësi, burimet jo-pikësore të ndotjes karakterizohen nga

një gamë e gjerë e rastit në hapësirë-kohë. Praktikat bujqësore përbëjnë burime shumë

të rëndësishme jo-pikësore të burimeve të plumbit dhe japin kontribute të rëndësishme

të përqendrimit total të plumbit në tokë, në shumë pjesë të botës, veçanërisht në

rajonet me bujqësi intensive dhe ferma.

Plumbi kryesisht gjendet në trajtat e mëposhtme: PbCO3, Pb(OH)2, Pb3(PO4)2, PbSO4

ose Pb5(PO4)3OH, etj.

2.4. PLUMBI NË ATMOSFERË

Plumbi depozitohet në sipërfaqe ose ekziston në atmosferë si një komponent i

aerosolëve atmosferike në temperaturat e ambientit. Ai gjendet kryesisht në formën e

PbSO4 dhe PbCO3 në atmosferë (US ATSDR, 2005). Koha e qëndrimit dhe transporti

i plumbit atmosferike janë të lidhur me karakteristikat e aerosolëve. Komponimet jo

organike të plumbit ekzistojnë kryesisht në formën e grimcave në atmosferë (US

ATSDR, 2005). Në vitin 1977 është studiuar dhe raportuar që madhësia e grimcave

mesatare të shpërndara për emisionin e plumbit nga shkrirjet është 1.5 μm, me 86 %

të madhësisë së grimcave nën 10 μm (Corrin dhe Natusch 1977). Theksojmë se

madhësia grimcave të shpërndara për emisionin plumbit nga uzinat e shkrirjes sot

mund të jetë e ndryshme. Koha e qëndrimit të komponimve të tetra alkilit të plumbit

në atmosferë varion nga disa orë në disa ditë (Pelletier, 1995). Grimcat e plumbit nga


15

emisionet e automjeteve janë mjaft të vogla (<0.1 μm në diametër), por mund të rriten

në atmosferë, duke rezultuar në grimca të mëdha (Chamberlain et al., 1979). Tetra-

metili dhe tetra-etili i plumbit veprojnë me jonin hidroksid OH-(g) në fazë të gaztë

duke formuar një shumëllojshmëri të produkteve që përfshijnë komponimet e trialkilit

(TriAl) dhe dialkilit të plumbit (DiAl) si dhe plumbin metalik. Trialkili i plumbit

vepron ngadalë me jon OH- dhe është mjaft i qëndrueshëm në atmosferë (Hewitt dhe

Harrison, 1986; Harrison dhe Laxen, 1980).

Grimcat e mëdha, veçanërisht ato me diametër aerodinamik > 2 μm, në kushtet

atmosferike depozitohen shpejt dhe në afërsi të burimit të emisionit (rreth 25 metra)

ndërsa grimcat më të vogla mund të transportohen deri në mijëra kilometra. Si rezultat

i aktivitetit antropogjen, plumbi mund të hyjë në mjedis në forma të ndryshme, nga

minierat deri në përdorimin final, duke përfshirë riciklimin, plumbi ndot bimësinë dhe

drithërat, tokën, ujin, ushqimet, ajrin, pluhurin etj. Emisioni i plumbit industrial dhe

automobilistik në mjedis është në formë grimcash të komponimeve inorganike.

Emetimet e plumbit në atmosferë nga shkarkimi i automobilave konsiston në përbërjet

e halogjenuara të plumbit (PbX2), të cilat shkrijnë dhe vlojnë pa u shpërbërë në

temperatura tëlarta, si dhe brom klorur plumbi (PbBrCl) dhe kripëra dyfishe si

kloraminë brom klorur plumbi (2PbBrCl_NH4Cl). Një faktor tjetër që ndikon në

shkallën e emetimeve të plumbit është përmbajtja e klorit. Përmbajtja e klorit e

djegies së karburantit ose mbeturinave rrit ndjeshmërinë e emisionit të plumbit si

rezultat i temperaturës. Kur përmbajtja e klorit është e lartë plumbi avullon në

temperature të ulët për shkak të luhatshmërisë së lartë të klorurit plumbit (PbCl2)

kundrejt oksideve të tij. Kushtet atmosferike dhe gazet e atmosferës veprojnë me

okside të plumbit duke rritur sasinë e karbonateve dhe sulfateve të plumbit në mjedis.

Djegia e lëndëve djegëse të ngurta, të lëngëta dhe të gazta si qymyr, dru, naftë, dhe

gazi natyror janë burime të emisionit të plumbit. Normat e shkarkimeve të plumbit në

mjedis varen nga të dy karakteristika:

• lënda djegëse

• procesi i djegies.

Emisionet e origjinës së plumbit nga përbërjet e plumbit përmbahen në lëndën djegëse

dhe emetohen gjatë djegies (Shih, C. et al. 1980; NRC 1983). Kjo sepse metalet të

tilla si plumbi ndryshojnë vetëm formë (gjendjen kimike dhe fizike) gjatë djegies dhe

kurrë nuk shkatërrohen, sasia e plumbit në karburantin origjinal ose mbetjet do të jetë

e barabartë me sasinë te plumbit të gjetur në hirin ose emetimin e gazit rrjedhës

(Khan, R.M. 1991; U.S. EPA. 1993). Gjatë procesit të djegies, plumbi dhe metalet të

tjera avullojnë dhe pas ftohjes, kondensohen të gjitha grimcat e mundshme në zonën

sipërfaqësore. Grimcat me madhësi nën-mikrometër me hapësira sipërfaqësore shumë

të larta arrijnë përqendrim shumë të lartë të plumbit të kondensuar. Ky fenomen është

i njohur si "pasurimi i grimcave të imëta." Tre janë faktorët e përgjithshëm që

favorizojnë pasurimin e grimcave të imëta të plumbit:

• Hapësira sipërfaqësore e lartësisë së grimcave

• numri i madh i grimcave

• temperaturat e ulëta të rrjedhjes së gazit (Khan, R.M. 1991; U.S. EPA. 1993).

Ka disa fakte që evidentojnë se pasurimi i grimcave të imëta të plumbit (PM) nuk

është i përhapur në temperatura të larta të rrjedhjes së gazit. Për këtë mendohet se për

sa kohë temperatura e rrjedhjes së gazit mbetet e lartë metalet kanë tendencë të

mbeten në gjendje volative kështu që ata nuk mund të kondensojnë me PM (Khan,

R.M. 1991; U.S. EPA. 1993). Studimet kanë treguar se 95% e grimcave të emetuara

nga shkrirja e plumbit dytësor kanë diametër më të vogël se 5 μm. Format kimike të

plumbit që hasen më shpesh në atmosferë janë sulfidi i plumbit (PbS) dhe sulfati i


16

plumbit (PbSO4). Një tjetër formë e emetuar nga procesi minerar dhe metalurgjia e

shkrirjes është oksid plumbit sulfat plumbi (PbO_PbSO4). Këto forma janë pak të

tretshme në ujë por në varësi të kushteve klimaterike mundësohet zhvillimi i procesit

të tretjes së tyre. Format e tretshme në ujë janë të lëvizshme dhe shkarkohen jo vetëm

në mjedis por dhe absorbohen nga njeriu dhe organizmat e gjallë. Grimcat e plumbit

të emetuara nga shkarkimet e automjeteve janë afërsisht rreth 0,015 μm në diametër të

cilat u bashkëngjiten grimcave të karbonit me dimensione të ngjashme. Grimcat

plumbit të emetuara nga proceset industriale janë tipike dhe dimensionet e tyre janë

rreth 0,1-5,0 μm në diametër dhe plumbi nga burimet të tjera të tilla si pluhur rrugë,

errërat, kanë madhësi zakonisht 50-50 μm në diametër. Grimcat me diametër mbi 1

μm kanë jetëgjatësi të shkurtër në atmosferë për shkak të gravitetit. Ata zakonisht

qëndrojnë në shtresën e ulët të troposferës 3-6 javë ndërsa në pjesën e sipërme të saj

3-4 javë (Evans, 1985).Plumbi i shkarkuar në atmosferë nga burime antropogjenike

apo natyrale nën ndikimin e kushteve atmosferike lëviz dhe kalon në dhera nëpërmjet

depozitimit të thatë (në formë pluhurash) ose depozitimit të lagësht (nëpërmjet

reshjeve). Pasojë e kësaj lëvizje të plumbit në atmosferë është ndotja e ujërave

sipërfaqësor, nëntokësor dhe tokës. Sistemi me efikas i pastrimit është shiu,

depozitimi i lagësht. Ai është më i rëndësishme se depozitimi i thatë për largimin e

plumbit atmosferik. Kjo varet nga faktorë të tillë si: pozicioni gjeografik, niveli i

emisionit në sipërfaqe. 40-70% të plumbit atmosferik të lëvizur është shkarkuar nga

depozitimet e lëngëta.

2.5. PLUMBI NË TOKË

Llojet dominuese të kontaminimit të plumbit në toka janë mbetjet e karbonateve,

hidroksideve, oksideve dhe sulfateve [PbCO3, Pb(OH)2, PbO, PbSO4] të cilat

transferohen nga proceset kimike dhe biotike.

Procesi i transformimit ka të bëjë me formimin e komplekseve të plumbit, veshjen e

faqeve të mineraleve argjilore, acidit humik dhe materialeve të ndryshme organike.

Aftësia e tokave për të lidhur plumbin varet nga pH dhe kapaciteti i shkëmbimit të

kationeve të komponentëve të tokës (Bergmann 1992). Tretshmëria e plumbit në tokë

varet nga pH. Në pH bazik tretshmëria e plumbit në tokë është e ulët, ndërsa në pH

acid kjo tretshmëri është më e lartë. Midis vlerave të pH 3,3-5 vërehet rritje e

tretshmërisë së plumbit në tokë (Mengel & Kirkby 1987). Me rritjen e pH faktorët që

influencojnë në tretshmërinë e plumbit në tokë janë përmbajtja e plumbit total dhe

përqendrimi i fosfateve dhe karbonateve në tokë. Ekzistojnë të dhëna që plumbi

atmosferik hyn në tokë në formën e sulfateve ose është shndërruar me shpejtësi në

sulfat plumbi në sipërfaqe të tokës. Sulfati i plumbit është relativisht i tretshëm kështu

që mund të kulloj, depërtoj në tokë në qoftë se nuk është transformuar. Në tokat me

pH me të madh ≥ 5 dhe me përmbajtje organike më pak se 5%, plumbi atmosferik

mbetet në shtresën e sipërme 2-5 cm. Depërtimi i plumbit inorganik dhe

komponimeve të tij nga toka në ujërat nëntokësor nëpërmjet filtrimit, kullimit në tokë

është shumë i ulët në kushte natyrale, përjashtuar situatat kur aciditeti është i lartë.

Kushtet që shkaktojnë kalimin e plumbit nga toka në ujërat nëntokësor janë prania e

plumbit në tokë në përqendrime të larta si dhe ulja e pH në solucionin e tokës p.sh.

shirat acid, prania e të cilëve në tokë shton aftësinë e formimit të kelateve të tretshme

të plumbit. Impakti i Pb në tokë është mundësia dhe transferimi i tij në ujë dhe bimësi,

i cili përcaktohet nga termi i bio-vlefshmërisë. Pb është konsideruar si ndotës i

rëndësishëm mjedisor në toka dhe veçanërisht në toka bujqësore për shkak të efekteve


17

të mundshme të dëmshme që ndikojnë në kualitetin e ushqimit dhe shëndetin e tokave

(Onweremadu and Duruigbo, 2007).

2.6. PLUMBI NË UJË

Plumbi në ujë e ka origjinën nga një shumëllojshmëri e burimeve si: atmosfera,

formacioni gjeologjik, dhe në rastin e ujit të pijshëm edhe tubacionet. Sasia e plumbit,

forma dhe tretshmëria e tij në ujë varet nga vetitë fizike dhe kimike të ujit si: pH,

alakaliniteti, temperatura, përqendrimi i mbetjeve të klorit, prania e klorureve dhe

kripërave të tretshme si sulfatet, fosfatet, kloruret, potencialit redoks, përmbajtja e

mineraleve, përmbajtja organike, përmbajtjes së oksigjenitë tretur si dhe faktorë të

tjerë mjedisore (AWWARF, 1990). Plumbi në mjedisin ujor gjendet në dy forma të

cilat janë: organike dhe inorganike. Të dyja këto lloje të ekspozimit të plumbit

paraqesin rreziqe serioze shëndetësore për të gjitha format e jetës. Komponimet

inorganike të plumbit (sulfide, carbonate dhe sulfate) kanë tretshmëri të ulët në ujin

natyral. Tretshmëria e Pb në solucionin e tokës rritet në varësi të uljes së pH nga 6-3.

Në pH neutral dhe alkalin lëvizshmëria e Pb2+

në përgjithësi është e ulët por rritet në

mënyrë të konsiderueshme përmbajtja e lëndës organike të tretshme, duke nxitur

kështu formimin e komplekseve të plumbit organo-metalike (Sebastien Sauve,1998).

Kimia e plumbit në solucionet ujore është shumë komplekse, sepse ky element ka një

shumëllojshmëri formash dhe përbërjesh. Plumbi ka tendencë të formojë komponime

me tretshmëri të ulët me anionet kryesore që gjenden në ujërat natyrore. Në mjedis

forma dy valente Pb +2 është lloji jonik më i qëndrueshëm i tij. Komponimet e

plumbit ndryshojnë në ujin natyror të freskët nga uji i detit. Në ujin e freskët, një pjesë

e plumbit ekziston si kation dyvalent (Pb +2) në pH më të ulët se 7.5 por karbonatet e

tretshme formojnë komponime komplekse të patretshme të PbCO3 në kushte alkaline.

Kloruri i plumbit dhe karbonati i plumbit janë komponimet kryesore ne formimin e

komplekseve te ujit te detit. Produktet më kryesore në këtë grup përfshijnë: cerusite

(PbCO3), hidrocerusite {Pb3(CO3)2(OH)2}, plumbonacrite {Pb10(CO3)6(OH)6}, oksid

(PbO), dhe dioksid (PbO2) (AWWARF, 1990).

Plumbi katervalent si PbO2 është shumë më pak i tretshëm në ujë në pH normal dhe

alkalin sesa plumbi dyvalent si cerussite dhe hydrocerussite (Schock et al. 2001).

Përmbajtja e materialeve të plumbit IV është e lidhur me potencialin redoks të lartë të

ujit, që vjen si rezultat i kërkesës së ulët si oksidant ose përmbajtjes së klorit të lirë në

nivele të larta nga përdorimi si dezinfektues për mikro-gjallesat në sistemet e

shpërndarjes së ujit (AWWARF, 2008; Switzer et al., 2006). Potenciali redoks është

përcaktuar si potencilai i kërkuar për transferimin e elektroneve nga një oksidant te

një reduktues (Symons et al., 2000). Kërkimet gjithashtu kanë demonstruar që

potenciali redoks influencon në specifikimin dominant të plumbit në ujë (Lytle and

Schock, 2005b; Switzer et al., 2006). Rrjedhimisht influencohet nga faktorë të tillë si

pH, temperatura, mbetja e klorit dhe përqendrimi i oksigjenit të tretur (Lytle and

Schock, 2005b; Vasquez et al., 2006);.

2.7. EFEKTET TOKSIKOLOGJIKE TË PLUMBIT NË MJEDIS

Në mjedis ekspozimi ndaj plumbit rezulton në një gamë të gjerë të efekteve negative

në varësi të nivelit të përmbajtjes dhe të kohëzgjatjes së ekspozimit. Ndotjet toksike

shkaktojnë dëme në shëndetin e njeriut, të kafshëve, bimësisë dhe mjedisit në

përgjithësi (Zakrzewski, 2002). Nga sdudimit është vërejtur se prania e Pb ndikon

negativisht në mjedis dhe njerëz, por prania e tij është më e ndjeshme në zhvillimin e


18

jetës së fëmijëve (që në embrion) se sa tek të rriturit (Wolff 1983). Nivelet e larta të

ekspozimit çojnë në efekte biokimike toksike të njerëzve duke shkaktuar probleme në

sintezën e hemoglobinës, efekte mbi veshka, traktin gastrointestinal, nyjave, të

sistemit riprodhues, si dhe dëmtimin akut ose kronik si dhe në sistemin nervor

(Aigbedion, 2005). Ekspertet pranojnë se kërkimi është shumë i nevojshëm për të

kuptuar lidhjet midis ndotjes dhe efektet e saj në të gjitha format e jetës (Wilkinson

and Philips, 2003). Në tabelën e mëposhtme tregohen burimet, niveli i rrezikut si dhe

pasojat shëndetësore nga ekspozimi i plumbit.

Tabela 2.5. Plumbi dhe efektet shëndetësore themelore.

Elementi

Burimet e ekspozimit në mjedis

Niveli minimal i rrezikut

Toksiciteti kronik i

ekspozimit

Pb

industria, emisioneve të

automjeteve, piktura, djegia e plastikës dhe letrës,etj

niveli i plumbit në gjak 10

μg/dl*

vlera e rënies neurologjike

të zhvillimit, sistemin e veshkave,

zhvillimin embrional të fëmijës

Shënim: (μg/dl*: mikrogram për decilitër në gjak.

2.8. EFEKTET TOKSIKOLOGJIKE TË PLUMBIT NË BIMËSI

Plumbi nuk është element thelbësor për bimët, nuk ka rol biologjik është potencialisht

toksik për mikroorganizmat (Sobolev and Begonia, 2008). Disa bimë akumulojnë

plumb në nivele të larta dhe ai nuk paraqet rrezik për këto bimë, por nuk ndodh e

njëjta gjë për njerëzit dhe kafshët nëse i prekin apo konsumojnë këto bimë me

përmbajtje të lartë plumbi. Bimët e ndotura përbëjnë një rrezik për jetën e njerëzve

nga përdorimi i kafshëve dhe bimëve të destinuar për konsum njerëzor (Fergusson,

1990). Përqendrimi i tepërt i plumbit në bimë është vërejtur se shkakton një numër

efektesh biokimike, duke përfshirë edhe proceset e respirimit, fotosintezës dhe në

funksionimin e duhur të gjetheve jeshile të errëta(Turkdogan et al., 2003).

Efekti toksik më i rëndësishëm i plumbit në bimë është ndalimi i fotosintezës për

shkak të ndërhyrjes të drejtpërdrejtë me reaksionin e shkaktuar nga drita ose ndërhyrja

indirekte me sintezën e karbohidrateve, rezultati i së cilës është dobësimi i qelizave

pengimi i ujit dhe këmbimi i dyoksidit të karbonit dhe më tej reduktimi i sintezës së

karbohidrateve.

Në shumicën e studimeve eksperimentale në lidhje me toksicitetin e plumbit,

rezultatet e arritura kanë treguar që përqendrimi i lartë i tij (100-1000 mg/kg) në tokë

është i mjaftueshëm për të shkaktuar efekte të dukshëm toksike në fotosintezë, në

rritjen e bimëve dhe parametrave të tjerë (Needleman et al., 1990). Toksiciteti i

plumbit pengon sintezën e ADN-së, mitozës, ndarjen e qelizave, dhe rritjen e tyre.

Bimët tokësore dhe ujore absorbojnë lëndën ushqyese nga toka dhe uji së bashku me

ndotësit e pranishëm në këto mjedise duke i kaluar kështu në zinxhirin ushqimor të

kafshëve konsumatorë dhe më pas të njerëzit (Wang et al., 2003).

2.9. EFEKTET TOKSIKOLOGJIKE TË PLUMBIT NË KAFSHË

Uji përmban substanca inorganike, organike dhe mikroorganizma. Ndër të tjera

metalet e rënda dhe veçanërisht plumbi janë të pranishëm në ujë, sidomos nga burimet

antropogjenike. Plumbi është gjithashtu toksik në biotën ujore. Një pjesë e plumbit

mund të akumulohet direkt nga ujërat e deteve dhe ujërat e freskët veçanërisht në

organizmat që shfrytëzojnë indet gushe (gill tissue) si rrugë kryesore të lëndëve


19

ushqyese aspiratore. Studimet toksikologjike kanë raportuar efekte vdekjeprurëse në

peshq duke përfshirë ndryshimet morfologjike, metabolizmin dhe aktivitetin

enzimatik. Shmangie nga sjellja e specieve normale është vërejtur në peshqit e rritur

të ekspozuar ndaj niveleve të larta të plumbi që shkojnë 10-100 mg/L (WHO, 1989).

Prania e lartë e Pb në mjedise të veçanta, shkakton aplikimin e “dozës toksike” në

organizma duke prekur dhe ndikuar në shumë faktorë. Këtu përfshihen ndikimet si në

mjedis ashtu edhe në ushqyerjen e organizmave. Kur plumbi është grumbulluar dhe

është i kudogjendur, të gjitha gjallesat janë vazhdimisht në thithje, aspirim të dozave

toksike, duke kaluar nivelin e sasisë së marrjes normale në një nivel potencialisht të

rrezikshëm, (kjo nëpërmjet frymëmarrjes dhe të ushqyerit). Efektet negative më të

larta ndaj ekspozimit të sasisë së lartë të plumbit shfaqen më shumë të kafshët e reja

të cilat janë konsideruar më të ndjeshëm se sa të rriturit. Kafshët që ushqehen pranë

objekteve të minierave të shkrirjes dhe të riciklimit nga ekspozimi i vazhdueshëm dhe

në nivel të lartë ndaj plumbit shpeshherë kanë rezultuar në helmim dhe vdekje (Henny

et al., 1991).

2.10. EFEKTET E PLUMBIT NË SHENDETIN E NJERIUT

Plumbi është një ndër metalet toksike të pranishëm në natyrë. Ai nuk është dhe nuk

njihet si element ushqyes, me funksion biokimik ose fiziologjik, sepse nuk është

demonstruar asnjë nevojë biologjike, në jetën e gjallë, përkundrazi është shqetësim i

madh në momentin kur doza e plumbit është e lartë (Sobolev and Begonia, 2008;

Needleman et al., 1990).

Efektet toksike të plumbit paraqesin një gamë të gjerë të efekteve anësore në njerëz

kur niveli i përqendrimit të tij në gjak është mbi 100 ug/dl për të rriturit, ndërsa 10

ug/dl për fëmijët. Sipas organizatës “Safety and Health Administration” (OSHA) në

SHBA ekspozimi i plumbit akut (disa ditë) dhe kronik (në disa vite) ndikon

negativisht në sistemet e gjalla dëmton shëndetin në forma të ndryshme. Kjo

organizatë thekson se: “frekuenca dhe ashpërsia e simptomave mjekësore rritet me

rritjen e përqendrimit të plumbit në gjak”. Simptomat të zakonshme nga prania e

plumbit akut janë rënia e oreksit, të përzier, të vjella dhimbje barku, anemi, dhimbje

muskujsh, helmim, pagjumësi. Ekspozimi ndaj plumbit akut ka çuar në sëmundje

profesionale të pakontrolluara, madje dhe në viktima.

Ekspozimi afatgjatë i plumbit kronik çon në dëmtime të rënda të gjakut, sistemit

nervor, urinar dhe riprodhues. Tek të rriturit dhe të moshuarit është gjetur se plumbi

akumulohet në kocka dhe më pas ai kalon në organizëm duke shkaktuar efekte të forta

toksike, duke paraqitur rrezik hipertensioni dhe mos funksionim të mirë të veshkave.

Efektet e metaleve toksike çojnë në simptoma dhe sëmundje të cilat ndahen në dy,

kategori të dallueshme por që shpesh herë ato mbivendosen:

Efektet toksike të drejtpërdrejta në inde, të cilat shkaktojnë dëme dhe pengojnë

proceset normale metabolike.

Zhvendosja ose humbja e ushqyesve thelbësore që shpie në mungesat

ushqimore e shoqëruar kjo me shqetësime shëndetësore.

Mes simptomave dhe sëmundjeve lidhur me metalet toksike shfaqen sëmundje dhe

dëmtime të zhvillimit konjikativ, (p.sh. çrregullime të zhvillimit) sëmundje de-

gjenerative të sistemit nervor të cilat përfshijnë sëmundjet Alzheimer, Parkinson dhe

skleroze të shumëfishtë (MS), probleme në zhvillimin skeletor (osteoporozen),

çrregullime të veshkave dhe të gjakut.


20

2.10.1. EFEKTET E AJRIT TË NDOTUR ME PLUMB NË NJERËZ

• Redukton funksionimin e rregullt të mushkërive.

• Shfaq pezmatim të syve, hundës, gojës dhe fytit.

• Probleme të astmës.

• Simptoma të frymëmarrjes si dhe kollitjes.

• Rrit sëmundjet e rrugëve të frymëmarrjes.

• Shfaq dhimbje koke dhe marrje mëndsh.

• Ndikon në sistemet endokrinë, riprodhues dhe imun.

• Shfaq çrregullime neurologjike.

• Shfaq probleme kardiovaskulare.

• Kanceri.

• Ndikon në vdekjen e parakohshme.

2.10.2. EFEKTET E UJIT TË NDOTUR ME PLUMB NË NJERËZ

a. Shfaq sëmundje të shkaktuara nga mbartja e ndotjeve në ujin e pijshëm:

• Tifo.

• Amoebiasis.

• Giardiasis.

• Ascariasis.

• Hookworm.

b. Shfaq sëmundje të shkaktuara nga mbartja e ndotësve në ujin e detit:

• Puçrra, dhimbje veshi, skuqje sysh.

• Infeksionet respiratorë.

• Hepatiti, encefalit, gastroenterit, diarre, të vjella, dhe dhimbje stomaku.

c. Kushtet në lidhje me ndotjen e ujit nga kimikatet (të tilla si pesticidet,

hidrokarburet, ndotësit organike, metalet e rëndë etj.).

• Kanceri, përfshirë edhe kancerin e prostatës.

• Probleme hormonale që mund të pengojë proceset e riprodhimit dhe

zhvillimit.

• Dëmtimi i sistemit nervor.

• Mëlçia dhe dëmtime në veshka.

• Dëmtimi i ADN.

• Në barkun e nënës: mund të shkaktojë probleme neurologjike duke përfshirë

reflekset të ngadalshme të zhvillimit mendor dhe dëmtime të trurit.

• Në të rriturit: sëmundja Parkinson, sklerozë të shumëfishtë, sëmundja

Alzheimer, sëmundje të zemrës, dhe ka raste ekstreme deri në vdekje.

d. Efektet të tjera:

• Ndotja e ujit gjithashtu rezulton nga bashkëveprimet mes ujit të ndotur dhe

tokës, si edhe nga depozitimi i ndotësve ajrit (të tilla si shiu acid).

• Dëmtimet te njerëzit mund të shkaktohen nga ushqime të peshkut që vijnë nga

uji i ndotur.

• Dëmtimi i njerëzve mund të shkaktohen nga përdorimi i prodhimeve bimore te

rritura ujëra të ndotur.


21

2.10.3. EFEKTET E TOKËS SË NDOTUR ME PLUMB NË NJERËZ

• Kontakti me toka të kontaminuar mund të jenë direkt (nga përdorimi i

parqeve, shkolla, etj) apo indirekt (me thithjen e ndotësve të tokës që kanë

avulluar).

• Plumbi në tokë është veçanërisht i rrezikshme për fëmijët e vegjël, duke

shkaktuar dëme në zhvillimin e trurit.

• Shkakton bllokim neuro-muskulare, si dhe depresioni të sistemit nervor

qendror.

• Gjithashtu shkakton dhimbje koke, vjellje, lodhje, acarim të syve dhe puçrra

në lëkurë.

• Ndotja e tokës gjithashtu mund të rezultojnë nga ndotja sekondare e furnizimit

me ujë te pijshëm dhe nga depozitimi i ajrit te ndotur (për shembull, nëpërmjet

shiut acid).

• Ndotja e drithërave të rritur në tokë të ndotur sjell probleme me sigurimin e

ushqimit.

• Ndotja e tokës është e lidhur ngushtë me ndotjen e ujit, kështu që shumë

efekte të ndotjes së tokës janë të ngjashme me efektet e ujit të ndotur.

• Shfaqje të kancerit, duke përfshirë edhe leuceminë.

2.10.4. RRUGA E EKSPOZIMIT TË PLUMBIT NË NJERËZ

Rrugët kryesore të ekspozimit të plumbit te njeriu dhe te kafshët janë cilësuar:

Ushqimi

proceset e frymëmarrjes.

Përveç kësaj, sasia e plumbit në trupin e njeriut ndryshon në varësi të përqendrimit të

përbërjes së madhësisë së grimcave, formave fizike që thithet ose prek lëkurën e trupit

te njeriut si dhe kohën e qëndrimit.

Në figurën 2.5. është paraqitur një skemë përmbledhëse e ekspozimit, shpërndarjes

dhe burimeve të plumbit në mjedis, si dhe rrugët në të cilët ai depërton deri në trupin e

njeriut.


22

Figura 2.5. Rrugët e ekspozimit të plumbit në kafshë dhe në njerëz.


23

KAPITULLI III

3. NIVLET E LEJUARA TË PLUMBIT DHE METODAT KRYESORE TË

MATJES

3.1. NIVELI MAKSIMAL I LEJUAR I PLUMBIT NË MJEDIS

Shumica e vendeve në botë, si dhe Organizata Ndërkombëtare Mjedisore duke

vlerësuar potencialin e lartë të rrezikut të Pb në mjedis dhe shëndet kanë vendosur

standarde, nivele maksimale të lejuara për përmbajtjen e plumbit në komponentë të

ndryshëm mjedisor. Përmbajtja e fraksionit të Pb në mjedis dhe në njerëz, deri në

vlerën maksimale të rekomanduar konsiderohet si jo i rrezikshëm dhe prania e

plumbit në këto nivele nuk shoqërohet me efekte negative mjedisore dhe

shëndetësore. Zakonisht përqendrimi i plumbit në tokë shprehet në µg/g, mg/kg, ose

ppm. Këta janë njësitë ekuivalente të matjeve.

3.1.1. VLERAT E REKOMANDUARA TË PLUMBIT NË TOKË, EU DHE

WHO.

Niveli maksimal i lejuar i plumbit në tokë i rekomanduar nga Komuniteti Evropian

sipas (direktivës 86/278/EEC) jepet në tabelën 3.1.:

Tabela 3.1. Niveli maksimal i lejuar i Pb në Tokë (KE)

Elementi Tokë (mg/kg dm)

Pb 50-300

Shënim: dm është pesha e thatë.

Në tabelën 3.2 jepet shkalla e ndotjes të tokave në varësi të sasisë së përmbajtjes së

Pb, të rekomanduar nga Organizata Botërore e Shëndetësisë, (World Health

Organization, WHO).

Tabela 3.2. Niveli maksimal i lejuar i Pb në Tokë (WHO)

Niveli i plumbit në tokë Niveli i ndotjes së plumbit

mg/kg ose ppm

Më pak se 150 Shumë i ulët

Nga 150 në 400 I ulët

Nga 400 në 1,000 Mesatar

Nga 1,000 në 2,000 I lartë

Me shume se 2,000 Shumë i lartë

3.1.2. VLERAT E REKOMANDUARA TË PLUMBIT NË BIMË.

Në tabelën 3.3. jepet niveli maksimal i lejuar i Pb, sipas Directive No. 1881/2006,

Brussels, e cila paraqet nivelet maksimale të lejuara në disa produkte ushqimore dhe

bimësi.


24

Tabela 3.3. Niveli maksimal i lejuar i Pb në bimësi (KE)

Nr. Materiali Pb (mg/kg)

1 Drithëra 0,2

2 Gjethe bimësh 0,1

3.1.3. VLERAT E REKOMANDUARA TË PLUMBIT NË UJIN E PIJSHËM.

Niveli maksimal i lejuar i Pb në ujë i rekomanduar nga Agjencia e Mbrojtjes së

Mjedisit (EPA) dhe Organizata Botërore e Shëndetësisë (WHO) për përmbajtjen e

plumbit në ujin e pijshëm jepet në tabelën 3.4.

Tabela 3.4. Niveli maksimal i lejuar i Pb në ujin e pijshëm

Nr Organizata Mjedisore Pb (µg/L)

1 WHO 10

2 EPA 15

3.2. MEDOTAT E MATJES SË Pb NË MJEDIS

Janë disa metoda instrumentale të cilat përdoren gjerësisht për përcaktimin e plumbit

në mostra ambientale, biologjike dhe mjekësore. Disa nga metodat më të përdorura

janë:

• Fluereshenca e Rrezatimit-X (X-ray).

• Jon Kromatografia (IC)

• Spektrometria e Absorbimit Atomik me flakë (SAA_F).

• Spektrometria e Absorbimit Atomik me Furë Grafiti (SAA_GF).

• Spektrometria e emisionit atomik e plazmës me induktivitet të çiftuar

(ICP/AES).

• Spektrometria e masës e plazmës me induktivitet të çiftuar (ICP/MS).

• Voltametria e zhveshjes anodike (ASV).

Nga ana tjetër këto mund ti klasifikojmë në dy grupe kryesore:

• Metoda analitike, destruktive

• Jo shkatërruese, jo destruktive (EPA 1993).

Metodat analitike më të përdorura për përcaktimi e Pb në mostra mjedisore janë:

ASV, AAS, AAS_GF, ICP-AES, ICP_MS dhe IC (Bruland, K. W at al, 1985 &

Capodaglio, G at.al 1990).

Nga përdorimi i këtyre metodave zbulohet përmbajtja e Pb, ku paraprakisht mostrat i

nënshtrohen trajtimit analitik për para-përqendrimin e tij në solucionin e mostrës

nëpërmjet disgergimit si dhe ekstraktimit me solvent, precipitimit me APDC, MIBK

dhe jon shkëmbyesi Chelex-100 (Petty, J. R. & ) Miyazaki, A.; & Heithmar, E. M).

Të gjitha këto teknika kërkojnë kohë relativisht të gjatë për përcaktimin e ndotëseve

në mjedis.

Në grupin e metodave jo shkatërruese përmendim X-fluoreshencën. Niveli i ndotësve

që përcaktohet nga këto teknika është e rendit ppm dhe ppb.


25

3.2.1 Voltametria e zhveshjes anodike (ASV).

Është një metodë e ndjeshme, e

përshtatshme dhe me kosto efektive.

Në figurën 3.1. jepet paraqitja

skematike e një procesi të formimit të

valës karakteristike ASV.

Është një nga metodat analitike të

përdorura për zbulimin dhe

përcaktimin e ndotësve jon metalike

të tilla si: Cu, Pb, Cd dhe Zn në

nivele të ulëta të rendit ppm dhe ppb.

Hapi i parë i metodës ASV është

depozitimi (i quajtur shpesh para-përqendrimi) në një potencial negativ të aplikuar për

një periudhë të caktuar kohore. Metalet në formë jonesh kalojnë mbi elektrodë në

formën e tyre metalike.

Pastaj elektroda është skanuar linearisht drejt potencialeve pozitive në të njëjtën kohë

metalet janë zhveshur nga elektroda dhe ri-oksidohen në potencialin karakteristikë të

çdo metali. Është metodë elektrokimike që përdor parimin e voltametrisë, ku tensioni

në elektroda kontrollohet për të prodhuar oksidimin ose reduktimin dhe matet rryma e

kalimit të këtij procesi. Në metodat voltametrike, rryma është në proporcion të drejtë

me përqendrimin e analitit në solucion. Si karakteristikë të përbashkët të gjitha

metodat me zhveshje (stripping) përfshijnë hapin e para-përqendrimit (hapi i

depozitimit) dhe më pas matja e rrymës kur ato janë ri-oksiduar nga sipërfaqja e

elektrodës ose nga një cipë e hollë në sipërfaqe. Ndjeshmëria e metodave voltametrike

është rritur pikërisht nga përdorimi i para përqendrimitnë të cilin përbërjet

akumulohet në elektrodë nga një prej proceseve faradaik (anodik, katodik) ose jo-

faradaik (adsorbimi) (Bard, A.J.; 2001).

3.2.2. Spektrometria e emisionit atomik me plasmë të çiftuar me induksion

ICP/AES

Është një teknikë optike

analitike e përdorur për

përcaktimin e elementeve

gjurmë në lloje të ndryshme

mostrash (A. Montaser at al. ,

1992). Në figurën 3.2. është

paraqitur një skemë e thjeshtuar

e parimit të punës së ICP-AES.

Teknika është bazuar mbi

emisionin spontan të fotoneve

nga atomet dhe jonet e

ngacmuara nga shkarkesat RF. Mostrat e lëngëta injektohen direkt në instrument

ndërsa mostrat e ngurta kërkojnë ekstraktim ose disgergim acid për të kaluar analitin

në solucion. Solucioni i mostrave konvertohet në aerosolë dhe drejtohet për në kanalin

qendror të plazmës ku aerosoli kalon shumë shpejt në gjendje avulli në temperaturën

6000K - 10000K të plazmës. Analiti i elementëve kalon në atome të lira në gjendje të

gaztë (Xiandeng Hou at al. 2000). Numri i total i fotoneve është proporcional me

përqendrimin e elementit në mostër. Një pjesë e fotoneve emetohen nga ICP dhe

grumbullohen me lente ose pasqyra konvergjente. Ky fokusim optik së bashku me


26

gjatësinë e valës të përcaktuar përzgjidhet nga monokromtori. Sinjali amplifikohet

nga proceset elektronike të detektorit pastaj paraqiten për lexim në një kompjuter të

lidhur me instrumentin e ICP. Limiti i detektimit për shumë elementë të sistemit

periodik është i rendit ppb. Procedurat e para-përqendrimit dhe ndarjes janë hartuar

për të lejuar përcaktimin e sasisë së plumbit në matricën komplekse të mostrës duke

përdorur ICP-AES, kështu që përdorimi i teknikave ndarëse si: ekstraktimi lëng-lëng,

ekstraktimi i fazës së ngurtë dhe të tjera janë hapat e para-përqendrimit të Pb nga

përdorimi i metodës ICP-AES. Avantazhet analitike kryesore të ICP e kanë origjinën

nga mundësia e saj për eficenc dhe riprodhim të avullimit, atomizmit, ngacmimit dhe

jonizimit për një zonë të gjerë të elementëve në matricën e mostrave të ndryshme. Kjo

kryesisht kërkon temperaturë të lartë 6000K-7000K në zonën e vëzhguar të plazmës.

Kjo temperaturë është shumë më e lartë se maksimumi i temperaturës së flakës apo

furrës, 3300 K. Avantazhet kryesore të burimit të ICP janë :

• Temperatura e lartë (6000K–10000 K).

• Densiteti elektronik i lartë.

• Shkalla e dukshme e jonizimit për shumë element.

• Aftësia e njëkohshme për përcaktimin e shumë elementëve (mbi 70 përfshirë P

dhe S).

• Foni i ulët i emisionit dhe relativisht ka pak interferenca.

• Stabiliteti i lartë që lejon saktësi dhe përpikëri të lartë.

• Detektimi limit për shumë elementë (0.1–100 ng/mL).

• Aplikimi për element refraktar.

• Kosto efektive e analizës.

3.2.3. Mas spektrometria e emisionit atomik me plasmë të çiftuar me induksion

ICP-MS është teknikë analitike

e spektrometrisë së masës e

përdorur për analizimin e

elementeve gjurmë. ICP-MS

përdor të njëjtin lloj burimi ICP

siç është përdorur për ICP-AES.

Në mënyrë të thjeshtë

skematike në figurën 3.3.

paraqitet një skemë e ICP-MS.

Në teknikën ICP-MS, jonet e

analitit formohen në ICP dhe

dërgohen nëpërmjet një mas-spektometri ku ata ndahen sipas raportit të tyre

masë/ngarkesë (m/e). Numri i joneve të raportit m/e të analitit që interesohemi matet

dhe rezultatet përdoren për qëllime sasiore dhe cilësore. Konkretisht mostrat futen në

plazmë argoni në trajte piklash, si aerosol, ku më pas molekulat disocijohen dhe

zhvendosin elektronin nga komponentët duke formuar jone të ngarkuara të cilat

drejtohen në pajisjen e filtrimit të masës ose siç quhet mas-spektrometër. Shumica e

sistemeve të ICP-MS përdorin spektrometrin e masës analizatorin quadrupolei cila

skanon shumë shpejt zonën e masës. Në të njëjtën kohë vetëm një raport të masës dhe

ngarkesës (m/e) lejon të kaloj përmes elektrometrit nga hyrja në dalje. P.sh. në qoftë

se quadropole është vendosur që të lejojë jonet Na me raport m/e përkatësisht 23/1,

atëherë do të kalojnë vetëm jonet Na ndërsa të gjitha jonet e tjera të ngarkuara

pengohen. Pas daljes nga mas-spektrometri jonet godasin dynodën e një foto

shumëzuesi elektronik i cili shërben si detektor. Ndikimi i joneve “lëshon” elektronet

të cilët përforcohen derisa ata të bëhen një impuls i matshëm. Software krahason


27

intensitetin e pulseve të matura për këta nga standardet, të cilët përbëjnë kurbën e

kalibrimit për përcaktimin e përqendrimit të elementit. Kjo teknikë është përdorur në

mënyrë komerciale që nga vitit 1983 dhe është treguar që është një ndër teknikat më

të fuqishme për përcaktimin e analizimit të elementëve gjurmë. Shumica e

analizimeve të kryera nga përdorimi i ICP-MS janë sasiore, por gjithashtu është

instrument shumë i mirë për matje gjysmë sasiore. Nga përdorimi i paketave të

programeve (soft-ve) në një mostër të panjohur mund të analizohen 80 elementë për

rreth 3 minuta, dhe jep të dhënat gjysmë sasiore zakonisht në ±30% të vlerave sasiore.

Teknika e ICP-MS ka gjetur zbatim jo vetëm në mjedis por dhe në mjekësi. ICP-MS

përdoret gjithashtu për të matur izotope individuale të çdo elementi, ndërsa gjithashtu

në laboratorë specifik matet dhe raporti mes izotopeve të një elementi. Avantazhet e

përdorimit të teknikës së ICP-MS, (përveç kostos të lartë) mund të përmblidhen në

disa pika:

• Limiti i detektimit të instrumentit është nën ppt (pjesë për trilion) për shumë

element të sistemit periodik.

• Zona e punës analitike is nine orders of magnitude.

• Produktiviteti është i patejkalueshëm nga ndonjë teknikë tjetër.

• Analiza izotopike mund të arrihet lehtësisht.

3.2.4. XRF.

Spektrometria e fluoreshencës së rrezatimit-X është një metodë joshkatëruese me

përdorim të gjerë, është e përshtatshme për analizën elementare in-situ, jo-invazive.

Spektroskopia e XRF si spektroskopi optike, bazohet në matjen e emisionit,

absorbimit, shpërhapjes, fluoreshencës dhe difraksionit të rrezatimit elektromagnetik.

Rrezet X janë rrezatime elektromagnetike me gjatësi vale të shkurtër afërsisht 0.1 Å -

25 Å, të prodhuara nga frenimi i elektroneve me energji të lartë ose nga kalimet

elektronike në orbitat e brendshme të atomit. Fluoreshenca përfshin emisionin e një

fotoni të rrezeve X pas jonizimit të atomit nga një tufë primare e rrezeve X. Energjia

maksimale e fotoneve korrespondon me totalin e elektroneve të ndaluara dhe jepet:

hvo = (hc)/o = Ve (3.1)

vo=frekuenca maksimale; V= përshpejtues tensioni; e = elektronet e ngarkuara,

ngarkesa elektronike.

Në figurën 3.4 paraqitet procesi i fitimit të

rrezeve X në një atom. Për qëllime analitike

rrezatimi X është fituar në 4 mënyra:

• Nga bombardimet e metalit me një tufë

elektronesh me energji të lartë.

• Nga ekspozimi i një substance për tufën

primare të rrezeve X në mënyrë që të

prodhojë tufën sekondare të

fluoreshencës së rrezeve X.

• Nga përdorimi i burimeve radioaktive

procesi i shkatërrimit të të cilit rezulton

në emisionin e rrezeve X.

• Nga një burim rrezatimi sinkrotron.

Fluoreshenca e rrezatimit X dhe metodat e absorbimit të rrezeve X janë përdorur

gjerësisht për përcaktimin sasiore dhe cilësore të elementëve te sistemit periodik me

numër atomik më të madh se të Na (Z=11), ndërsa me pajisje speciale, siç është


28

Spektroskopia e Energjisë Dispersisve me Mikoroskop me Skanim Elektronik,

SEM_EDS përcakton elementët me numër atomik 5-10.

Në figurën 3.5. paraqitet procesi

i punës së instrumenti të

fluoreshencës së rrezatimit X.

Kur materiali i mostrës

bombardohet me rrezatim

energjik (rreze-X, rreze-g,

elektrone, protone, etj.) krijohen

vakanca, gjendje elektronike

bosh nga lëvizja e elektroneve

në orbitalet e brendshme. Një

nga proceset në të cilin atomi rikthehet në stabilitet është kalimi i elektroneve nga

nivelet energjetike të shtresave të jashtme elektronike në nivelet energjetike të

shtresave më në brendësi (më afër bërthamës atomike). Secila nga këto kalime

shoqërohet nga emetimi i një fotoni me rreze-X, energjia e të cilit është e barabartë

me diferencën midis këtyre dy gjendjeve energjetike. Gjatësitë e valëve të emisionit të

rrezeve-X janë karakteristik e atomit dhe ekziston një lidhje midis gjatësisë së valës të

vijës së emisionit dhe numrit atomik të atomit (ligji Moseley). Kështu, kur një mostër

është e përbërë nga lloje të ndryshme atomesh, secili atom prodhon një seri të

gjatësive së valës, dhe të gjithë kontribuojnë në shtimin e emisionit total të rrezeve X

nga mostra. XRF është një teknikë që përdor fuqinë difraktuese të një kristali të

thjeshtë, ose karakteristikat proporcionale të detektorit për të ndarë tufën e rrezeve

poli-kromatike të rrezatimit nga mostra, në gjatësi vale të veçanta, duke lejuar kështu

të bëhen matjet sasiore dhe cilësore. Kjo teknikë mund të përdoret për vlerësimin

cilësor të përbërjeve komplekse. Intensiteti i pikut karakteristik i rrezeve X lidhet me

përqendrimin e elementit korrespondues në mostër. Pas kalibrimit me standarde të

përshtatshme, bëhet analiza sasiore e mostrave për shumë element. Limiti i detektimit

të metodës varet nga elementi dhe matrica e mostrës, ai është në rendin ppm-ppb.

Metoda e rrezeve X ka përdorim të gjerë në mjedis dhe mjekësi, por dy teknikat më të

përdoruara janë spektrometria e fluoreshencës së rrezeve X dhe difraktometria e

rrezeve X.

EDXRF - fluoreshenca e rrezatimit X me energji dispersive e cila përdor një detektor

për procesin e drejtpërdrejtë të spektrit

të plotë në shpërndarjen e energjisë në

shkallë. Është detektuar energjia e një

fotoni me një gjatësi vale specifike,

plotësisht të përcaktuar.

Në figurën 3.6 është paraqitur procesi

i punës së instrumentit të EDXRF.

WDXRF - fluoreshenca e rrezatimit X

me gjatësi vale dispersive e cila

përdor kristale të përshtatshme për

ndarjen e spektrit të emisionit në

gjatësi vale disktrete para detektimit të

tyre. Rrezatimi fluoreshent ndahet

sipas gjatësisë së valës nga difraksioni

i një analizatori kristali para


29

detektimit, kështu që mund të detektohen shume element në të njëjtën kohë gjatë

përdorimit të kësaj metode. Në figurën 3.7 është paraqitur në mënyrë skematike

procesi i punës së instrumentit të WDXRF.

µXRF - Mikro fluoreshenca e rrezatimit X, e cila merr këtë emër sepse këto

instrumente janë projektuar për analizimin e zonave me madhësi shumë të vogël.

TRXRF - fluoreshenca e rrezatimit X me reflektim total, në këtë metodë tufa e

rrezeve të ngacmuara është reflektuar plotësisht nga substrati dhe vetëm grimcat në

sipërfaqe janë ngacmuar për të shkaktuar emisionin e fluoreshencës së rrezeve X. Në

këtë mënyrë foni lidhet me matjet e XRF është ulur shumë duke lejuar ndjeshmëri më

të lartë dhe limit detektimi më të ulët.

Avantazhet e teknikës së përdorimit të XRF:

• Analizimi i llojeve të ndryshme të mostrave (mostra të ngurta dhe të lëngëta).

• Mostra me madhësi të madhe ose shtresë të hollë.

• Zonë të gjerë dinamike ppm-%.

• Përgatitje minimale e mostrës.

• Jo shkatërruese.

• Shumë elementore.

• E transportueshme për analiza në terren.

• Mirëmbajtje dhe kosto operative të ulët.

3.1.1. SPEKTROMETRIA E ABSORBIMIT ATOMIK, SAA.

Historia e zhvillimit të spektrometrisë së absorbimit është e lidhur ngushtë me

vëzhgimin e dritës. Lidhja midis emisionit dhe absorbimit është formuluar nga

Kirchhoff në ligjin e tij. Ndërsa lidhjen midis strukturës atomike dhe bashkëveprimit

të atomeve me rrezatimin është themeluar nga Plank në 1900 në ligjin kuantik

themelor të absorbimit dhe të emisionit të energjisë sipas të cilit një atom mund të

absorboj vetëm rrezatime me frekuencë ose gjatësi vale plotësisht të caktuar.

Madhësia e energjisë është përcaktuar si më poshtë:

(3.2)

h - Konstantja e Plankut; c - Shpejtësia e dritës. Për çdo atom ekzistojnë vlerat

karakteristike të ɛ dhe ʋ.

Pas dhënies së modelit atomik të plotë, në 1955 Walsh përshkroi teknikën e SAA dhe

dha ndërtimin e instrumentit, llambave katodike dhe procedurën e flakës. Zhvillimi i

SAA ka ardhur nga transformime të njëpasnjëshme të dukurive të thjeshta fizike në

një teknikë të mirëfilltë analitike. Sot, SAA është një metodë spektro-analitike e

përdorur për detektimin cilësor dhe përcaktimin sasior të elementëve, duke përdorur

absorbimin e rrezatimit optik nga atomet e lira në gjendje të gaztë për një gamë të

gjerë mostrash mjedisore dhe mjekësore (B. Weltz & M. Sperling., 1999). Spektrat

atomik janë specifik për absorbimin ose emetimin e atomeve të elementëve. Ata

përmbajnë informacion e strukturës atomike. Nëse një atom goditet nga një foton me

energji të caktuar (termike, elektrike ose optike) energjia e tij rritet duke mundësuar

kështu kalimin e elektronit nga shtresat e brendshme elektronike në ato më të jashtme.

Ky absorbim i fotoneve nga atomi është pikërisht baza e metodës së SAA. Pas një

kohë prej disa nano sekondash elektroni rikthehet në orbitalin e tij të gjendjes bazë

dhe energjia e liruar në këtë proces është emetuar në formën e rrezatimit të quajtur


30

Spektrometria Optike e Emisionit Atomik. Energjia e liruar nga kalimet e ndryshme të

mundshme paraqiten në formën e një vije spektrale.

Në figurën 3.8. paraqitet procesi i

absorbimit dhe emisionit të energjisë në

strukturën atomike. Metoda e AAS

investigon vijat e spektrit që vëzhgohen

nga ndërveprimi i rrezatimi

elektromagnetik me atomet e lira.

Atomet e lira absorbojnë ose emetojnë të

njëjtën rrezatimin elektromagnetik dhe

spektrat e vëzhguara mund të jenë

spektra absorbimi, emisioni ose

kombinim i të dyjave. Spektrat janë të lidhur ngushtë me strukturën dhe vetitë e

atomit të cilët absorbojnë ose emetojnë kështu që ata përdoren për detektimin e tyre.

Për të ilustruar numrin e vijave spektrale të mundshme përdoret diagrami Grotrian e

cila për atomin e natriumit (Na) është paraqitur në figurën 3.9.

Nga elektroni valentor korespondues në nivelin 32S1/2

të gjitha spektrat e absorbimit fitohen nga kalimet e

elektroneve nga niveli 3S në nivelin 3p si rezultat i

rregullës të zgjedhjes (selektive).

32S1/2

3

2D3/2; 3

2D5/2(589, 593 nm/ 588,966nm)

32S1/2

4

2P1/2; 2

2P3/2(330,294nm / 330,234 nm)

32S1/2

n

2P1/2; n

2P3/2

Të gjithë këto vija të cilat burojnë nga gjendja bazë e

atomit neutral i referohen vijave rezonante, ato

formojnë seritë kryesore. Vijat e vazhduara me dy

shigjeta përfaqësojnë kalimet për seritë kryesore dhe

ndodh si absorbimi dhe emisioni. Vijat e ndërprera janë për kalimet të serive

sekondare dhe në temperaturë të caktuar ndodh vetëm emisioni. Vijat e holla

paraqesin vijat spektrale të forta. Vijat spektrale varen nga pozicioni i elementit në

sistemin periodik.

Metalet alkalin me vetëm një elektron valentor, ekspozojnë spektra relativisht me pak

vija. Emisioni varet nga densiteti i popullimit të elektroneve në nivelet energjetike,

temperatura (eksponennciale), ndërsa absorbimi varet vetëm nga densiteti i popullimit

të elektroneve në gjendjen bazë dhe pothuajse është i pavarur nga temperatura.

Përqindja më e madhe e atomeve në gjendjen bazë në varësi të temperaturës së ulët të

flakës është pohuar si avantazh i SAA në lidhje me fuqinë e detektimit. Situata është e

qartë për atomin e Na dhe atomeve të tjera të metaleve alkalin dhe alkalin tokësor për

shkak të strukturës atomike të thjeshtë të tyre.

Metalet e tranzicionit me numër më të madh të elektroneve valentore, ekspozojnë

dukshëm një numër më të madh të vijave spektrale. Gjendja bazë e këtyre elementëve

konsiston në numër të madh të niveleve energjetike, ndërsa në gjendje të ngacmuar

numri i kalimeve është shumë herë më i madh në temperaturën e flakës.

Spektri i absorbimit i atomit të Na është përshkruar në një formë të thjeshtë në figurën

3.10.a.


31

Në drejtim të zvogëlimit të

gjatësisë së valës vijat e serisë

kryesore duken shumë afër njëra-

tjetrës dhe intensiteti ulët

rregullisht deri sa arin një “limit

konvergjence”, përtej së cilës

nuk ka më vija. Ky limit

konvergjence është spektri që i

korrespondon valencës totale të

atomit të Na dhe përfaqëson energjinë e jonizimit. Në qoftë se atomet janë ngacmuar

nga goditjet me grimca të tjera vlerat arbitrare për n dhe l janë rritur dhe spektrat e

emisionit përmbajnë të gjithë vijat e mundshme në përputhje me rregullat e zgjedhjes.

Seritë e emisionit janë përshkruar për çdo numër kuantik sekondar dhe mbivendosja e

këtyre serive lejon shumëllojshmëri të vijave siç përshkruhet në figurën 3.11.b.

Intensiteti i vijave varet dhe nga faktorë të tjerë si popullimi, densiteti i elektroneve në

nivelet energjetike sipas shpërndarjes së Boltzman, rënia e intensitetit të vijave në

drejtim të uljes së gjatësisë së valës. Vija spektrale ka një frekuencë plotësisht të

caktuar.

Në figurën 3.11. është paraqitur profili i një vije

spektrale. Ky profil karakterizohet nga

frekuenca qendrore ʋ0, amplituda e pikut Ip,

frekuenca e shpërndarjes (profili i vijës) me

gjerësi ∆ʋeff, që është përcaktuar si gjerësia e

profilit të gjysmës së maksimumit Ip/2, ndërsa

zona spektrale në gjysmën e gjerësisë është zona

që kufizohet nga vijat kryesore në të dyja anët.

Emisioni ose absorbimi i një atomi nuk është i

izoluar por në veprim të ndërsjellë me mjedisin,

vijat e absorbimit ose të emisionit zgjerohen në

shpërndarjen e frekuencës së tyre nga numri i

mekanizmave. Minimumi i mundshëm i gjysmë gjerësisë së vijave është quajtur

gjerësia natyrale e vijës. Atomet në gjendje të ngacmuar mbeten për një periudhe të

shkurtër kohe në këtë gjendje (10-9

deri në 10-8

s) para se ai të lëshoj energjinë e

aspiruar p.sh. një foton që sipas Heisenberg, parimi i pasigurisë të niveleve

energjetike të kalimit të elektroneve përcaktohet me pasigurinë e ndryshimit ∆E gjatë

kohës së vëzhguar ∆t.

(3.3)

Nga pasiguria e niveleve energjetike të kalimit të rrezatimit marrim:

(3.4)

Pasiguria e frekuencës të vijës respektive spektrale shprehet:

(3.5)


32

Në lidhjen e pasigurisë futen kalimet midis dy niveleve energjetike Ek dhe Ejdhe koha

e relaksimit të çdoniveli. Zgjerimi i vijës natyrale si rezultat i kalimit të niveleve

energjetike për gjerësinë e gjysmë gjerësisë natyrale jepet si më poshtë:

(3.6)

Ku është frekuenca e vijës, koha e relaksimit të gjendjes së ngacmuar dhe

koha e relaksimit të gjendjes më të ulët. Ndërsa në rastin e kalimeve të gjendjes

bazë (vijës rezonante) në shprehje futet vetëm koha e relaksimit të gjendjes së

ngacmuar, sepse në gjendjen bazë (B. Weltz & M. Sperling 1999).

Atomet e lira në gjendjen bazë absorbojnë energji rrezatimi në frekuenca saktësisht të

përcaktuara (kuante drite hʋ) të cilat shoqërohen me kalime në gjendje të ngacmuar.

Madhësia e energjisë së absorbuar Eabs për njësi kohe dhe vëllimi është proporcionale

me numrin N të atomeve të lira për njësi vëllimi, energjinë e rrezatimi hʋjk dhe

intensitetin spektral të rrezatimit Sʋ në frekuencë rezonante:

(3.7)

Bjk është koeficienti i absorbimit proporcional i Ajnshtanit për kalimet

Produkti Bjk Sv shpreh fraksionin e atomeve në gjendjen bazë që absorbojnë një

foton energjie hʋjk për njësi kohe. Në njësinë e kohës njësia e rrezatimit cSv (c-

shpejtësia e dritës) ose cSv/hʋ fotonet respektive, kalojnë përmes njësisë së vëllimit.

Fraksioni i fotoneve që absorbohet nga atomet e gjendjes bazë është proporcional me

numrin total të atomeve të lira N dhe është quajtur koeficienti i absorbimit Kjk.

Madhësia e energjisë së absorbuar për njësi vëllimi shprehet si produkt i numrit të

fotoneve të absorbuar dhe energjisë së tyre.

(3.8)

Koeficienti i absorbimit është madhësia sasiore e rrezatimit, e frekuencës ʋ që

absorbohet nga një atom. Shprehja përfundimtare e koeficientit të absorbimit paraqitet

për një vijë spektrale me gjerësi të caktuar me integralin e gjerësisë së vijës ose

intervalin e frekuencave.

(3.9)

Në këtë mënyrë, koeficienti absorbimit në qendër të vijës K0 matet në vend të matjes

së absorbimit integruar (figura 3.11). Matja e koeficientit të absorbimit të integruar

siguron një metodë ideale të analizës sasiore. Matja absolute e koeficientit të

absorbimit atomik të një vije spektrale është jashtëzakonish të vështirë. Kjo vështirësi

u tejkalua nga Walsh, i cili përdori si burim emisioni vija më të forta dhe me gjerësi

shumë më të vogël se gjysma e gjerësisë së vijave të absorbimit dhe frekuenca e të

cilës është përqendruar në frekuencën e absorbimit (B. Weltz & M. Sperling., 1999).

Në matjen rutinë të SAA paraqet interes sasia e analitit në mostër. Numri i atomeve të

absorbuar në mostër nuk qëndron në një lidhje të thjeshtë me përqendrimin e analitit

në mostër.

Analiti kalon në disa faza deri sa formohen atomet e lira në gjendje avulli. Si shumë

metoda të tjera analitike metoda e SAA është një teknik relative në të cilën lidhja

midis sasisë ose masës së analtit dhe vlerës së matur përcaktohet nga kalibrimi.


33

ABSORBIMI

Atomet e lira në gjendje të

gaztë kalojnë në shtresat

më të jashtme elektronike

me energji më të lartë (në

gjendje ngacmuar) nga

aplikimi i energjisë në

formë të rrezatimit

eletromagnetik. Zvogëlimi

i intensitetit të rrezatimit të

vijës së zgjedhur është në

korrelacion me

absorbancën A, me numrin e atomeve absorbues në vëllimin e absorbimit dhe

rrjedhimisht me përqendrimin e elementit në mostër.

EMISIONI

Parimi i emisionit atomik

konsiston në kalimin e

elementit që interesohemi

të dimë në një gjendje

energjetike më të lartë me

ndihmën e një burimi

(flakë, shkëndijë ose hark

elektrikë, plazma). Pas

kthimit të tij në gjendjen

bazë atomi emeton

rrezatim, energjia e të cilit korrespondon saktësisht me diferencën e energjisë midis

gjendjes bazë dhe asaj të ngacmuar, të cilat janë specifik për çdo element.

Rrezatimi i emetuar fokusohet në hyrjen e të çarës së monokromatorit ose

polikromatorit, shpërndarës spektral dhe detektohen në mënyrë sekuenciale ose

njëkohësisht. Përcaktimi i pozicionit të vijave (gjatësisë së valës) bën të mundur

analizën cilësore të mostrës. Përcaktimi sasior kryhet nga korrelacioni i intensitetit të

vijave me përqendrim apo masën e elementit.

Temperaturat që aplikohen gjatë punës në spektrometrinë e emisionit atomik

zakonisht janë më të larta sesa ato që përdoren për spektrometrisë absorbimit atomik,

si dhe spektrat emisionit atomik janë karakterizuar nga një numër shumë më i madh i

vijave në krahasim me spektrat atomike absorbuese.

Baza për vlerësimin sasior të

spektrit absorbues është ligji

i Lambert - Beer, sipas të

cilit absorbanca A është

proporcionale me trashësinë

e shtresës absorbimit d dhe

përqendrimin c të grimcave

absorbuese. Koeficienti

molar i absorbimit ɛ është

specifik për grimcat

absorbuese dhe nën kushte

të jashtme të qëndrueshme, përqendrimi–konstant i pavarur përdoret për të

karakterizuar llojet absorbuese.


34

(3.10)

Io - intensiteti i rrezatimit rënës

Id - intensiteti i rrezatimit të transmetuar

ɛλ - Koeficienti molar i absorbancës

c - Përqendrimi molar

d - Trashësia e shtresës absorbuese.

Ligji Lambert–Beer aplikohet në mënyrë rigoroze vetëm për rrezatime

monokromatike dhe tretësirat ideale të holluara. Në tretësirat jo ideale ɛλ nuk është

me përqendrim i pavarur, vetitë e lëndës absorbuese influencohen nga bashkëveprimet

midis molekulave, të tilla si disocijmi apo formimi i komplekseve. Nga formula 3.10.

kalojmë në formë të përgjithshme të vlefshme për SAA, si më poshtë:

(3.11)

k – koeficienti i absorbimit

No – numri i atomeve në vëllimin e absorbimit

L – gjatësia e shtresës së absorbuese.

Në qoftë se avulli atomik i një mostre është rrezatuar nga vijat e emisionit të elementit

që interesohemi, vërejmë absorbimin rezonant. Kjo rezulton me zvogëlimin e

energjisë së rrezatimit rënës, e cila matet si absorbanc dhe është proporcionale me

përqendrimin e analitit në atomizer. Atomet e lira në fazën e gaztë, për absorbimin

rezonant të nevojshëm prodhohen termikisht. Midis numrit të atomeve në gjendje të

ngacmuar Nj dhe atomeve në gjendje bazë No është vendosur ekuilibri.

(3.12)

P - peshat statistike

kb - konstantja Boltzmann

T - temperatura apsolute

E - energjia e eksitimit.

Figura 3.15. Korrelacioni midis përqendrimit dhe absorbanc ës së standardeve.

Në temperatura më të vogla se 3000 K, tipike për AAS ky ekuilibër është plotësisht në

anën e atomeve në gjendjen bazë. Edhe për metalet alkalin, të cilat ngacmohen

lehtësisht numri i atomeve të ngacmuara nuk i kalon 1%. Mund të supozojmë se në

AAS të gjitha atomet janë pothuajse në gjendje normale. Lineariteti i marrëdhënies

mes absorbancës dhe përqendrimit është derivat i ligjit të Lambert-Beer dhe është

vetëm një përafrim i parë që mund të aplikohet për përqendrime të ulëta. Me rritjen e

përqendrimit të analitit bëhet i dukshëm devijimi nga lineariteti i funksionit të

kalibrimit. Kjo është e vlefshme për përqendrime që janë jashtë zonës lineare.

Lidhja midis madhësisë së përqendrimit, masës së përqendrimit , ose masës së

analitit në solucionin e matur (në sasi), dhe absorbancës ose absorbancës së integruar

si sasi e matur është thelbësore dhe përshkruhet matematikisht në SAA nga përdorimi

i mostrave kalibruese zakonisht në formën e solucioneve standarde. Procedura është e


35

njohur si kalibrim dhe përfshin përgatitjen dhe matjen e solucioneve kalibruese.

Lidhja midis absorbancës A ose absorbancës së integruar Aint dhe përqendrimit ose

masës së analitit jepen nga funksioni i kalibrimit:

A=f(C) (3.13)

Grafikisht funksioni i kalibrimit është kurba e kalibrimit ose (kurba analitike). Ne

zonën optimale të punës ka një lidhje lineare midis absorbancës A ose absorbancës së

integruar Aint dhe madhësisë së përqendrimit c, masës së përqendrimit , ose masës m

të substancës së tretur. Funksioni i kalibrimit gjithashtu mund të ndërtohet nga

përdorimi i plotësimit të kurbës të modelit matematik të përshtatshëm për përcaktimin

e të dhënave të kalibrimit. Modele të tilla janë përshkruar nga funksione të formës së

përgjithshme si:

A=f(c,a,b1..bm) (3.14)

Ku a, c, b1...bm janë parametra për funksionin. Këto parametra të panjohur zgjidhen

që modeli të përshkruaj të dhënat e matura sa më afër të jetë e mundur. Teknika të

ndryshme të kalibrimit janë të vlefshme në SAA; ata lejojnë rezultate të ndryshme

duke respektuar saktësi dhe përpikëri të analizës.

Teknikat e kalibrimit me të

rëndësishme janë teknika standarde

të kalibrimit. SAA si shumë

teknika spektrometrike të tjera në

parim është një procedurë teknike

relative që jep rezultate sasiore

përmes përdorimit të mostrave

kalibruese, mundësia e “analizës

absolute”. Teknika e kalibrimit

standard është më e përdorur në

SAA. Në këtë teknikë absorbanca

Ax, ose absorbanca e integruar Aint

e matjes së solucionit të përgatitur nga mostrat test është krahasuar direkt me

absorbancën ose absorbanës e integruar të solucionit kalibrues. Përqendrimi ose masa

e analitit në mostrat e solucionit test p.sh. masa e përqendrimit është përcaktuar

nga interpolimi; zona e përqendrimit të solucionit standard duhet të jetë më e gjerë se

solucioni mostrës test. Vlerësimi mund të kryhet grafikisht në veçanti për funksione

lineare të kalibrimit. Në figurën 3.16. jepet një formë e kurbës së kalibrimit të

përdorur për matje në SAA. Në përgjithësi funksioni kalibrues përveç formës me

lakore ose kurba të kalibrimit është përcaktuar nga metoda e katrorëve më të vegjël .

Përqendrimi karakteristik Cc shpesh konsiderohet si kriter i ndjeshmërisë të

instrumentit analitk. Nga vlera e përqendrimit karakteristik të gjetur prej matjeve

eksperimentale me vlerën referuese të dhënë në manualet e aparateve mund të

gjykohet në lidhje me nevojën e optimizmit të parametrave instrumentale. Nëse

përqendrimi karakteristik është në mënyrë të konsiderueshme më i lartë, atëherë duhet

të kontrollohen të gjithë parametrat instrumental për optimizmin e metodës. Nëse

përqendrimi karakteristik është më i ulët atëherë kemi problem ndotjeve. Ai shprehet:

(3.15)


36

Në rastin e atomizmit elektrotermik me furrë grafiti përdoret masa karakteristike mo

në vend të përqendrimit karakteristik, dhe në vend të absorbancës, absorbancën e

integruar Aint( peak area).

(3.16)

LOD është madhësia e përmbajtjes së

analitit, mbi të cilën prania e analitit në

tretësirë matet, detektohet me

probabilitet të besueshëm statistikore

në krahasim me provën e bardhë.

Madhësia e sinjalit dallohet me një

probabilitet të sigurtë nga ai solucionit

të provës bardhë. Në rastin e një sinjali

të paqëndrueshëm ose zhurmë është e

vështirë apo gati e pamundur për të detektuar një rritje të vogël të absorbancës që vjen

nga ndryshimi i përqendrimit të analitit ose rritjes së vijës bazë të nivelit të zhurmave.

LOD është përcaktuar (IUPAC) si përqendrimi ose masa e analitit, që jep një sinjal i

cili korrespondon me trefishin e zhurmës të vijës bazë të solucionit të provës bardhë.

Kombinimi i grumbulluar i të gjithë të dhënave optike dhe mekanike kërkon

zbatueshmëri, ndarje, izolim dhe detektim të energjisë së rrezatimit i cili është quajtur

spektrometër.

Cilësia e spektrometrit është përcaktuar gjerësisht nga raporti sinjal /zhurmë (S/N) i

cili kryesisht rrjedh nga përçueshmëria e rrezatimit (optik). Kjo varet nga adaptimi

optimal i rrezatimit, dimensionet e burimit të rrezatimit, atomizuesit, aparatura

spektrale të shpërhapjes si dhe numri dhe cilësia e asemblesë optike. Përdorimi i

zonës së gjatësisë së valës në spektrometrinë e absorbimit varet nga burimi i

rrezatimit, komponentët optik të përdorur dhe detektori (180-900nm). Në praktikë kjo

zakonisht përdoret në bandën nga 852,1 nm për ceziumin gjatësia e valës më e

ndjeshme e ceziumit në 193,7 nm gjerësisht e përdorur gjatësia e valës së arsenikut

(B. Weltz & M. Sperling., 1999).

Spektrometri i absorbimit atomik është përdorur për përcaktimin sasior dhe cilësor të

elementeve kimike në mostra të tilla si: tretësirat ujore, ujëra, ujë deti, metale dhe

aliazhe, mostra mjedisore, mbeturina industriale, mostra biologjike, etj. Përmbajtja

metalike në këto mjedise mund të jetë në nivel gjurmë, ppb (pjesë për bilion) ose ppm

(pjesë për milion). Analizimi i mostrave në spektrometrinë e absorbimit atomik

realizohet nga aplikimi i tre teknikave:

• SAA me flakë (SAAF)

• atomizues elektrotermik (SAA_GF)

• teknika e avujve të ftohtë (SAA_AF) (Vogel et al., 2002).

Ndërsa funksionet kryesore të instrumenti të SAA janë:

• prodhimi i sinjalit dhe

• përpunimi i sinjalit atomik.

Paraqitja skematike e pjesëve kryesore të spektrometrit të absorbimit atomik është

paraqitur në figurën 3.18. dhe funksioni që ato kanë, është përshkruar në mënyrë të

përmbledhur më poshtë:


37

Fig. 3.18. Komponentët kryesorë të spektrometrit të absorbimit atomik.

Në SAA burimi i rrezatimit është pajisja e gjenerimit të rrezatimit elektromagnetik me

vetinë që burimi të gjeneroj shkarkesa elektrike ose plazma në presion të ulët. Në

SAA burimet e preferuara janë llambat HCL ose EDL të cilat emetojnë vija spektrale

të një elementi. Llambat HCL janë llamba spektrale me një zgavër cilindrike, katoda

përmban elementin, ndërsa anoda është prej tungsten ose nikel. Cilindri i qelqit të

llambës është mbushur me gaz inert zakonisht neon ose argon në presion afërsisht

1KPA. Kur aplikohet një potencial elektrik 100-200V midis anodës dhe katodës

shumë nga atomet e gazit mbushës jonizohen dhe godasin katodën.

Fillimisht ndodh jonizimi i gazit të argonit. Jonet pozitivë të fituara godasin katodën

dhe shkëpusin prej saj atomet e metalit (shpërhapja). Atomet e dala mbeten në

brendësi të zgavrës dhe pësojnë goditje të rendit të dytë duke kaluar në gjendje të

eksituar (eksitimi). Atomet e metalit në stadin e eksituar kthehen në stadin bazë dhe

emetojnë rrezatimin karakteristik të atomeve të elementit të katodës (emisioni).

Përmirësimi i burimit të dritës arrihet me anë të përdorimit të llambave EDL. Kanë

intensitet emisioni më të lartë dhe jetëgjatësi më të gjatë. Brenda një gypi kuarci

vendoset metali.Ndikimi i fushës elektromagnetike shkakton ngacmimin e atomeve

brenda gypit të kuarcit. Kështu merret spektri atomik karakteristik i emisionit të

elementit.

Intensiteti i emisionit nga burimi i rrezatimit influencon në raportin S/N si rrjedhim

dhe në precisionin e matjeve dhe në detektimin limit dhe përcaktimin e sasisë. Drita

nga burimi fokusohet në celulën e mostrës. Sistemi i atomizimit gjeneron avujt

atomike të përbërë nga atomet në gjendjen bazë, të analitit në solucioni e mostrës,

duke i vënë ato midis burimit dhe detektorit për të absorbuar rrezatimin e emetuar.

Aplikimi i energjisë termike mbi një mostër të disocijuar, (solucion ujor) shkakton

ndryshimin e përbërjes së mostrës nga gjendje jonike në atome të lira. Pikërisht për

këtë qëllim, për fitimin e atomeve në gjendje të gaztë (avulli atomik), solucioni i

mostrës aspirohet dhe kalon në procesin e flakës ose furrës së grafitit.

Proceset në të cilat kalon mostra gjatë atomizmit në flakë janë: pulverizimi,

desolvatimi, shkrirja, avullimi, atomizmi, ngacmimi, jonizimi. Ndërsa proceset e

atomizmit të mostrës në furrë janë: tharja piroliza, atomizimi, pastrimi dhe ftohja.

Celula e atomizmit të mostrës ka dy funksione kryesore: Nebulizimin e solucionit të

mostrës në solucion të imët aerosoli dhe disocijimin e elementëve të analitit në

formën e atomeve të lira në stadin bazë të tyre.

Vala e dritës nga burimi kalon në celulën e mostrës dhe më pas në monokromator i

cili është përgjegjës për përzgjedhjen e fotoneve, si rezultat i gjatësisë së valës që do


38

të arrijë në detekor. Nga përdormi i burimit të vijave në SAA rezolucioni i lartë është i

pamundur pa monokromator, pasi elementët shoqërues në parim nuk mund të

absorbojnë rrezatim nga burimi i rrezatimit të elementit specifik. Rezolucioni në

SAA është përcaktuar nga gjerësia e vijave të emisionit nga burimi i rrezatimit, ku

gjerësia e vijës ka një influencë kryesore në interferencat spektrale që shkaktohen nga

mbivendosja e vijave. Gjithashtu vijat e emisionit influencojnë në linearitetin e

funksionit të kalibrimit. Një nga kushtet paraprake të zbatimit të ligjit të Lmbert-Berit

është absolutisht burimi monokromatik i cili izolon spektrin specifik të emetuar nga

burimi i dritës përmes shpërndarjes spektrale dhe e fokuson atë në një detektor foto

shumëzues. Përzgjedhja e burimit specifik dhe veçanërisht e gjatësisë së valës së

lejuar përcakton elementin e zgjedhur në prani të elementeve të tjerë. Vala e dritës

pasi kalon në monokromator më pas bie në detektor i cili shërben si "sy" i

instrumentit. Detektori është një tub shumëzues fotoelektrik i cili prodhon rrymë

elektrike që bazohet në intensitetin e dritës. Funksioni i detektorit të spektrometrit AA

është të konvertojë sinjalin e dritës, energjinë e fotoneve, në sinjal elektrik dhe ta

amplifikojë atë. Përpunimi i sinjalit elektrik realizohet nga një përforcues sinjali.

Intensiteti i sinjalit të fituar është trajtuar nga sistemet për marrjen dhe përpunimin e

të dhënave në lexues elektronik. Çdo komponent i pajisjes luan një rol të rëndësishëm,

në performancën e kësaj teknike analitike, fuqinë e saj, si dhe kufizimet.

Qëllimi kryesor i analizës sasiore është përcaktimi i përmbajtjes së analitit në mostra

të panjohur me vërtetësi dhe precesion të mirë, me saktësi të lartë. Në praktikë

fatkeqësisht ky qëllim është i vështirë nga probleme të ndryshme të bashkuara me

shumë ose me pak si çdo metodë analitike. Sidoqoftë rezultat e arritura influencohen

nga gabime sistemmatike dhe të rastësishëm. Burimet më të rëndësishme të gabimeve

janë përmbledhur në tabelën 3.6 (B. Weltz & M. Sperling., 1999).

Tabela 3.6. Burimet e gabimeve në matjet analitike.

Hapi analitik Problemet e asociuara

Mostrimi

Përfaqësimi i mostrës duke respektuar

objektivat të mostrimit; ndotja gjatë

mostrimit.

Konservimi i mostrës Stabiliteti i përbërësve; ndotjet; humbjet

Tretja ose zbërthimi i mostrës Humbjet e analitit gjatë avullimit ose

disgergimi i pamjaftueshëm; ndotjet nga

reagente dhe mbajtëset.

Ndarja e matricës gjurmë Efikasiteti i ndarjes; ndotjet nga reagentë

dhe mbajtëset.

Përcaktimi Instrumental Përshtatja dhe performanca e procedurës

së zgjedhur për zgjedhjen e punës

analitike; përdorimi i kushteve

instrumentale.

Kalibrimi Zgjedhja e teknikës së kalibrimit

tëpërshtatshëm cilësia e kalibrimit të

mostrave dhe solucionit kalibrues të

punës; marrja në konsideratë e vlerave të

provës së bardhë.

Raporti analitik Vlerësimi i përshtatshëm i rezultateve dhe

kontrolli i cilësisë.


39

Në tabelën 3.7. jepet një përmbledhje e karakteristikave kryesore të teknikave

analitike të përdorura për përcaktimin e elementëve në mostra me natyrë të ndryshme.

Ndërsa në figurën 3.19. jepet paraqitja e zonës së detektimit limit për teknikat

kryesore të Spektroskopisë së absorbimit atomik.

Tabela 3.7. Përmbledhje e teknikave të analizës elementare

FAAS GFAAS ICP-AES ICP-MS

Limiti i

detektimit

Shumë i mirë

për shumë

element

I shkëlqyer për

disa element

Shumë e mirë

për shumicën e

elementëve

E shkëlqyer për

shumë element

Koha e

kalimit të

mostrës

10-15

sek/element

3-4

min./element

1-60

element/min.

Të gjithë

elementët/min.

Precizon

Short term

Long term

0,1-1%

2 tufa 1-2%

1 tufë <10%

0,5-5%

1-10%

Tubi ka

jetëgjatësi

0,1-2%

1-5%

0,5-2%

2-4%

Interfer.

Spektrale

Kimike

Fizike

Shumë pak

Shumë

Disa

Shumë pak

Shumë

Shumë pak

Shumë

Shumë pak

Shumë pak

Pak

Disa

Disa

Analiza

gjysmë

sasiore

Jo

Jo Po Po

Analiza

izotopike

Jo Jo Jo Po

Figura 3.19. LOD të metodave analitike


40

KAPITULLI IV – PJESA EKSPERIMENTALE

4. ISH-UZINA E BATERIVE BERAT

4.1. BERATI, POZITA GJEOGRAFIKE, KLIMA

Berati:Themelimi: 313-310 Para Krishtit si qytet-kështjellë i Dasaretisë, i quajtur

Antipatrea.

Emrat që ka përdorur: Antipatrea, Albanorum Oppidum, Pulheriopolis, Belgrad,

Gjurmët e para: 2600 para Krishtit

1961: Shpallet Qytet Muze

2008: Shpallet Pasuri Botërore nga UNESCO

Aktualisht : I banuar me popullsi rreth 193,000 banor.

Gjeografia: Qyteti i Beratit është ngritur fillimisht si kështjellë, mbi kodrën

shkëmbore me lartësi 187 m mbi nivelin e detit, në krahun e djathtë të lumit Osum

para se ky të dalë në fushën e Myzeqesë. Rrethi i Beratit shtrihet në Krahinën Malore

Qendrore e pjesërisht në Ultësirën Jugperëndimore të Shqipërisë. Sipërfaqja e këtij

rrethi është 953,6 km katror.

Relievi: Rrethi i Beratit shtrihet kryesisht në një territor me reliev malor e kodrinor,

me lartësi mesatare mbi nivelin e detit 455 m (qyteti 58-59 m). Ai shtrihet në dy

brigjete lumit Osum. Gjatësia e lumit Osum shkon 1,9 km në jug të vendit. Fushat

shtrihen në krahun veri-perëndimore të rrethit, në luginën e Osumit, derisa ajo

bashkohet me fushën e Myzeqesë. Në mjedisin natyror të Beratit dallohen: zona

fushore e kodrinore e Beratit dhe e Kuçovës, mali i Tomorit (Lindje, 2417 m) dhe ai

i Spiragut (Perëndim, 1218 m) si edhe lugina e Osumit dhe e Tomoricës. Zona fushore

dhe ajo kodrinore janë baza e zhvillimit të prodhimit bujqësor, ndërsa malet dhe

luginat përfaqësojnë burime të mëdha pyjore, kullotës dhe hidrike, ende të

pashfrytëzuara si potenciale të rëndësishme të zhvillimit ekonomik e mjedisor.

Lumenjtë: Lumi i Osumit rrjedh përmes qytetit dhe jashtë tij, bashkohet me lumin e

Devollit; të dy së bashku formojnë Semanin (gjatësia e tij brenda rrethit 32 km).

Osumi është një nga lumenjtë kryesorë të vendit. Ai paraqet interes për bujqësinë,

energjetikën, hidro gjeologjinë, ekologjinë dhe urbanistikën. Në basenin e Osumit

veshja bimore (698 km2) përbëhet nga pisha, bredhi, dushku e shkurre të tjera

mesdhetare. Osumi transporton në Seman 995 milionë m3 ujë në vit, me prurje

mesatare 32,5 m3/s (në Berat 25-26,9 m

3/s). Sasia vjetore e prurjes së ngurtë 1,356

milionë m3. Gjatësia e Osumit brenda rrethit është 51 km.

Klima: Klima e rrethit është tipike mesdhetare, me temperaturë mesatare vjetore 15.9 0C. Temperatura mesatare e muajve më të ftohtë është 7.2

0C dhe ajo e muajve më të

nxehtë 24.60C.

Temperatura absolute më e ulët ka qenë –11.2 0C dhe ajo maksimale 43.6

0C. Sasia

mesatare vjetore e reshjeve është 928 mm, kryesisht në muajt e dimrit. Qyteti i Beratit

është i ventiluar mirë dhe ajri është i pastër falë edhe gjelbërimit brenda qytetit dhe në

kodrat që e rrethojnë.

Tokat bujqësore janë kryesisht të hinjta-kafe, me shpërndarje: 36% në fushë, 38% në

zonë kodrinore dhe 26% në zonë malore.


41

4.2. ZONA E SDUDIMIT DHE GJEOLOGJIA E SAJ

Vendi i studimit, ish Uzina e Prodhimit të Baterive dhe zona përreth konsiderohet një

zonë industriale, megjithatë, për shkak të të ardhura të ulëta të komunitetit dhe

lëvizjeve demografike, kjo zonë është e banuar dhe e përdorur për aktivitete

bujqësore. Në pjesën veri lindore të saj ka parcela, ngastra të vogla ku shfrytëzohen

për prodhime bujqësore dhe kullotje. Në anën veriperëndimore shtrihet një kodër e

pyllëzuar, në anën veri lindore kalon lumi i Zagorës, ndërsa pjesa juglindore është jo

vetëm tokë bujqësore por edhe zonë e banuar. Densiteti i popullsisë është afërsisht

200 banorë për km2. Bazuar në informacionin e mbledhura gjatë investigimit të

sdudimit në lidhje me gjeologjinë e zonës rezulton si më poshtë: Zona e studimit

shtrihet në një aquifer i cili është pjesërisht artezian. Ujërat nëntokësor të cilat në

përgjithësi gjenden në perëndim dhe veriperëndim, përdoren për furnizimin me ujë të

komunitetit si për përdorim publik ashtu dhe privat. Kompleksi ujëmbajtës i

depozitave kuaternare është takuar me disa puse të cilat janë hapur për nevojat e

komunitetit. Gjeologjia e zonës është karakterizuar nga një seksion flishor në thellësi

dhe në të gjithë zonën, ajo përbëhet nga depozitat terrigjene flishoidale, nëpërmjet

pakos mergelore të oligocenit të mesëm e të sipërm. Megjithatë, këto depozita nuk

janë hasur nga shpimet që kryhen gjatë fazës së investigimit të kësaj zone. Në lidhje

me ujërat sipërfaqësore dhe hidrografinë karstike të kësaj zone, janë hasur lumenjtë

me ujë të përhershëm, si dhe pjesë të shtratit të lumit me tharje të përkohshme si

shkak i humbjes së ujit të lumenjve në zhavorr, fraksione ranore. Është konstatuar se

në profilin e lumit 2-3 m e parë, zona është e përfaqësuar në përgjithësi nga sedimente

ujëmbajtëse, por më në thellësi, të formacionit të flishit ajo bëhet ujë mbajtëse.

Argjilat përgjithësisht janë alevritike.

4.3. PARAQITJA E PROBLEMIT

Konkretisht vendi i sdudimit është ish Uzina e Prodhimit të Baterive në qytetin e

Beratit. Kjo uzinë është ndërtuar në një fushë midis lagjes Uznovë dhe lagjes “Donika

Kastrioti” e cila shtrihet rreth 3 km në veri-lindje të qendrës së qytetit, me rreth 7000

banorë dhe është brenda juridiksionit të Beratit. Ajo ka qenë projektuar jo vetëm për

prodhimin e baterive për makinat të pasagjereve dhe kamionëve por dhe mjeteve

lundruese ushtarake, të tonazheve të rënda. Kompleksi i uzinës për prodhimin e

baterive, në Uznovë, Berat, ka ushtruar aktivitetin e saj të plotë si uzinë shtetërore

gjatë viteve 1970-1992, ndërsa pjesërisht ajo ka punuar deri në prill të vitit 2008.

Gjatë kohës së aktivitetit të plotë ajo numëronte 600 punëtorë. Për pesë vjet, aktiviteti

i vetëm që funksiononte në të ishte ai i fonderisë, që është venë në punë për të

prodhuar lëndë të parë. Lënda e parë e përdorur ka qenë plumbi (që përftohet nga

shkrirja e akumulatorëve të dalë jashtë përdorimit) dhe acidi sulfurik. Gjithashtu janë

përdorur edhe elementë të tjerë, si sulfat plumbi e kripëra të cianumit, mbetje të tjera

toksike të rrezikshme për jetën e njeriut. Proceset kryesore të punës në fabrikë kanë

qenë:

procesi i hapjes

shkrirjes dhe

mbushjes se baterive,

të cilët përbëjnë dhe burimet kryesore të ndotjes nga uzina. Brenda fabrikës ka pasur

edhe një repart shkrirje që përdorej për riciklimin e baterive të vjetra. Ajo gjithashtu

ka shërbyer për ndarjen e plumbit, i cili më pas është përdorur si kontribut sekondar


42

në lëndën e parë, në procesin primar. Kjo uzinë kryente shkatërrimin e baterive të

vjetra, duke derdhur elektrolitin, acidin sulfurik dhe pllakat e plumbit, për të kaluar

më pas në procesin e riciklimit dhe formimit të baterive të reja. Deri në vitin 1983, në

këtë uzinë ka funksionuar një aparaturë filtrimi që përdorej për “kapjen” e grimcave të

plumbit që minimizonin në këtë mënyrë ndotjen e zonës, në atë kohë e pabanuar. Në

vitin 1983 ka ndodhur një aksident në fabrikë, ku filtrat që shërbenin për mbajtjen,

pengimin e metaleve të rënda sidomos plumbit, janë djegur dhe nuk janë zëvendësuar

me të reja dhe kështu që të gjitha ndotjet e ajrit të kontaminuar nga aktiviteti i uzinës,

shkarkoheshin direkt në zonën përreth per afër 9 vjet (1983-1992). Pas djegies së

impiantit të filtrimit ndotja në këtë territor shkatërroi fruti-kulturën dhe brezin e

gjelbër që ndante dikur uzinën me qytetin e Beratit. Uzina e cila furnizonte atëherë të

gjithë vendin (e vetmja që prodhonte bateri nga 2-40 amper), funksionoi deri në vitin

1992. Ky kompleks zyrtarisht është mbyllur në vitin 1992. Pas vitit 1992 uzina u

privatizua dhe hyrja nuk është e lejuara. Qarqet lokale mendojnë se pas privatizimit

puna në fabrikë nuk është ndërprerë, por ka qenë e kufizuar por nuk ka të dhëna

zyrtare. Pikërisht nga këto burime mendohej që në këtë uzinë pas privatizimit kryhej

privatisht shkrirja dhe riciklimi i baterive, duke shtuar kështu dhe sasinë e ndotjes në

mjedis në mënyrë krejt të pakontrolluar dhe jashtë çdo rregulli të sigurimit teknik.

Aktiviteti i pjesshëm i uzinës mendohet nga burimet lokale se ka vazhduar deri ne

vitin 2008.Puna në fabrikë nuk kishte miratuar masa për parandalimin e ndotjes ose

kontrollin e ndotjeve të mundshme në mjedis dhe në njerëz. Ndotja e ajrit nga

depozitimi i plumbit, ishte gjithashtu një problem i madh dhe i qartë për banorët e

zonës. Pas kësaj periudhe uzina nuk operon dhe funksionon më. Që nga viti '90 e më

pas, mbetjet e krijuara nga aktiviteti i kësaj uzine kanë qenë një burim i vazhdueshëm

ndotje si për mjedisin, bimësinë, kafshët ashtu dhe për afro 7000 mijë banorët e dy

lagjeve dhe të fshatrave përreth zonës.

Pozicioni gjeografik ku është ndërtuar uzina ndodhet pranë lumit të Zagorës, rrjedha e

të cilit në kohë reshjesh dhe përmbytjesh merr me vete mbetjet e rrezikshme të ish

uzinës dhe i shpërndan në lumin Osum e më gjerë. Kështu që nuk është problemi

vetëm i komunitetit përreth uzinës, por më gjerë, është një pjesë e mirë e rrethit të

Beratit e cila “ushqehet” me tokat që përmbyten prej lumit të Zagorës dhe rrjedhave të

tjera, të cilat përfundojnë në lumin Osum dhe më pas shpërndahen në të gjithë

rrjedhën që përshkon ky lum. Si rezultat i migrimit të plumbit problem shqetësues dhe

kryesor mbetet popullsia dhe sistemet ekologjike të pozicionuara në zonat

kontaminuese të mundshme, ku menaxhimi i praktikave mjedisore është i

pamjaftueshëm.Gjatë kohës së aktivitetit shtetëror uzina ka qenë një kompleks dhe

shtrihej në një zonë të gjerë. Ndërtesa kryesore ku ka pas aktivitet ekziston akoma dhe

është e rrethuar, por në gjendje shumë të keqe pothuajse e shkatërruar. Ndërtesa e

fonderisë, zyrave dhe riciklimit nuk ekzistojnë fare.

Në pjesën veriore të kësaj uzine ndodhet një damp sipërfaqja e të cilës është krijuar

nga mbetjet si rezultat i aktivitetit të fabrikës. Aktualisht janë 450 ton mbetje të

lëndëve kimike, mbetje të ngurta që ndodhen në mjedis të hapur, në vendin ku shtrihej

Uzina e Prodhimit të Baterive, mbetje të cilat janë krijuar gjatë procesit teknologjik, si

dhe nga rrënimi i uzinës në vitet '97-të.

Nga burimet lokale mësojmë që jeta në këtë zonë në periudha të ndryshme është

shoqëruar me shumë anomali në njerëz dhe mjedis. Janë konstatuar probleme të rënda

shëndetësore për njerëzit veçanërisht, për njerëzit që kanë punuar në fabrikë, në të

kaluarën dhe kanë qenë më të ekspozuar ndaj plumbit. Këto njerëz kanë rezultuar se

vuajnë nga probleme të frymëmarrjes, alergjitë dhe riprodhimit shoqëruar kjo me

sëmundje mendore dhe fizike sidomos tek fëmijët. Shkalla e sëmundjeve mendore


43

është mbi vlerat mesatare si dhegjatë viteve 1991-1993 është kryer analizimi i gjakut

në popullsinë lokale të cilët kanë rezultuar me përmbajtje të lartë të plumbit. Pas

viteve 1990 si në shumë zona në territorin e Shqipërisë edhe kjo zonë është populluar

nga lëvizjet demografike të pakontrolluara të banorëve, pa e ditur rrezikun që iu

kanosej jetës së tyre si rezultat i tokës së ndotur me plumb.

Dhe sot aktualisht aty banojnë rreth 40 familje. Por ajo që është më shqetësuese është

fakti se ende në këto mjedise ekzistojnë mbetje toksike tepër të rrezikshme për

banorët të cilët ankohen nga sëmundje të ndryshme.

Sqarojmë që të dhënat dhe informacioni rreth proceseve teknologjike konkrete që

kane shoqëruar hapat e njëpasnjëshëm të punës në ish fabrikën e prodhimit të baterive

në Berat, janë të kufizuara nga autoritet lokale të cilëve iu jemi drejtuar (paraqitja

problemit).

Duke menduar se teknologjia e procesit të prodhimit të baterive është pothuaj

standard në të gjithë botën pavarësisht kapacitetit të prodhimit edhe proceset

teknologjike që mund të kenë qenë prezentë edhe në ish fabrikën e prodhimit të

baterive kanë qenë brenda këtij standardi teknologjie dhe pune.

Pikërisht për këtë kemi kërkuar dhe shfrytëzuar të dhënat e proceseve teknologjike të

marra kryesisht nga literaturat.

Nga informacioni i gjetur në lidhje me punën dhe proceset teknologjike që shoqërojnë

prodhimin e baterive acide të plumbit kemi përzgjedhur literaturat e mëposhtme mbi

të cilat jemi mbështetur për të përshkruar dhe dhënë një tablo më të qartë të proceseve

teknologjike që shoqërojnë teknologjinë e prodhimit të baterive nga lënda e parë deri

në produktin përfundimtar:

“Lead/acid battery recycling and the Isasmelt proces” Britannia Refined

Metals Limited Northfleet, Kent (UK) - K. Ramus and P. Hawkins

“ Lecture: Lead-acid batteries” - ECEN 4517/5517.

“Battery Production and RecyclingThe Various Types of Lead Acid Battery and the

Importance of Recycling” - ILMC Tool Box Series 2.1.

“Lead acid battery formation techiques” - Dr. Reiner Kiessling.

“Storage Battery Maintenance and Principles” - USA Department of the Interior

Bureau of Reclamation Denver, Colorado.

“Technical guidelines for the environmentally sound management of waste lead-acid

batteries” – UNEP.

“Practices and Options for Environmentally Sound Management of Spent Lead-acid

Batteries within North America” - Commission for Environmental

Cooperation.


44

4.4. PRODHIMI I PLUMBIT

Lënda e parë e përdorur për prodhimin e baterive është plumbi, i cili mund të jetë në

trajtë xeherori si; sulfat plumbi, sulfur plumbi, karbonat plumbi apo dhe plumbi i

fituar nga procese sekondare siç janë skrapi, bateritë e vjetra apo mbetje të tjera të

pasura me plumb. Përmbajtja e plumbit kryesisht varion 50-70% (Yaniongsawat

2005).

Pas procesit elektrolitik bëhet konvertimi i të gjitha komponimeve të plumbit në lloje

të thjeshta kimike, në këtë rast në gjendje oksidimi Pb2 +

i cili më pas është reduktuar

elektrolotikisht për të prodhuar plumb metalik.

Në depozitat e elektrolizës veçohen pllakat e formuara të plumbit të pastër (99,99%)

të cilat më pas transportohen në një kazan shkrirës duke kaluar masën në kallëpe ku

përftohen shufrat e plumbit metalik.

I gjithë procesi i ekstraktimit mund të vazhdojë pa ndërprerje për 24 orë. Kjo paraqitet

në mënyrë skematike në figurën 4.1.

Figura 4.1. Procesi elektrokimik për prodhimin e plumbit hidro -metalugjik.

4.5. BATERITË ACIDE TË PLUMBIT

Dy janë tipat kryesore të prodhimit të baterive të plumbit:

• (SLI) starting, lighting and ignition

• Industriale

Bateritë SLI shiten si pajisje origjinale dhe përdoren si bateri zëvendësimi në tregun

automobilistik. Përdorimi i baterive të plumbit SLI i lejon ata të jenë plotësisht të

ricikluara.

Në Uzinën e Ish-Prodhimit të Baterive, Berat janë prodhuar vetëm bateritë SLI.

Bateritë acide të plumbit përdoren si një burim energjie që kanë një kapacitet prej 6

volt apo dhe me shumë.

Ata kryesisht konsistojnë në reaksionet redoks që ndodhin ndërmjet elektrodave dhe

elektrolitit. Shumica e baterive acide të plumbit janë përdorur si bateri SLI me qëllim

fillimin e punës të motorëve të makinave dhe kamionëve.

Në figurën 4.2. jepet paraqitja skematike e një baterie plumb-acide (bateri makinash).


45

Figura 4.2. Struktura e baterisë acide të plumbit .

Komponentët kryesorë të baterive acide të plumbit janë:

masa aktive ose pasta e plumbi që përfshin:

katodën (poli pozitiv) e cila përbëhet nga oksidi i plumbit (PbO2).

anodën (poli negativ) e cila përbëhet nga plumbi metalike (Pb).

rrjetet dhe ura lidhëse

Ata përbehen nga aliazhe të përshtatshme të plumb-antimon, plumb-kalcium (kallaj,

alumin) me aditivëve në sasi të papërfillshme si bakër, arsenik, kallaji dhe selen.

elektrolitet

Elektrolitet (mbushja e lëngët e acidit sulfurik) në të cilën zhyten pllakat plumb-

antimon.

shtresë e jashtme

Zakonisht ajo është e përbërë nga polipropileni dhe më rrallë prej gome të fortë,

ebanit, bakelit etj.

Komponentë të tjera.

Në këtë grup përmendim letër, gome, fije qelqi apo druri.

Bateritë e plumbit zakonisht përdoren për automobila. Ata përbëhen nga qeliza të

shumta identike te lidhura në seri. Të gjitha bateritë e plumbit, ose më mirë qelizat e

tyre, punojnë me të njëjtin grup reaksionesh dhe përdorin të njëjtat materiale aktive.

Çdo qelizë jep 2V dhe kur ato janë të lidhura në seri, tensioni rritet. Shumica e

baterive të automobilave përmbajnë gjashtë qeliza të cilat japin një total prej 12V.

Gjithashtu janë në përdorim edhe bateri me tension 6V, 24 V, dhe 32V. Çdo qelizë ka

anodë dhe katodë. Anoda konsiston në shndërrimin e plumbit të ngurtë, shtupa e

plumbit metalik në sulfat plumbi. Në katodë dyoksidi i plumbit (PbO2) është

konvertuar në sulfat plumbi (PbSO4). Elektrodat zhyten në tretësirë të holluar të

H2SO4(aq) të hidratuar për të krijuar jone sulfate për reaksionin e shkarkimit.

Reaksion kimik i plotë i këtij procesi shkruhet si më poshtë:

Pb(ng) + PbO2(ng) + 2H2SO4(aq) 2 PbSO4(ng) + 2H2O(l) (4.1)

Pb(ng) + PbO2(ng) + 4H+(aq) +2 SO4

-2(aq) 2 PbSO4(ng) + 2H2O(l)(4.2)

Ndërsa gjysmë proceset që zhvillohen përkatësisht në anodë dhe katodë janë:


46

Anoda: Pb(ng) + SO4-2

(aq) PbSO4(ng) + 2 e-

(oksidim) (4.3)

Katoda: PbO2(ng) + 4H+(aq) + SO4

-2(aq) + 2

e- PbSO4(ng) + 2H2O(l) (reduktim)

Të gjitha bateritë acide të plumbit operojnë me të njëjtën reaksion bazë. Shkarkimi i

baterive materialeve aktive në elektrodë (dioksidi i plumbit në elektrodën pozitive dhe

shtupa në elektrodën negative) veprojnë me acidin sulfurik, elektrolitin dhe formojnë

si produkte sulfat plumbi dhe ujë. Në ri-ngarkim sulfati i plumbit në të dy elektrodat

konvertohet në dioksid plumbi (pozitive) në shtupë (paste) plumbi dhe jonet sulfat.

Në figurat 4.3. dhe 4.4. jepen përkatësisht procesi i ngarkimit dhe shkarkimit të

baterisë.

Figura 4.3. Procesi i ngarkimit te baterisë Figura 4.4. Procesi i shkarkimit te baterisë

Figura 4.3. Ngarkimi.

Oksidi i Pb (IV) formohet në anodë, plumbi i pastër në katodë dhe acidi sulfurik është

çliruar në elektrolit duke rritur peshën specifike. Rritet ngarkesa dhe rryma në

elektroda. Reaksionet kimikeshtyhen në drejtimi të kundërt, energjia konvertohet nga

elektrike në kimike, ndërsa bateria është ngarkuar dhe sulfati plumbit vesh elektrodat

e zhveshura ndërsa elektroliti bëhet më i fortë.

Figura 4.4. Shkarkimi.

Sulfati i plumbit formohet në të dyja elektrodat dhe acidi sulfurik zhvendoset nga

elektroliti duke shkaktuar peshë specifike më të ulët. Zvogëlohet ngarkesa dhe rryma

në elektroda.

Gjatë reaksioneve kimike prodhohen elektrone të lira si dhe energjia kimike është

konvertuar në energji elektrike nga orientimi i ngarkesave të jashtme elektrike.

Bateria shkarkohet, elektrodat vishen me sulfat plumbi dhe elektroliti acid bëhet më i

dobët. Sistemi i qelizave është i mbyllur, për çdo elektron të krijuar në një reaksion

oksidimi elektroda negative ka dhënë një elektron në reaksionin e reduktimit në

elektrodën pozitive. Procesi vazhdon, materiali aktiv (d.m.th. pasta e oksideve të

plumbit) vjen duke u varfëruar, duke u harxhuar dhe reaksioni ngadalësohet derisa

bateria nuk është e aftë të furnizohet me elektrone. Pjesa më e madhe e pastës së

oksidit të plumbit është konvertuar në sulfat plumbi.

Avantazhet

Bateritë e plumbit mbajnë dhe japin sasi të madhe të rrymës.

Disavantazhet

Ajo është shumë e rëndë dhe përmban acidin sulfurik, i cili është korodues dhe mund

të përhapet.


47

4.6. PROCESI I RICIKLIMIT TË BATERIVE

Bateritë SLI kanë jetëgjatësi të caktuar. Për këtë shumë vende kanë standarde për

grumbullimin dhe ruajtjen e tyre apo të ashtuquajturës proces para riciklimit. Më pas

bateritë e përdorura i nënshtrohen procesit të riciklimit, të cilat mund të ndahen në

mënyrë ideale në tre proceseve kryesore:

(a) thyerja ose ndarja e baterisë;

(b) reduktimi i plumbit;

(c) rafinimi i plumbit

Përmirësimet në industrinë e prodhimit të baterive të plumbit përfundimisht prodhojnë

bateri dhe sisteme të tjera të mbyllur të cilat nuk mund të drenazhojnë lehtë. Prandaj,

përdoret procesi i thyerjes së baterive para se të hyjnë në procesin e riciklimit.

Lëndës së parë i shtohen burime sekondare të plumbit sic janë mbetjet që vijnë nga

proceset fillestare të prodhimit, mbetjet e skrapit me përmbajtje të lartë plumbi që

dalin gjatë procesit të prodhimit primar dhe gjatë procesit të riciklimit të baterive të

vjetra.

Një pjesë e madhe e mbeturinave të plumbit është përpunuar dhe riciklohet në

proceset sekondare të shkrirjes së plumbit.

Në disa vende më shumë se 90% e plumbit lidhet me përpunimin dhe mbajtjen e

baterive të plumbit. Burimet kryesore të lëndëve të para për riciklimin e plumbit janë

bateritë e automjeteve motorike që përmbajnë Pb. Të paktën 3/4 e gjithë sasisë së

plumbit të përdorur janë produkte të përshtatshme për riciklim. Përdorimi i metaleve

sekondare në përzierjen e lendës së pare ka tre avantazhe mjedisore:

E para, plumbi që del nga prodhimet primare si skrapi, kërkon më pak energji sesa

shkrirja e mineralit të tij, xeherorit.

E dyta, në procesin e riciklimit bashkë me lëndën e parë shtohen produkte të

padëshiruar, mbetjet e prodhimit primare duke ulur sasinë e mbetjeve të dëmshme në

mjedis dhe në vënien e tyre në përdorim më të mirë.

E treta, procesi i riciklimit ruan burimet tona natyrore për të mirën e brezave të

ardhshëm.

Procesi modern i thyerjes së baterive figura 4.5. fillon me ardhjen e baterive në

strukturën e riciklimit.

Kontaktet me njerëzit zakonisht minimizohen sa më shumë të jetë e mundur, bateritë e

përdorura merren dhe kalojnë në aparaturat e thyerjes me anë të sistemeve automatike

apo vagonëve të vegjël.


48

Figura 4.5. Procesi i thyerjes së baterive

Procesi i riciklimit të baterive përfshin tre operacione, procese të mëdha:

• Para trajtimin e skrapit,

• shkrirjen dhe

• rafinerimin.

4.6.1. PARATRAJTIMI I SKRAPIT

Ky proces përfshin heqjen e pjesshme të metaleve dhe jometaleve ndotës të plumbit të

lidhur në skrap dhe mbetje. Proceset e përdorura për para trajtimin e skrapit përfshijnë

thyerjen dhe shkatërrimin e baterisë.

Skrapi i grimcuar ndahet për të hequr mbetjet që përmbajnë oksid dhe sulfat plumbi,

metale me grimca tëmëdha, si dhe plastikën, ndarja e të cilave realizohet me ndarës

graviteti me anë të të cilit grumbullohen metalet e rënda, (formimi i pllakës së

plumbit, elektroda).

Ndërsa plastika lahet dhe pastaj ndahet më tej në polipropilen dhe fraksione më të

rënda. Polipropileni “i skuqur” dërgohet për larjen finale me ujë të freskët dhe me pas

lihet të kullojë. Polipropileni pastaj kalohet në thasë të cilët shiten si dhe përdoren për

riciklimin e plastikës. Goma ndahet nga polipropileni për përdorim si lëndë djegëse në

furra rrotulluese. Mbetjet e lëngëta filtrohen dhe masa e ngurtë që del nga procesi i

filtrimit grumbullohet dhe riciklohen përsëri në fabrikë.

Gjithashtu procesit të riciklimit i nënshtrohen mbetjet e ngurta të dala nga procesi

primar i prodhimit të baterive që përfshijnë: shllakun, baltë xeherori (materiale jo

metalike të forta), rrjeta metalike, pluhuri, grimcat dhe tymrat të depozituara në

formë stoku brenda ndërtesës.

Të gjitha këto produkte sekondare përpunohen dhe kalojnë për ushqimin e furrave të

shkrirjes së bashku me lëndën e parë(TESCO, 2000).


49

Figura 4.6. Procesi i para trajtimit të skrapit për bateri

4.6.2 SHKRIRJA

Procesi i shkrirjes së plumbit ndan plumbin nga metalet e tjerë dhe ndotjet jo metalike

si dhe redukton oksidin e plumbit në plumb elementar. Procesi i shkrirjes realizohet

në furra rrotulluese. Pas heqjes së komponentëve të plumbit nga bateritë, skrapi i

plumbit është kombinuar me materiale të tjera si skoriet e rafinerisë, pluhuri etj. dhe i

gjithë materiali është ngarkuar për në furrë. Ngarkesa e materialeve vendoset në

mënyrë tipike në furrë duke përdorur transportues të palosshëm ose kova

transportuese për të kaluar materialin bruto. Një mbushje tipike konsiston në 160 kg

PbSO4, 160 kg skrap bateri me lagështi, 520 kg pllaka elektrodike, 160 kg skrap

plumbi, 240 kg skorie, mbeturina, 100 kg pluhur plumbi, 120 kg skrap hekuri, 40 kg

oksid hekuri, 28 kg of Anthracites, 56 kg karbonat kalciumi, 80 kg rërë (SiO2) dhe do

të japë afërsisht 1000 kg produkt plumbi. Një procesi i duhet 5-10 orë të mbarojë, kjo

varet nga madhësia e furrës. Bilanci i masës i procesit të prodhimit të plumbit është

paraqitur në figurën 4.7.

Tabela 4.1. Proceset e reaksioneve kimike të shkrirjes së plumbit sekondar janë:

CaCO3 = CaO + CO2

CO2 + C = 2CO

2PbO + C = 2Pb + CO2

PbO + CO = Pb + CO2

PbSO4 + 2C = PbS + 2CO2

CO2 + Fe = FeO + CO

CaO + 3SiO2 + 2FeO = CaO.(FeO)2.(SiO2)3


50

Së fundi konvertimi i sulfurit të plumbit në plumb metalik jepet nëpërmjet

reaksioneve të mëposhtme:

Tabela 4.2. Konvertimi i sulfurit të plumbit në plumb metalik

PbS + Fe = Pb +FeS ose

PbS + 2PbO = 3Pb + SO2

PbS + PbO2 = 2Pb + SO2

Figura 4.7. Bilanci në masë i procesit të prodhimit të plumbit.

4.6.3 RAFINERIMI, PASTRIMI

Objektivi i procesit të rafinimit është largimi i pothuajse të gjitha elementëve të tjerë

përbërës si bakër (Cu), antimon (Sb), arsenik (as) dhe kallaji (Sn), pasi standardi i

plumbit të butë nuk lejon më shumë se 10g për ton të këtyre metaleve. Ka dy metoda

të rafinimit të plumbit

• Metodat hydro-metallurgjike,

• Proceset pyro-metalurgjike ose termike.

Rafinimi dhe derdhja e plumbit të pa përpunuar nga furrat e shkrirjes, i cili konsiston

në zbutjen e aliazheve dhe oksidimin në varësi të shkallës së pastërtisë ose tipin e

dëshiruar të aliazhit. Zakonisht këto operacione kryhen në kazanë tipik të furrave.

Procesi i rafinimit është aplikuar zakonisht për shufrat e aliazheve të plumbit që nuk

kërkojnë përpunim të mëtejshëm para se të derdhen. Temperature e rafinimit

tëaliazheve arrin në 400-500oC. Furrat e aliazheve thjesht shkrijnë dhe përziejnë

shufrat, kallëpet e plumbit dhe materialet e aliazhit. Antimoni, kallaji, arseniku, bakri,

dhe nikeli janë materialet më të zakonshëm të aliazheve.

Rafinimi termik është kryer në fazën e lëngshme, që do të thotë se plumbi i

papërpunuar duhet të shkrihet në temperatura më të larta se 327º C (pika shkrirjes së

plumbit), por më pak se 650 º C (pika e vlimit). Si një tendencë të përgjithshme,

procesi është kryer në sasi të grumbulluara 20-200 ton, sipas kapicitet të rafinimit të


51

fabrikës. Koncepti kimik pas procesit të rafinimit është shtimi i reagentëve specifike

në plumbin e shkrirë në temperatura të përshtatshme. Këto reagentë heqin metalet e

padëshiruar në një mënyrë specifike ashtu si ata janë zgjedhur për tu shtuar.

Figura 4.8. Rafinimi i plumbit piro-metalurgjik.

4.7. PROJEKTIMI I MOSTRIMIT PËR MOSTRAT E TOKËS DHE BIMËVE

Shkaqet kryesore të cilat na bënë të mendojmë që të ndërmerrnim një studim për

përcaktimin dhe shpërndarjen e nivelit të plumbit në tokë dhe bimësi janë:

• aktiviteti i fabrikës për një periudhë afro 20 vjeçare,

• mbetjet e prodhuara në mjedisin përreth në mënyrë të pakontrolluar dhe keq

menaxhimi i tyre, ku një pjesë e mbetjeve të ngurta ndodhet në mëshirë të fatit

në pjesën veriore të fabrikës,

• fakti që është zonë e banuar dhe rreth e qark së cilës mbillen kultura bujqësore

dhe shfrytëzohet për kullotje bagëtish,

• pozita gjeografike ku është ndërtuar ky kompleks i cili favorizon shkarkimet

në pjesën lindore në lumin e Zagorës i cili më tej derdhet në Osum,

• problemet që kanë shoqëruar këtë zonë në vite, ku herë pas here janë vënë re

anomali mjedisore në bimësi dhe në gjallesa veçanërisht edhe problemet që ka

mbartur e shoqëruar disa nga banorët, ish punonjësit si dhe fëmijët e moshave

të reja, probleme të cilat janë aktuale dhe prezentë edhe sot.

Për këtë fillimisht menduam që të përzgjidhnim pikat e mostrimit brenda territorit të

uzinës, atje ku është fokusuar puna dhe aktiviteti kryesore, e cila mund të


52

konsiderohet si “burim” i prodhimit të ndotjes. Pikërisht këtu u krye dhe mostrimi i

parë, në një kohë kur në fabrikë sipas autoriteteve lokale punohej akoma dhe në

mënyrë krejt të pakontrolluar (viti 2007). Rrjeti i mostrimit është shtrirë në një

diapazon më të gjerë, në territorin jashtë fabrikës në një rreze afërsisht 500-600 m

nga uzina duke bërë kështu një vlerësim të shpërndarjes së ndotjes brenda dhe jashtë

murit të fabrikës. Ndërsa në drejtim të qytetit mostrimi është kryer deri te spitali i

qytetit në një rreze afërsisht 2 km. Duke konsideruar fabrikën si qendër, mostrimi

është realizuar në një distancë që varion nga 50-2000 m largësi prej saj. Mostrat

përfaqësuese të dherave u morën si në shtresën sipërfaqësore ashtu dhe në profil në

përputhje me qëllimin e punimit. Procedura e marrjes së mostrave është e njëjtë:

përcaktohet fillimisht një sipërfaqe 50x50 cm, hiqet shtresa e bimësisë dhe merret

mostra në thellësi 5-10 cm, ndërsa për grumbullimin e dherave të profilit mostrat

merren në thellësi të caktuara. Mostrat e bimësisë janë grumbulluar në të njëjtat

stacione ku janë grumbulluar mostrat e dherave. Rrezja e marrjes së mostrave të

bimëve është pothuaj e njëjtë me atë të dherave. Speciet bimore janë mbledhur të

rastësishme nga bimësia e zonës, bar sipërfaqësor i pa kultivuar, bimë të kultivuara

dhe gjethe të drurëve frutore. Mostrat e bimëve janë grumbulluar ashtu si dhe tokat e

tyre në të njëjtën ditë gjatë mostrimeve përkatëse. Mostrat e ujërave janë grumbulluar

në rrjedhat sipërfaqësore, ujë pusi dhe rrjeti në dy sezone të ndryshme. Mostrat

përfaqësuese te studimit janëgrumbulluar dhe përfaqësojnë këto terrene:

• territori brenda uzinës (viti 2007)

• territori nga uzina në drejtim të Beratit (viti 2009)

• territori mbi uzinë dhe jashtë murit rrethues (viti 2011)

• zona e banimit të Uznovës më afër uzinës (viti 2011).

Janë zgjedhur gjithsej 37 pika mostrimi që përfaqësojnë dherat, bimësinë dhe ujin. Në

këto stacione mostrimi u grumbulluan gjithsej 116 mostra:

• 16 mostra ujore

• 47 mostra bimësie

• 53 mostra dherash

Nga 53 mostra dherash në total, 34 mostra përfaqësojnë dherat sipërfaqësor dhe 19

mostra përfaqësojnë dherat në profil. Pikat e të gjitha mostrave të grumbulluara janë

paraqitur në figurën 4.9. Në figurën 4.10. paraqiten vetëm pikat e mostrimit të ujit për

të pasur një tablo më të qartë. Ndërsa nëfigurën 4.11. është paraqitur e gjithë zona

brenda së cilës është kryer mostrimi. Në tabelat 4.3.; 4.4. dhe 4.5. janë paraqitur të

dhënat për të gjitha mostrat e grumbulluara përkatësisht për dherat, bimësinë dhe

ujërat. Për çdo mostër jepet stacioni i mostrimit, kodi i shënuar në SAA, materiali që

përfaqëson si dhe koordinatat veri-lindje të marra me GPS në vendin e mostrimit.

Ndërsa gjatësinë metrike të pikave të mostrimit e kemi matur në “google earth” ku si

pikë referimi kemi zgjedhur qendrën e ndërtesës së Uzinës (kjo vlerë është e përafërt).


53

Tabela 4.9. Paraqitja e pikave të mostrimit të marra dhe kodet e tyre.


54

Figura 4.10. Pikat e mostrimit të ujërave.


55

Figura 4.11. Zona e grumbullimit të mostrave.


56

Tabela 4.3. Pikat e mostrimit të grumbullimit të mostrave të dherave. Stacionet e mostrimit Kodi ne SAA Mostrat e dherave Koordinatat

Numri Veri Lindje m

(nga uzina)

Mostrimi I

1 S_1 P1 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042

"21.32' 19

058''56.74' 88

2 S_1 P1 T2 Profil 10-15cm 40042"21.32' 19

058''56.74' 88

3 S_2 P2 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 400

42"21.61' 19058''57.63' 75

4 S_2 P2 T2 Profil 5-15cm 40042"21.61' 19

058''57.63' 75

5 S_2 P2 T3 Profil 15-25cm 40042"21.61' 19

058''57.63' 75

6 S_3 P3 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''22.40' 19

058''57.68' 40

7 S_4 P4 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''24.18' 19

058''58.01' 14

8 S_4 P4 T2 Profil 5-10cm 40042''24.18' 19

058''58.01' 14

9 S_4 P4 T3 Profil 30-40cm 40042''24.18' 19

058''58.01' 14

10 S_4 P4 T4 Profil 70-80cm 40042''24.18' 19

058''58.01' 14

Mostrimi II

11 S_5 P5_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''22.08' 19

058''55.57' 140

12 S_5 P5_T2 Profil 5-15cm 40042''22.08' 19

058''55.57' 140

13 S_5 P5_T3 Profil 15-25cm 40042''22.08' 19

058''55.57' 140

14 S_6 P6_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230

15 S_6 P6_T2 Profil 5-15cm 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230

16 S_6 P6_T3 Profil 15-25cm 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230


058''53.43' 520

18 S_7 P7_T2 Profil 5-15cm 40042''14.45' 19

058''53.43' 520

19 S_7 P7_T3 Profil 15-25cm 40042''14.45' 19

058''53.43' 520


058''35.89' 740

21 S_9 P9_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 40042''09.23' 19

058''36.65' 740


058''23.74' 1200

23 S_11 P11_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 40041''58.66' 19

058''22.29' 1200


057''58.50' 1800

25 S_13 P13_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (5m larg ) 40042''04.20' 19

058''00.48' 1800

Mostrimi III


058''59.67' 80

27 S_14 P14_T2 Profil 40-50cm 40042''27.26' 19

058''59.67' 80

28 S_14 P14_T3 Profil 110-120cm 40042''27.26' 19

058''59.67' 80


058''57.86' 240

30 S_15 P15_T2 Profil erozioni 60-70cm 40042''33.45' 19

058''57.86' 240


058''53.05' 310


058''56.36' 400

33 S_19 P19_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 0-5cm 40042''31.29' 19

058''58.87' 270

34 S_20 P20_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar (2 m larg) 40042''31.81' 19

058''59.00' 272

35 S_21 P21_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle 40042''31.33' 19

058''58.80' 265

36 S_22 P22_T1 Dhe siperfaqesor I punuar (2 m larg) 40042''31.03' 19

058''59.08' 263


059''05.72' 180

38 S_24 P24_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle 40042''28.41' 19

059''02.91' 170

39 S_25 P25_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 40042''23.70' 19

059''02.70' 90


059''00.87' 70


058''59.83' 60

42 S_28 P28_T1 Profil erozioni 60-70cm 40042''24.45' 19

059''00.96' 80


059''01.29' 80

44 S_30 S30_T1 Dhe siperfaqesor 40042''04.97' 19

058''42.21' 720

45 S_31 S31_T1 Dhe siperfaqesor 40042''06.07' 19

058''43.86' 770

46 S_31 S31_T2 Profil 30-40cm 40042''06.07' 19

058''43.86' 780

47 S_33 S33_T1 Profil 40-50 cm, Uznove 40042''08.00' 19

058''52.31' 500

48 S_33 S33_T2 Profil 200-210cm, Uznove 40042''08.00'' 19

058''52.31' 500

49 S_34 S34_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle 40042''08.13'' 19

058''53.46' 450

50 S_35 S35_T1 Dhe siperfaqesor I punuar (2 m larg) 40042''08.20'' 19

058''53.33' 453

51 S_36 S36_T1 Dhe I papapunuar 40042''07.25'' 15

058''52.39' 550

52 S_37 S37_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle 40042''05.09'' 15

058''59.73' 600

53 S_37 S37_T2 Profil 20-30cm 40042''05.09'' 15

058''59.73' 600


57

Tabela 4.4. Pikat e mostrimit për grumbullimin e mostrave te bimësisë

Numri m

(nga uzina)

1 S_1 P1_BS Cynadon dactiyon 40042

"21.32' 19

058''56.74' 88

2 S_2 P2_BS Cynadon dactiyon 40042"21.32' 19

058''56.74' 75

3 S_2 P2_PN Pinus pinea (hala te njoma) 40042"21.32' 19

058''56.74' 75

4 S_3 P3_BS Verbascum (sp) 40042''22.40' 19

058''57.68' 40

5 S_3 P3_PN Pinus pinea (hala te njoma) 40042''22.40' 19

058''57.68' 40

6 S_3 P3_PT Pinus pinea (hala te thata) 40042''22.40' 19

058''57.68' 40

7 S_5 P5_F Ficus carica (gjethe) 40042''22.08' 19

058''55.57' 140


058''55.57' 140

9 S_6 P6_BS Cynadon dactiyon 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230

10 S_6 P6_F Ficus carica (gjethe) 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230

11 S_6 P6_H Diospiros (sp) (gjethe) 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230

12 S_6 P6_V Ulmus canpestris (gjethe) 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230

13 S_6 P6_L Euphorbia (sp) (gjethe) 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230

14 S_6 P6_BS Cynadon dactiyon 40042''15.54'' 19

058''53.06' 230


058''53.43' 520

16 S_7 P7_L Euphorbia (sp) (gjethe) 40042''14.45' 19

058''53.43' 520

17 S_8 P8_BS Calamagrostis (sp), (I thate) 40042''09.06' 19

058''35.89' 740


058''36.65' 740

19 S_10 P10_BS Cynadon dactiyon 40041''58.97' 19

058''23.74' 1200


058''22.29' 1200


057''58.50' 1800

22 S_12 P12_BS Cynadon dactiyon 2m larg 40042''04.20' 19

057''58.50' 1800

23 S_13 P13_BS Calamagrostis (sp) 5m larg 40042''04.20' 19

057''58.50' 1800

24 S_13 P13_BS Calamagrostis (sp) 15m larg 40042''04.20' 19

058''00.48' 1800


058''00.48' 1800

26 S_13 P13_F Ficus carica (gjethe) 40042''04.20' 19

058''00.48' 1800


058''59.67' 80

28 S_14 P14_BT Verbascum (sp) (i thate) 40042''27.26' 19

058''59.67' 80


058''57.86' 240


058''53.05' 310


058''53.05' 310

32 S_16 P16_SH Myrtus communis (gjethe) 40042''34.04' 19

058''53.05' 310


058''56.36' 400

34 S_18 P18_SH Myrtus communis (gjethe) 40042''35.44' 19

058''56.36' 400

35 S_19 P19_G Triticum aestivum (bime 10-15cm) 40042''31.29' 19

058''58.87' 270

36 S_20 P20_G Triticum aestivum (bime 10-15cm) 40042''31.81' 19

058''59.00' 272


058''58.80' 265


058''59.08' 263


059''05.72' 180

40 S_24 P24_J Medicago sativa (4-8 cm) 40042''28.41' 19

059''02.91' 170

41 S_26 P26_Rr Platanus orientalis (te thata) 40042''24.25' 19

059''00.87' 70

42 S_27 P27_BT Setaria (sp) (te thata) 40042''22.67' 19

058''59.83' 60

43 S_28 P28_BT Verbascum (sp) (te thata) 40042''24.45' 19

059''00.96' 80

44 S_32 P32_HN Triticum aestivum (bime10-15cm) 40042''05.86' 19

058''53.68' 600


059''01.29' 450

46 S_35 P34_PN Pinus pinea (hala te njoma) 40042''08.20'' 19

058''53.33' 453

47 S_37 P37_G Triticum aestivum (bime 10-15cm) 40042''05.09'' 15

058''59.73' 600

Mostrimi I

Mostrimi II

Mostrimi III

Stacionet e mostrimit Kodi ne SAA Mostrat e Bimesise

Koordinatat

Veri Lindje


58

Tabela 4.5. Pikat e grumbullimit te mostrave ujore Numri Stacionet e mostrimit Kodi ne SAA Mostrat e Ujit Koordinatat

Veri Lindje m

(nga uzina)

1 S14 P14_U_01 Uje siperfaqesor, mbi uzine 40042''27.92' 19

058''58.92' 90

2 S17 P17_U_02 Uje siperfaqesor, mbi uzine, ne te njeten rrjedhje 40042''33.24' 19

058''50.58' 350

3 S23 P23_U_03 Uje ne lumin e Zagores, mbi fabrike 40042''39.38' 19

059''05.72' 180

4 S25 P25_U_04 Uje ne lumin e Zagores 40042''24.45' 19

059''00.96' 150

5 S27 P27_U_05 Uje I rjedhes S12, S13 pasi kalon nga uzina 40042''24.39' 19

059''00.34' 70

6 S29 P29_U_06 Uje rrjeti (Bogota) 40042''10.09' 19

058''32.40' 750

7 S32 P32_U_07 Uje rrjeti (Bogota) Uznove 40042''08.00' 19

058''52.31' 500

8 S32 P32_U_08 Uje pusi, Uznove 40042''08.00' 19

058''52.31' 600

4.8. PREGATITJA E MOSTRAVE TË DHERAVE

Mostrat e dherave janë marrë, në stacionet përkatëse të projektuara më parë. Pasi

ugrumbulluan janë sjellë në laborator ku janë përgatitur për analizë të mëtejshme. Për

këtë fillimisht mostrat pastrohen (nga gurët, pjesët e rrënjeve)lihet të thahen për 2-3

ditë në temperaturë ambineti. Më pas hapen në një sipërfaqe të pastër të sheshtë duke

e ndarë në katër pjesë pothuajse të barabarta. Që mostra e cila do të trajtojmë për

analizë të jetë sa më homogjene zgjidhen dy pjesë përballë njëra tjetrës dhe trajtohen

si një e vetme (metoda e kuaterzimit). Mostra e zgjedhur shtypet dhe grimcohet me

havan porcelani, sitet deri në një masë pluhuri me madhësi të grimcave 2-3 mm. Kjo

sepse trajtimi do jetë mëi mirë sa mëi imët të jetë materiali dhe se më shume se 90% e

ndotëseve priret të paraqiten në grimca me madhësi të vogël (Wasy et al.,2001). Pra

fillimisht mostrat e dherave trajtohen paraprakisht deri në pluhur të imët. Së fundi të

gjitha mostrat e dherave thahen në 105 °C për 4 orë para trajtimit analitik. Për çdo

mostër është përcaktuar përqindja e lagështisë së mostrës.

4.8.1. TRAJTIMI I MOSTRAVE TË DHERAVE

Trajtimi analitik i mostrave të dherave për përcaktimin total të Pb u krye sipas

procedurës analitike të më poshtëme:

Peshohet 0,5 gr mostër i shtohet 10 ml HCL dhe HNO3(1:1)e kalojmë në një furnelë

në temperaturë 95°C dhe për 1 orë e nxehim me vlim të ngadaltë në mënyrë që të

tretet, deri sa mostra të mbetet një masë e vogël veshtullore. Shtojmë përzierjen

HNO3, HClO4 dhe HF (3:2:1) e nxehim deri në avullimin e saj. E ftohim mostrën dhe

e kalojmë nga gota në balona 25 ml ku pjesën tjetër e plotësojmë me ujë të distiluar

deri në shenjë (Hlavay et al., 2004, Guveni and Akinci, 2011, Wilson et al. 2005,

Száková et al., 2010, Willett, 1986).

4.9. PREGATITJA E MOSTRAVE TË BIMËVE

Pasi bimët janë marrë në teren në stacionet e caktuara si më sipër ato sillen në

laborator dhe përgatiten për analizë. Në fillim lahen bimët me ujë të zakonshëm në

mënyrë që të largojmë mbeturinat e pranishme si pluhurin dhe ndotjet e tjera, në

rastin e barit sipërfaqësor për të larguar dhe grimcat e dheut. Kjo larje nuk duhet të

zgjasë shumë në kohë por për disa sek apo minuta në varësi të papastërtisë se mostrës

së bimës për të mënjanuar tretjen e metaleve të ndryshme. Gjithashtu mostrat nuk

lahen me ujë të ngrohtë. Me pas thahen në temperaturën e dhomës për 3-4 ditë dhe

thërrmohensa më imët deri nëmadhësi 0,2-0,5 cm. Pas grimcimit mostrat kalohen në

termostat në temperature 80 °C për 4 orë. Për çdo mostër është përcaktuar përqindja e


59

lagështisë. Më pas mostrat i nënshtrohen trajtimit analitk për të kaluar në solucione

ujore.

4.9.1. TRAJTIMI I MOSTRAVE TË BIMËVE

Për përcaktimin total të përmbajtjes së plumbit në mostrat e bimëve fillimisht mostrat

trajtohen analitikkisht për kalimin e tyre në solucione ujore sipas procedurës:

peshohet 0,5 gr mostër e thatë trajtohet me përzierjen 5 ml HCl, 2 ml H2SO4dhe 20

ml HNO3. Përzierja nxehet 180 - 220°C për 30 min në furnelë. Ftohet dhe së fundi

kalohet në balona 25 ml ku plotësohet me ujë deri në shenjë (AOAC, 1990).

4.10. TRAJTIMI I MOSTRAVE UJORE

Mostrat ujore u grumbulluan në shishe polietileni 1L. Më pas u acidifikuan deri në

pH 2 dhe u filtruan. U morën 200 ml filtrat dhe shtuam 4 ml HNO3 cc nxehen (jo

vlim i vrullshëm) deri në tharje në vëllim afërsisht 1-3 ml. I lëmë të ftohen dhe

shtojmë përsëri 1 ml HNO3cc, i ngrohim dhe më pas i kalojmë në balona 25 ml ku

vëllimin e plotësojmë me ujë të bidistiluar.

4.11. PAJISJET DHE REAGENTËT E NEVOJSHME

• Spektrometër i absorbimit atomik.

• Furnelë.

• Peshore analitike.

• Gota kimike të madhësive të ndryshme.

• Pipeta të madhësive të ndryshme.

• Mikropipeta të madhësive të ndryshme.

• Elermaier të madhësive të ndryshme.

• Balona të madhësive të ndryshme.

• Letër filtri.

• Xham sahati.

• Ujë i bidistiluar.

• Acid nitrik 65 % (HNO3).

• Acid klorhidrik (HCl)

• Acid perkorik (HClO4)

• Standard 1000 ppm plumb

• Modifier Pd + Mg(NO3)2

Acidet, standardet dhe kimikatet e tjera kanë gradë të lartë pastërtie. Enët e

polietilenet, qelqit dhe të teflonit që janë përdorur janë trajtuar me acid nitrik 8%

(v/v), për 24 orë dhe pastaj janë shpëlarë me ujë të bidistiluar.

4.12. PARAMETRAT INSTRUMENTAL; KALIBRIMI

Paraqitja e parametrave instrumental për analizimin e Pb në mostra ambientale, është

bazuar në metodat analitike të spektrometrisë së absorbimit atomik, (Analytical

Methods of Atomic Absorption Spectrometry).

Në tabelën 4.6. jepen parametrat instrumental, kushtet standarde për përcaktimin e Pb

nga aplikimi i metodës së Spektrometrisë së Absorbimit Atomik me FurrëGrafiti

SAAGF dhe në figurën 4.8. programi i furrës së grafitit.


60

Ndërsa në tabelën 4.7. jepen parametrat instrumental për përcaktimin e plumbit nga

aplikimi Spektrometrisë së Absorbimit Atomik me Flakë SAAF.

Tabela 4.6. Parametrat instrumental (SAAGF)

Llampa EDL

Gjatësia e valës 283,3

E cara 0,7 nm

Leximi 5,0 s

Tubi i grafitit End cap THGA

Vëllimi 20 µl

Modifikues kimik 5 µg/l Pd + 3 µg/l mg(NO3)2

Masa karakteristike 28 pg

Standardet (μg/L) 0; 25; 50; 75; 100

Teknika AA_BG

Reaplikimi 3 herë

Tabela 4.7. Parametrat instrumental (SAAF)

Llamba HCL

Gjatësia e valës 283,3

E çara 0,7 nm

Përqendrimi karakteristik 20 mg/L

Flaka Ajër – acetilen

Nebulizier Universal

Djegore 10 cm

Kalibrimi Linear

Standardet (mg/L) 0; 1; 5; 10; 15; 20

Teknika AA_BG

Reaplikimi 3 herë

Tabela 4.8. Programi i furrës

Temp. 0C

Ramp

S

Hold

S

Read Flow

ml/min

(ar)

110 1 30 250

130 15 40 250

900 15 20 250

2100 0 5 X 0

2450 1 5 250

Duke u mbështetur në metodat analitike të spektrometrisë së absorbimit atomik të

analizës për matjen e Pb nga aplikimi i metodave të SAA në mostra, fillimisht

pregaditet seria e solucioneve standarte nga solucioni fillestar 1000 ppm

(Perkin_Elmer) për ndërtimin e kurbës së kalibrimit të Pb (tabela 4.6 dhe 4.7.)

Pas përgatitjes së serisë standarde përkatëse u ndërtuan kurbat e kalibrimit të Pb.

Kurbat e kalibrimit i kemi zgjedhur lineare, të kalojnë përmes pikës 0 dhe brenda

zonës optimale të punës (në përputhje me ligjin e Berit).

Për cdo kurbë të përdorur për analizimin e mostrave kemi llogaritur përqendrimin

mesatar e plumbit, SD dhe % RSD për solucionet kalibruese si dhe ndërprerjen,

pjerrësinë, koeficientin e korrelacionit dhe ekuacionin e kurbës.


61

Fillimihst matet seria e solucioneve standarte merren absorbancat përkatëse dhe

ndërtohet kurba e kalibirimit. Për çdo mostër përfaqësuese të dherave dhe bimësisë

janë analizuar tre paralele. Ndërsa për të gjithë standartet dhe mostrat janë aplikuar tre

matje.

Mostrat e ujit janë analizuar nga përdorimi i Spektrometrit të Absorbimit Atomik

Aanalyst 800 Perkin Elmer, me metodën e Spektrometrisë së absorbimit Atomik me

Furrë Grafiti (SAA_FG), me mostër marrës model AS - 800, tubat e grafitit THGA

Perkin Elmer me numër BO504 - 033 (Perkin-Elmer Corp 1991-1999). Mostrat e

dherave dhe të bimëve u analizuan nga aplikimi i metodës së Spektrometrisë së

absorbimit Atomik me Flakë, (SAAF). Llamba pa elektroda (EDL), është përdorur si

burim i rrezatimit për përcaktimin e Pb sipas kushteve të rekomanduara për SAAGF

ndërsa llamba HCL në përcaktimet e SAAF.

Në figurën 4.12. paraqitet kurba e kalibrimit e përdorur për përcaktimin e Pb në

mostrat përfaqësuese ujore nga aplikimi i SAAGF.

Perqndrimi μg/L 0 25 50 75 100

Absorbanca 0 0,0839 0,1581 0,2274 0,2986

SD 0 0,01 0 0 0

% RSD 14,6 6,2 0,5 0,7 1

intercept 0,00546

slope 0,00296

correl.koef. 0,99928

Figura 4.12. Kurba e kalibibrimit të Pb për mostrat ujore

Në figurën 4.13. paraqitet kurba e kalibrimit e përdorur për përcaktimin e plumbit në

mostrat përfaqësuese të dherave nga aplikimi i metodës së SAAF.


62

Perqndrimi mg/L 0 1 5 10 15 20

Absorbanca 0 0,0092 0,0458 0,0892 0,1317 0,1733

SD 0 0 0 0 0 0

% RSD 0,5 1,4 0,3 0,3 0,1 0,3

intercept 0,00115

slope 0,00867


Figura 4.13. Kurba e kalibrimit të Pb për përcaktimin e Pb në dhera, SAAF

Në figurën 4.14. paraqitet kurba e kalibrimit e përdorur për përcaktimin e plumbit në

mostrat përfaqësuese të bimësisë nga aplikimi i metodës së SAAF.

Perqndrimi mg/L 0 1 5 10 15 20

Absorbanca 0 0,0124 0,0518 0,1103 0,1612 0,1954

SD 0 0 0 0 0 0

% RSD 1,5 0,1 0,6 0,3 0,2 0,1

intercept 0,00322

slope 0,01003


Figura 4.14. Kurba e kalibrimit të Pb për përcaktimin e Pb në bimësi .


63

4.13. KONTROLLI I CILËSISË SË ANALIZËS, LLOGARITJA E

PËRQENDRIMIT TË PLUMBIT

Për saktësinë e procedurës analitike, për përcaktimin e plumbit në mostrat

përfaqësuese mjedisore tokë, bimësi dhe ujë janë përdorur materiale standarde të

certifikuara. Konkretisht për mostrat e dherave është përdorur IAEA-Soil-7, për bimët

është përdorur IAEA-336. Ndërsa për ujerat është përdorur AA Test Mix, Perkin

Elmer. Për analizimin e mostrave të Materialeve Referuese Standarde u ndoq e njëjta

procedure shkatërrimi dhe matje sipas natyrës së grup mostrave përkatëse. Në tabelën

4.9. jepen të dhënat e marra nga analizimi i materialeve referuese standarde përkatëse

për përmbajtjen e Pb në tokë dhe në bimësi. Është llogaritur devijimi standard (SD),

përqindja relative standarde (% RSD) dhe rikuperimi ose saktësia e vlerës të

certifikuar (% R).

Tabela 4.9. Rezultate të Pb në Materialin Referues Standard përkatëse.

Elementi Materiali

Referues

Standard

Vlera e

certifikuar

mg/kg

Përqendrimi

mesatar

mg/kg

SD RSD

%

Rikuperimi

e vlerës së

certifikuar

%

Pb IAEA-Soil -7 60 ± 8 56,8 2,8 5,7 94,9

Pb IAEA

_336_Lichen

4,9 ± 0.6 4,1 0,23 8,97 83,7

(n = 3).

Përqendrimi i plumbit total në mostrat e tokës dhe bimëve është përcaktuar në raport

me peshën e thatë në mg/kg nga ekuacioni i mëposhtëm:

(4.1)

Ku:

Rezultati mg/L: është përqendrimi i matur në SAA.

Vëllimin (ml): është vëllimi përfundimtar që kemi çuar mostrën pas digergimit.

Hollimi: në fakt është shkalla e hollimit të mostrës para matjes.

Pesha e mostrës së thatë: është pesha mostrës së marrë në analizim pas llogaritjes së

lagështirës së mostrës.

Për ujërat përqendrimi është llogaritur si më poshtë:

(4.2)

Ku:

25 ml: vëllimi përfundimtar i mostrës

200 ml: vëllimi fillestar i mostrës

(µg/L): përqendrimi i matur në SAA.


64

KAPITULLI V

5. REZULTATE DHE VLERËSIME

5.1. TË DHËNA DHE REZULTATE

Për realizimin e qëllimit të studimit, vlerësimin e impakteve mjedisore të mbetjeve të

ngurta të Pb në zonën e uzinës së ish prodhimit të baterive, Berat në kemi zgjedhur

dhe analizuar grupe përfaqësuese të mostrave, të komponentëve mjedisor tokë

(sipërfaqe dhe në profil), ujë dhe bimësi. Punën eksperimentale e kemi ndarë në tre

faza:

• vlerësimi i zonës brenda uzinës,

• vlerësimin e zonës nga uzina në drejtim të qytetit Berat,

• vlerësim i zonës mbi uzinë dhe rreth saj.

Nga analizimi i mostrave të marra në terren përcaktuam nivelin e përmbajtjes së

plumbit në këto mostra mjedisore përfaqësuese përkatësisht të mjediseve:

• dhera sipërfaqësor

• dhera në profil

• bimësi

• ujë

Në tabelat e mëposhtme janë paraqitur përkatësisht vlerat mesatare të përmbajtjes së

plumbit të marra nga analizimi i të gjithë mostrave, ujërave, tokave dhe bimësisë, SD

dhe %RSD.

5.1.1. PLUMBI NË DHERA

Nga analizimi i mostrave përfaqësuese të dherave (sipërfaqësor dhe në profil) për

përmbajtjen totale të fraksionit të plumbit u morën të dhënat e paraqitura në tabelën

5.1.


65

Tabela 5.1. Rezultat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese të dherave

(sipërfaqësor dhe profil).

1 S_1 P1 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 3008 33,09 1,10

2 S_1 P1 T2 Profil 10-15cm 3052 82,41 2,70


4 S_2 P2 T2 Profil 5-15cm 4789 76,62 1,60

5 S_2 P2 T3 Profil 15-25cm 4741 37,93 0,80



8 S_4 P4 T2 Profil 5-10cm 821 15,59 1,90

9 S_4 P4 T3 Profil 30-40cm 196 7,25 3,70

10 S_4 P4 T4 Profil 70-80cm 135 3,78 2,80

11 S_5 P5_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 397 3,00 0,75

12 S_5 P5_T2 Profil 5-15cm 424 19,93 4,70

13 S_5 P5_T3 Profil 15-25cm 354 13,45 3,80


15 S_6 P6_T2 Profil 5-15cm 334 12,37 3,70

16 S_6 P6_T3 Profil 15-25cm 352 29,23 8,30


18 S_7 P7_T2 Profil 5-15cm 277 26,91 9,70

19 S_7 P7_T3 Profil 15-25cm 199 2,79 1,40


21 S_9 P9_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 329 35,15 10,70




25 S_13 P13_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (5m larg ) 177 5,67 3,20


27 S_14 P14_T2 Profil 40-50cm 26142 0,06 11,00

28 S_14 P14_T3 Profil 110-120cm 52982 9,90 3,80


30 S_15 P15_T2 Profil erozioni 60-70cm 125 14,00 11,20



33 S_19 P19_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 0-5cm 951 28,00 1,10

34 S_20 P20_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar (2 m larg) 1203 22,00 1,83

35 S_21 P21_T1 Dhe siperfaqesor i punuar i mbjelle 236 9,70 2,20

36 S_22 P22_T1 Dhe siperfaqesor I punuar (2 m larg) 228 12,00 5,26



39 S_25 P25_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 460 0,30 0,10





44 S_30 S30_T1 Dhe siperfaqesor 341 1,11 0,33


46 S_31 S31_T2 Profil 30-40cm 218 13,50 6,19

47 S_33 S33_T1 Profil 40-50 cm, Uznove 1503 3,21 0,21

48 S_33 S33_T2 Profil 200-210cm, Uznove 718 6,43 0,90

49 S_34 S34_T1 Dhe siperfaqesor i punuar i mbjelle 149 0,78 0,52

50 S_35 S35_T1 Dhe siperfaqesor I punuar (2 m larg) 163 0,94 0,58

51 S_36 S36_T1 Dhe I papapunuar 662 0,13 0,02


53 S_37 S37_T2 Profil 20-30cm 193 8,90 4,61

Numri Stacionet e mostrimit Kodi ne SAA Mostrat e dherave

Mostrimi II

Mostrimi III

Pb (mg/kg) SD RSD %

Mostrimi I

Numri Stacionet e

mostrimit

Kodi ne

SAA Mostrat e dherave

Pb

(mg/kg) SD

RSD

%


66

Mostrimi I


2 S_1 P1 T2 Profil 10-15cm 3052 82,41 2,70


4 S_2 P2 T2 Profil 5-15cm 4789 76,62 1,60

5 S_2 P2 T3 Profil 15-25cm 4741 37,93 0,80



8 S_4 P4 T2 Profil 5-10cm 821 15,59 1,90

9 S_4 P4 T3 Profil 30-40cm 196 7,25 3,70

10 S_4 P4 T4 Profil 70-80cm 135 3,78 2,80

Mostrimi II


12 S_5 P5_T2 Profil 5-15cm 424 19,93 4,70

13 S_5 P5_T3 Profil 15-25cm 354 13,45 3,80


15 S_6 P6_T2 Profil 5-15cm 334 12,37 3,70

16 S_6 P6_T3 Profil 15-25cm 352 29,23 8,30


18 S_7 P7_T2 Profil 5-15cm 277 26,91 9,70

19 S_7 P7_T3 Profil 15-25cm 199 2,79 1,40






25 S_13 P13_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (5m larg ) 177 5,67 3,20

Mostrimi III


27 S_14 P14_T2 Profil 40-50cm 26142 0,06 11,00

28 S_14 P14_T3 Profil 110-120cm 52982 9,90 3,80





33 S_19 P19_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 0-5cm 951 28,00 1,10

34 S_20 P20_T1

Dhe siperfaqesor I papunuar (2 m

larg) 1203 22,00 1,83


36 S_22 P22_T1 Dhe siperfaqesor I punuar (2 m larg) 228 12,00 5,26






67






46 S_31 S31_T2 Profil 30-40cm 218 13,50 6,19

47 S_33 S33_T1 Profil 40-50 cm, Uznove 1503 3,21 0,21

48 S_33 S33_T2 Profil 200-210cm, Uznove 718 6,43 0,90


50 S_35 S35_T1 Dhe siperfaqesor I punuar (2 m larg) 163 0,94 0,58

51 S_36 S36_T1 Dhe I papapunuar 662 0,13 0,02


53 S_37 S37_T2 Profil 20-30cm 193 8,90 4,61

Tabela 5.5 Përmbajtja e Pb në mostrat e dherave sipërfaqësor Numri Kodi ne SAA Stacionet e mostrimit Pb (mg/kg) Mostrat e dherave

1 P1 T1 S_1 3008 Dhe siperfaqesor 0-5cm




5 P5_T1 S_5 397 Dhe siperfaqesor 0-5cm




9 P9_T1 S_9 329 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg)




13 P13_T1 S_13 177 Dhe siperfaqesor 0-5cm (5m larg )





18 P19_T1 S_19 951 Dhe siperfaqesor I papunuar 0-5cm

19 P20_T1 S_20 1203 Dhe siperfaqesor I papunuar (2 m larg)

20 P21_T1 S_21 236 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle

21 P22_T1 S_22 228 Dhe siperfaqesor I punuar (2 m larg)


23 P24_T1 S_24 126 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle

24 P25_T1 S_25 460 Dhe siperfaqesor I papunuar




28 S30_T1 S_30 341 Dhe siperfaqesor


30 S33_T1 S_33 1503 Profil 40-50 cm, Uznove

31 S34_T1 S_34 149 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle, Uznove

32 S35_T1 S_35 163 Dhe siperfaqesor I punuar (2 m larg)

33 S36_T1 S_36 662 Dhe I papapunuar

34 S37_T1 S_37 187 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle, Uznove

KE 300

5.1.2. PLUMBI NË BIMËSI


68

Nga analizimi i mostrave përfaqësuese tëbimësisë për përmbajtjen totale të fraksionit

të plumbit u morën të dhënat e paraqitura në mënyrë të përmbledhur në tabelën 5.2.

Tabela 5.2. Rezultat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese të bimësisë.


69

1 S_1 P1_BS Cynadon dactiyon 3,23 0,05 1,7


3 S_2 P2_PN Pinus pinea (hala te njoma) 2,23 0,05 2,4

4 S_3 P3_BS Verbascum (sp) 1,52 0,12 8,0


6 S_3 P3_PT Pinus pinea (hala te thata) 3,83 0,34 9,0

7 S_5 P5_F Ficus carica (gjethe) 1,03 0,17 16,2




11 S_6 P6_H Diospiros (sp) (gjethe) 1,21 0,03 2,1

12 S_6 P6_V Ulmus canpestris (gjethe) 1,14 0,07 6,3

13 S_6 P6_L Euphorbia (sp) (gjethe) 1,13 0,05 4,4




17 S_8 P8_BS Calamagrostis (sp), (I thate) 1,27 0,05 3,7





22 S_13 P12_BS Cynadon dactiyon 2m larg 0,87 0,01 1,5

23 S_13 P13_BS Calamagrostis (sp) 5m larg 0,83 0,02 2,7

24 S_13 P13_BS Calamagrostis (sp) 15m larg 0,80 0,08 9,5




28 S_14 P14_BT Verbascum (sp) (i thate) 4,09 0,05 1,3




32 S_16 P16_SH Myrtus communis (gjethe) 0,52 0,02 3,0


34 S_18 P18_SH Myrtus communis (gjethe) 0,54 0,00 0,8

35 S_19 P19_G Triticum aestivum (bime 10-15cm) 0,92 0,00 0,2





40 S_24 P24_J Medicago sativa (4-8 cm) 1,26 0,04 3,5

41 S_26 P26_Rr Platanus orientalis (te thata) 2,78 0,24 8,7

42 S_27 P27_BT Setaria (sp) (te thata) 2,83 0,03 0,9

43 S_28 P28_BT Verbascum (sp) (te thata) 4,57 0,02 0,4

44 S_32 P32_HN Triticum aestivum (bime10-15cm) 0,82 0,02 1,9




Numri Pikat e mostrimit Kodi ne SAA Mostrat e bimesise Pb (mg/kg) SD RSD %

Mostrimi I

Mostrimi II

Mostrimi III

5.1.3. PLUMBI NE UJËRA

Nga analizimi i mostrave përfaqësuese tëujërave për përmbajtjen totale të fraksionit të

plumbit u morën të dhënat e paraqitura në tabelën 5.3.



70

(mostrimi I).

1 S14 P14_U_01 Uje siperfaqesor, mbi uzine 9,06 0,15 1,7

2 S17 P17_U_02 Uje siperfaqesor, mbi uzine, ne te njeten rrjedhje 13,07 0,04 0,3

3 S23 P23_U_03 Uje ne lumin e Zagores, mbi fabrike 8,95 0,20 2,2

4 S25 P25_U_04 Uje ne lumin e Zagores 9,27 0,11 1,2

5 S27 P27_U_05 Uje I rjedhes S12, S13 pasi kalon nga uzina 8,97 0,11 1,2

6 S29 P29_U_06 Uje rrjeti (Bogota) 8,78 0,06 0,7

7 S32 P32_U_07 Uje rrjeti (Bogota) Uznove 9,49 0,06 0,6

8 S32 P32_U_08 Uje pusi, Uznove 9,52 0,44 4,6

SD RSD %Numri Stacionet e mostrimit Kodi ne SAA Mostrat e Ujit Fraksioni i Pb (µg/L)


(mostrimi II).

1 S14 P14_U_01 Uje siperfaqesor, mbi uzine 11,28 0,9 8,4

2 S17 P17_U_02 Uje siperfaqesor, mbi uzine, ne te njeten rrjedhje 5,43 0,2 3,7

3 S23 P23_U_03 Uje ne lumin e Zagores, mbi fabrike 12,34 1,4 11,5

4 S25 P25_U_04 Uje ne lumin e Zagores 38,4 3,5 9,2

5 S27 P27_U_05 Uje I rjedhes S12, S13 pasi kalon nga uzina 56,3 4,7 8,4

6 S29 P29_U_06 Uje rrjeti (Bogota) 3,21 0,1 3,1

7 S32 P32_U_07 Uje rrjeti (Bogota) Uznove 5,98 0,8 12,9

8 S32 P32_U_08 Uje pusi, Uznove 11,9 0,3 2,8

Numri Stacionet e mostrimit Kodi ne SAA Mostrat e Ujit Fraksioni i Pb (µg/L) SD RSD %

5.2. SHPËRNDARJA E Pb NË DHERAT SIPËRFAQËSOR

Nga të dhënat e tabelës 5.1. për përmbajtjen e Pb nëtë gjithë mostrat e dherave të

analizuar janë selektuar vetëm 34 pikat e mostrimit që përfaqësojnë dherat

sipërfaqësor. Përqendrimi mesatar i plumbit të gjetur në mostrat e dherave

sipërfaqësor është paraqitur në tabelën 5.5. Mostrimi i dherave sipërfaqësor është

realizuar në mjedise me karakteristika të ndryshme si:

• Dhera të papunuar - bankina rrugësh, skarpata apo vend grumbullim mbetjesh

të ngurta.

• Dhera të punuar, të mbjellë - toka të shfrytëzuara nga banorët për kulura të

ndryshme, të cilat në momentin e marrjes së mostrave ka pasur bimë rreth 15-

20 cm, (grurë, jonxhë dhe thekër).

• Dhera të pa mbjellë-dhera të punuar dhe të bëra gati për mbjellje.

Gjatë mostrimit kemi marrë në disa pika mostra paralele të dherave sipërfaqësor.

Grumbullimi i mostrave është realizuar në zonën e studimit sipas tre mostrimeve.

Në tabelën 5.5 jepen vlerat e marra për mostrat përkatëse të dherave sipërfaqësor të

analizuar. Këto të dhëna tabelore i kemi paraqitur në mënyrë grafike për të shprehur

varësinë e plumbit sipas tre mostrimeve përkatëse të realizuara për grumbullimin e

mostrave të dherave sipërfaqësor.

Mostrimi I. Në figurën 5.1. jepet varësia e përmbajtjes së Pb në mostrat e

grumbulluara gjatë mostrimit I, brenda uzinës. Vihet re që niveli i Pb është disa herë

më i lartë se niveli maksimal i lejuar sipas KE. Përqendrimi i Pb brenda uzinës, në

mostrat përfaqësuese të dherave sipërfaqësor varion nga 1135 mg/kg në 5563 mg/kg.

Bimësia është e rastësishme, ka dhe pemë drusore të larta.


71

Figura 5.1. Pb në dherat sipërfaqësor. (Mostrimi I).

Mostrimi II. Në figurën 5.2. paraqitet varësia e përmbajtjes së Pb në mostrimin II-te

.

Nga analizimi i këtij grup mostrash, vihet re që përmbajtja e Pb ka rënie të dukshme

krahasuar me vlerat e marra të nivelit të Pb gjatë mostrimit I-re

. Pikat të cilat janë

zgjedhur për grumbullimin e mostrave gjatë këtij mostrimi kryesisht shfrytëzoheshin

nga banorët e zonës për bujqësi. Zona nga fabrika në drejtim të Beratit është

relativisht e pastër. Dy pikat S_5 dhe S_6 të cilat janë zgjedhur afër uzinës, jashtë

murit rrethues të fabrikës përkatësisht në pjesën lindore dhe perëndimore të saj

rezultojnë me përqendrim më të lartë të fraksionit të Pb. Niveli i Pb në mostrat e

grumbulluara gjatë këtij mostrimi është 1-3 herë më shume se vlera e rekomanduar

nga KE. (Pika S_6 përfaqëson një sipërfaqe e cila nuk përdoret për kultivim por është

e veshur me bimësi dhe drurë frutore).

Figura 5.2. Pb në dherat sipërfaqësor. (Mostrimi II).

Mostrimi III. Në figurën 5.3. jepet varësia e përmbajtjes së Pb në mostrat

përfaqësuese të grumbulluara gjatë kampionimit të III-të

. Ky grup mostrash


72

përfaqëson dherat sipërfaqësor të punuar dhe të mbjellëe, të papunuar, bankina si dhe

pjesë afër rrugëve të cilat nuk punohen në territorin rreth uzinës.

Nga analizimi i grupit të III-të

të mostrimit vihet re që përqëndrimi më i lartë i Pb

është mbi murin rrethues të fabrikës në pjesën veriore, rreth 5 m larg murit rrethues të

fabrikës, pikat përfaqësuese S_14 dhe S_28 përkatësisht 24207 dhe 10614 mg/kg Pb.

( Këto dy pika nuk janë marrë parasysh në figurën 5.3. për të dhënë një tablo më të

qartë të përmbajtjes së Pb në mostrat e tjera). Niveli i përmbajtjes së Pb në këto pika

arrin vlerat më të larta nga gjithë mostrat e analizuara afërsisht 35 dhe80 dhe herë mbi

vlerën e rekomanduar të përmbajtjes së Pb në dhera nga KE. Ndërsa në disa pikatë

tjera ky nivel është më i ulët, 3-4 herë më i lartë se norma e KE.

Figura 5.3. Pb në dherat sipërfaqësor. (Mostrimi III).

Dherat e punuar. Më poshtë po paraqesim grafikisht shpërndarjen e përmbajtjes së

plumbit të gjetur në mostrat e analizuara që përfaqësojnë dhera të punuar dhe të

mbjellë.Në figurën 5.4. jepet varësia e Pb në dherat e punuar.Në përgjithesi vihet re

që vlerat e marra për përmbajtjen e Pb në dherat e punuar është relativisht e ulët. Nga

12 pikat ku janë grumbulluar mostrat përfaqëuese të dherave të punuargjatë tre

mostrimeve, 4 prej tyre konsiderohen të ndotura, ku përmbajtja e plumbit gjendet 11-

32 % më e lartë se norma. Në shumicën e mostrave niveli i Pb gjendet brenda kufirit

të normës së lejuar gjë që do të thotë që nuk përbën ndotje dhe si rrjedhim nuk

paraqet rrezik në këto zona.


73

Figura 5.4. Përmbajtja e Pb në dhera të punuar

Dherat e papunuara. Në figurën 5.5. jepet varësia e Pb në dherat e pa punuar. Nga

22 pikat e zgjedhura gjatë tre mostrimeve që përfaqësojnë dherat e pa punuar 14 pika

konsiderohen të ndotura. Vlerat e marra për përmbjtjen e Pb nëdherat e pa punuar

varion 139-24207 mg/kg. Vihet re që nilveli i shpërndarjes së Pb është i lartë dhe jo

uniform.

Figura 5.5. Përmbajtja e Pb nëdhera të papunuar.

Mostrat paralele të dherave siperfaqësor. Gjatë mostrimeve të dherave, janë

zgjedhur 8 pika për grumbullimin e mostrave paralele të dherave sipërfaqësor, në

distanca nga 2-15 m largësi me njëra tjetrën. Të dhënat jepen në tabelën 5.1. dhe 5.5.

ndërsa në figurën 5.6. është paraqitur varësia e përmbajtjes së Pb në mostrat paralele

të dherave sipërfaqësor nga pikat e mostrimit. Vihet re që niveli i Pb në këto mostra

është i krahasueshëm dhe ka përpuethshmëri të mire ndërmjet mostrave paralele.


74

Figura 5.6. Përmbajtja e Pb në mostra paralele të dherave.

Shpërndarja e Pb në dherat sipërfaqësor në tre mostrimet. Nga të dhënat e marra

për përmbajtjen e plumbit të paraqitura në tabelën 5.5. ndërtojmë grafikisht varësinë e

shpërndarjes së sasisë së plumbit në dherat sipërfaqësor nga pikat e mostrimit, figura

5.7. Niveli mesatar i plumbit në mostrat e dherave sipërfaqësor të grumbulluara gjatë

tre mostrimeve varion nga 105 mg/kg në 24207 mg/kg.

Figura 5.7. Përmbajtja e Pb në dherat sipërfaqësor.

Nga rezultat e marra për përmbajtjen totale të fraksionit të Pb në mostrat përfaqësuese

të dherave sipërfaqësor të analizuara, vihet re që shpërndarja e përmbajtjes së plumbit

nuk është uniforme.

Përqendrimi më i lartë i plumbit u gjet në mostrat të grumbulluara në pikat S_14 dhe

S_28.

Nga specialistet e mjedisit të zonës mësojmë se në këtë territor janë hedhur mbeturina

në mënyrë të pa kontrolluar dhe mendohet që dherat të jenë përzier me materiale dhe

mbetje të ngurta të fabrikës.


75

Zona ku janë marrë këto mostra nuk shfrytëzohet për të mbjellë kultura bujqësore por

bagëtitë kullosin, si dhe individ të ndryshëm gërmojnë për gjetjen e mbeturinave

metalike.

5.3. DEPËRTIMI I Pb NË MOSTRAT PËRFAQËUESE TË DHERAVE NË

PROFIL

Në disa nga pikat e zgjedhura për grumbullimin e mostrave të dherave sipërfaqësor

kemi grumbulluar dhe mostra dherash në profil në thellësi që varion 0,2-2 m thellësi.

Nga 34 pika mostrimi të dherave sipërfaqësor janë zgjedhur 10 pika mostrimi ku janë

grumbulluar përveç mostrave të dherave sipërfaqësor edhe 19 mostra përfaqësuese të

dherave të profilit. Nga të dhënat e tabelës 5.1. janë zgjedhur pikat që përfaqësojnë

mostrat e dherave në profil të tokës dhe janë paraqitur në tabelën 5.6.

Tabela 5.6. Pb në mostrat e dherave të profilit

Numri Kodi ne SAA

Stacionet e

mostrimit Pb (mg/kg)

1 P1 T1 S_1 3008

2 P1 T2 S_1 3052

3 P2 T1 S_2 5663

4 P2 T2 S_2 4789

5 P2 T3 S_2 4741

6 P4 T1 S_4 5511

7 P4 T2 S_4 821

8 P4 T3 S_4 196

9 P4 T4 S_4 135

10 P5_T1 S_5 397

11 P5_T2 S_5 424

12 P5_T3 S_5 354

13 P6_T1 S_6 856

14 P6_T2 S_6 334

15 P6_T3 S_6 352

16 P7_T1 S_7 333

17 P7_T2 S_7 277

18 P7_T3 S_7 199

22 P15_T1 S_15 350

23 P15_T2 S_15 125

27 S31_T1 S_31 185

28 S31_T2 S_31 218

29 S33_T1 S_33 1503

30 S33_T2 S_33 718

31 S37_T1 S_37 187

32 S37_T2 S_37 193

33 P14_T1 S_14 24207

34 P14_T2 S_14 26142

35 P14_T3 S_14 52982

36 P28_T1 S_28 78

37 P28_T2 S_28 10614

BE 300

Për më shumë varësinë e depërtimit të Pb në profil do ta paraqesim sipas tre etapave

të mostrimit që kemi realizuar për grumbullimin e mostrave përfaqësuese të dherave.


76

Mostrimi I. Në figurën 5.8. jepet varësia e depërtimit të përmbajtjes së Pb nga

sipërfaqja e dherave në profil gjatë mostrimit të I-rë

, brenda uzinës. Në pikat S_1, S_2

dhe S_4 kemi marrë përkatësisht 2, 3 dhe 4 mostra të profilit në thellësi të ndryshme.

Vihet re që në piken S_1 ku thellësia është deri në 12 cm niveli i përmbajtjes së Pb

është i krahasueshëm, mund ta konsiderojmë se është si një shtresë e vetme. Në pikën

S_2 në thellësinë 0-20 cm niveli i Pb bie, ndërsa për mostrën e marrë në thellësi 25-

30 cm ky nivel mbetet pothuaj i njëjtë. Në pikën S_4 niveli i Pb në profil bie

dukshëm, pothuaj 40 herë nga sipërfaqja në thellësi afërisht 80 cm. Pra mund të themi

që trendi i nivelit të Pb në raport me thellësinë e mostrimit zvogëlohet.

Figura 5.8. Pb në mostrat e dherave të profilit. (Mostrimi I).

Mostrimi II. Në figurën 5.9. jepet varësia e depërtimit të nivelit të Pb nga sipërfaqja

e dherave në profil gjatë mostrimit të II-të

, zona nga Uzina në drejtim të Beratit

(spitalit Berat) me një distancë afërsisht 1,5 km. Nga analizimi i fraksionit të Pb në

mostrat e dherave të profilit vihet re për këtë grup mostrash në përgjithësi një

tendencë erënies së përqendrimit të Pb në varësi të thellësisë. Por në këtë zonë

theksojmë se përmbajtja e Pb është e ulët edhe në mostrat e dherave sipërfaqësor.

Shumica e pikave të mostrimit janë marrë në zona të shfrytëzuara për kultura

bujqësore.


77

Figura 5.9. Përmbajtja e Pb në mostrat e dherave të profilit. (Mostrimi II).

Mostrimi III. Në figurën 5.10. jepet varësia e depërtimit të nivelit të Pb nga

sipërfaqja e dherave në profil gjatë mostrimit të III-të

, zona rreth uzinës. Nga

analizimi i mostrave të grumbulluara gjatë mostrimit III-të

jo në të gjitha pikat vihet re

tendenca e rënies së përqendrimit të Pb në varësi të thellësisë të pikës të marrjes së

mostrave. Në këtë varësi nuk janë përfshirë pikat S_14 dhe S_28.

Figura 5.10. Përmbajtja e Pb në mostrat e dherave të profilit. (Mostrimi III).

Në figurën 5.11. jepet varësia e depërtimit të sasisë së Pb nga sipërfaqja e dherave në

profil për mostrat S_14 dhe S_28. Në piken S_14 niveli i Pb në thellësi 2 m arrin 3

herë më shumë se në sipërfaqe. Po kështu edhe pika S_28 dhe S_33. Kjo sepse në

këto zona janë hedhur mbeturina të cilat janë përzier me dherat. Në këto zona

individë të ndryshëm gërmojnë për gjetjen e metalit të Pb dhe materialeve të tjera të

ngurta si bateritë e prishura, copa metalike të ngelura për shitje skrapi.

Të dhënat e marra për përmbajtjen e Pb në mostrat përfaqësuese të dherave të profilit,

tabela 5.6. janë paraqitur në figurën 5.11.


78

Figura 5.11. Përmbajtja e Pb në mostrat e dherave të profilit

Figura 5.12.paraqitet varësia e përqendrimit të Pb për të gjithë mostrat e profilit

grumbulluara në raport me thellësinë e mostrave përfaqësuese të dherave. Nga

rezultatet e përmbajtjes së Pb në mostrat përfaqësuese të dherave të profilit që

përfaqësojnë tokat bujqësore të kultivuara vihet re që sasia e Pb në thellësi

përgjithësisht ka nje rënie të lehtë krahasuar me vlerat e mara në mostrat

sipërfaqësore përkatëse. Ky trend duket edhe grafikisht.

Figura 5.12. Depërtimi i Pb në mostrat e profilit të dherave

5.4. EVIDENTIMI I ZONAVE MË TË NDOTURA

Pasi u analizuan mostrat përfaqësuese të dherave nga rezultatet e marra për

përqendrimin total të plumbit, u përcaktuan zonat më të ndotura të dherave

sipërfaqësor dhe të profilit. U konsideruan dhera të ndotur mostrat përfaqësuese

përkatëse në të cilat përmbajtja e plumbit u gjet të jetë mbi vlerën maksimale të lejuar

të rekomanduar nga Komuniteti Evropian, KE.


79

Në tabelën 5.7 jepen të dhënët në lidhje me pikat me përmbajtje me te larte se vlera e

rekomanduar nga BE.

Tabela 5.7. Pikat e mostrimit më të ndotura të dherave

Numri Kodi ne SAA Pikat e mostrimit Pb (mg/kg) Mostrat e dherave












12 P19_T1 S_19 951 Dhe siperfaqesor I papunuar 0-5cm

13 P20_T1 S_20 1203 Dhe siperfaqesor I papunuar (2 m larg)






19 S33_T1 S_33 1503 Profil 0-50 cm, Uznove

20 S36_T1 S_36 662 Dhe I papapunuar

BE 300

Nga të dhënat e tabelës 5.7. grupuam mostrat e dherave sipërfaqësor sipas përmbajtës

së plumbit, konform klasifikimit të nivelit të ndotjes së Pb të përcaktuar nga WHO.

Në figurën 5.13. paraqitet grupimi i mostrave në varësitë përmbajtjes së Pb në

sipërfaqe sipas shkallës së ndotjes të përcaktuar nga WHO.

Ndërsa në figurën 5.14. paraqitet grupimi i mostrave të dherave sipërfaqësor në varësi

të përmbajtjs së Pb sipas shkallës së ndotjes të përcaktuar nga KE.

Figura. 5.13. Grupimi i mostrave sipas shkallës së ndotjes Pb në dherat sipërfaqësor ,

WHO.


80

Figura. 5.14. Grupimi i mostrave sipas shkallës së nd otjes të Pb në dherat

sipërfaqësor, KE

Vihet re që nga 34 mostra të dherave sipërfaqësor të grumbulluara vetëm 14 prej tyre

janë brenda kufirit maksimal të lejuar nga KE. Në grafik këto pika janë paraqitur në

shtyllën me ngjyrë jeshile.

Po nga tabela 5.7 selektuam pikat më të ndotura (<1000 mg/L) dhe i paraqitëm në

trajtë grafike në figurën 5.15.

Figura 5.15. Zonat më të ndotura të dherave sipërfaqësore .

Ndërsa në figurën 5.16. është paraqitur shpërndarja e Pb në varësi të largësisë nga

uzina. Largësia nga uzina është marrë në drejtime të ndryshme.

Vihet re që në distancë, me largimin nga uzina niveli i Pb bie. Edhe rreth fabrikës

gjithashtu ka pika më të ndotura dhe më pak të ndotura.

Evidentimi i zonave më të ndotura është paraqitur edhe në hartë në figurën 5.18.


81

Figura 5.16. Shpërndarja e Pb në varësi të largësisë nga uzina.

Figura 5.17. Paraqitja e pikave më të ndotura

5.5. VLERËSIMI I RREZIKUT POTENCIAL TË MJEDISIT

Kur kontaminimi i plumbit është detektuar në tokë në nivele të larta, janë të

pashmangshme probleme të shkaktuara në mjedis dhe në njerëz, nëse njerëzit janë të

ekspozuar në mënyrë të vazhdueshme ndaj plumbit, ose mjediseve me plumb, për një

periudhë të gjatë kohore. Në këto kushte lind nevoja e vlerësimit të rrezikut potencial


82

të këtij mjedisi të ndotur. Vlerësimi i rrezikut potencial për mjedisin vlerësohet

numerikisht duke përdorur koeficientin e rrezikut (Hazard Quotied), HQ sipas (US

EPA 2006). Ky koeficient është një raport i cili përdoret për vlerësimin e rrezikut dhe

efekteve të dëmshme që kanë ndodhur si rezultat i ndotjes në një vend të caktuar. Ky

koeficient, i quajtur, HQ është llogaritur sipas ekuacionit:

(5.1)

C% max. _vlera maksimale e përqendrimit të ndotjes së mjedisit në tokë, në një vend

të caktuar, për një element. (vlera aktuale e matur për një element të caktuar)

MCL_vlera maksimale e lejuar e një elementi të caktuar, vlerë e cila nuk

konsiderohet me efekte të dëmshme ndotje, pra, kufiri maksimal i lejueshëm për një

element të caktuar (norma e lejuar për një element të caktuar)

Pas llogaritjeve, zëvendësimit të vlerave përkatëse në ekuacion rezultati do ishte:

Në qoftë se HQ > 1.0 atëherë vendi ka papastërti, ndotje e cila shoqërohet me efekte

të dëmshme ekologjike dhe njerëzore.

Nëqoftë së HQ = 1.0 atëherë kjo zonë ka papastërti ndotje, por jo me efekte ndotjeje

në komponentët e mjedisit.

Në qoftë se HQ < 1.0 zona është e pastër dhe efektet e ndotjes janë të pamundura në

mjedis.

5.5.1. LLOGARITJA E POTENCIALIT TË RREZIKUT (HQ) TË ZONËS

Në tabelën 5.8. janë paraqitur të dhënat e llogaritura të potencialit të rrezikut që vjen

si rezultat i përmbajtjes së Pb në tokë mbi nivelin e rekomanduar nga KE. Për

llogaritje i jemi referuar nivelit maksimal të Pb të rekomanduar nga KE.

Tabela 5.8. Potenciali i rrezikut në mostrat e dherave sipërfaqësor

Materiali Stacionet e mostrimit HQ

Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_1 10,0








Dhe sipërfaqësor (2m larg) S_9 1,1


Dhe sipërfaqësor (2m larg) S_11 0,7


Dhe sipërfaqësor (5m larg ) S_13 0,6




Dhe sipërfaqësor I papunuar 0-5cm S_19 3,2

Dhe sipërfaqësor I papunuar (2 m larg) S_20 4,0

Dhe sipërfaqësor 0-5cm i punuar i mbjellë S_21 0,8

Dhë sipërfaqësor I punuar (2 m larg) S_22 0,8


Dhe sipërfaqësor i punuar i mbjellë S_24 0,4


83

Dhe sipërfaqësor I papunuar S_25 1,5



Dhe sipërfaqësor S_30 1,1

Dhe sipërfaqësor S_31 0,6 Dhe sipërfaqësor 0-5cm i punuar i mbjellë,

Uznovë S_34 0,5

Dhe sipërfaqësor I punuar (2 m larg) S_35 0,5

Dhe I papapunuar S_36 2,2 Dhe sipërfaqësor 0-5cm i punuar i mbjellë,

Uznovë S_37 0,6

Në figurën 5.8. jepet varësia e potencialit të rrezikut, (HQ) të llogaritur për mostrat e

dherave sipërfaqësor të grumbulluara për këtë punim.

Pas analizimit të mostrave përfaqësuese të dherave sipërfaqësor për përmbajtjen e

fraksionit e Pb, shumë prej tyre rezultuan me përmbajtje të lartë të plumbit. Kështu që

llogaritëm koeficientin e rrezikut për çdo mostër përfaqësuese të dherave

sipërfaqësor. Vihet re që potenciali i rrezikut i llogaritur për mostrat e dherave

sipërfaqësor merr vlerat 0,4-80.

Në grafikun 5.18. është paraqitur varësia e potencialit të rrezikut në pikat që kanë

nivel më të lartë të përmbajtjes së plumbit, pika të cilatdherat sipërfaqësor

konsiderohen të ndotura. Duke ditur që nëse ky koeficient është me i lartë se 1,

atëherë vendi ka papastërti dhe kjo ndotje shoqërohet me efekte negative ekologjike

dhe njerëzore.

Figura 5.18. Potenciali i rrezikut për të gjithë mostrat e dherave sipërfaqësor

5.6. BIMËSIA

Përveç mostrave të dherave ne kemi analizuar dhe mostrat e bimësisë tëgrumbulluara

në shumicën e pikave të mostrimit të zgjedhur për grumbullimin e mostrave të

dherave. Në tabelën 4.2. janë dhënë rezultatet e marra nga analizimi i Pb në të gjithë

mostrat përfaqësuese të bimësisë të cilat janë analizuar për përmbajtjen e plumbit. Më

poshtë do të paraqesim varësinë e përmbajtjes së Pb në bimësi sipas mostrimeve të

kryera për grumbullimin e mostrave, përkatësisht sipas mostrimit I-rë

, II-të

dhe III-të

.


84

Mostrimi I, bimësia brenda territorit të fabrikës.

Mostrimi II, bimësia nga uzina në drejtim të Beratit.

Mostrimi III, bimësia rreth uzinës, jashtë murit rrethues.

Në figurat 5.19. – 5.20. – 5.21. paraqitet përkatësisht vlera e plumbit në cdo mostrim

të bimësisë.

Grafiku 5.19. Përmbajtja e Pb në bimësi. Mostrimi I (Brenda uzinës)

Grafiku 5.20. Përmbajtja e Pb në bimësi . Mostrimi II (Uzinë-Berat)


85

Figura 5.21. Përmbajtja e Pb në bimësi . Mostrimi III

Nga analizimi mostrave të bimësisë vihet re që niveli i Pb është prezent dhe rezulton

mbi vlerat maksimale të lejuara, të rekomanduara nga direktiva No. 1881/2006,

Brussels, për Pb në bimë.

5.7. BIOAKUMULIMI

Në rastin e tokave të ndotura, jo të ekuilibruara ku sasia e një elementi është në

përqendrim të lartë ai thithet në sasi më të madhe nga disa lloje bimësh që janë më

toleruese ndaj përqendrimit të lartë të tij ose mbajtjes së lokalizuar në sistemin

rrënjor. Lidhja ndërmjet përqendrimit të një elementi në mjedis dhe atij që gjendet në

bimë shprehet nëpërmjet dy treguesve:

Koeficienti i bioakumulimit që është raporti i përqendrimit të elementit në

bimë ndaj atij që është në mjedisin e tokës ku është rritur

Treguesi i sasisë, mundësisë bioakumuluese që është krahasimi i llojeve të

ndryshme bimësh në toka normale dhe të ndotura.

Shumëllojshmëria e përbërjes kimike të tokave nga njëra anë dhe kërkesat e bimëve

nga ana tjetër janë një nga mekanizmat e shpërndarjes dhe lokalizimit të florës dhe

bimëve të kultivuara.

Bioaccumulimi është rritja e përqendrimit të një elementi kimik në një organizëm

biologjik me kalimin e kohës, në krahasim me përqendrim e tij në mjedis. Koeficienti

i Bioakumulimit tokë-bimë jepet si raport i përmbajtjes së elementit në bimë ndaj

përmbajtjes së tij në tokë.

5.7.1. LLOGARITJA E FAKTORIT TË BIOAKUMULIMIT (BAF)

Kemi theksuar më lart që grumbullimi i mostrave të bimësisë është realizuar pothuaj

në të njëjtat pika të zgjedhura për mostrimin e dherave. Meqë pikat e mostrimit të

bimësisë kanë përfaqësuar bimësinë e rritur dhe të kultivuar në mostrat e dherave

sipërfaqësor të zgjedhur për analizimin e Pb, kemi llogaritur faktorin e bioakaumulit,

(FBA) tokë-bimë. Për sa i përket mostrave që përfshihen në familjen gramore kemi

analizuar pjesë mbitokësore, ajrore të bimës, ndërsa për sa i përket drurëve dhe


86

shkurreve, bimëve të larta, kemi përcaktuar nivelin e përmbajtjes së Pb në gjethe apo

hala.

Në tabelën 5.9. jepet faktori i bioakumilimt të llogaritur BFA, që shpreh aftësinë

bioakumluese të Pb në mostrat e bimësisë të marrë në analizim. Ky faktor është

llogaritur vetëm për dherat sipërfaqësor për dy arsye:

• E para për shumicën e bimëve rrënjët janë jo shumë të thella.

• E dyta nga analizimi i mostrave niveli më i lartë i përmbajtjës së Pb është

gjetur në mostrat përfaqësuese të dherave sipërfaqësor.

Tabela 5.9. Faktori i Bio-Akumulimit (FBA) të bimëve

Mostrat e bimesise BFA Mostrat e bimesise BFA

Cynadon dactiyon 0,001 Pinus pinea (hala te thata) 0,003

Cynadon dactiyon 0,001 Pinus pinea (hala te njoma) 0,004




Cynadon dactiyon 0,006 Euphorbia (sp) (gjethe) 0,001

Cynadon dactiyon 2m larg 0,005 Euphorbia (sp) (gjethe) 0,003




Cynadon dactiyon 0,010 Calamagrostis (sp), (I thate) 0,012

Cynadon dactiyon 0,010 Calamagrostis (sp) 5m larg 0,005

Verbascum (sp) 0,001 Calamagrostis (sp) 15m larg 0,005

Verbascum (sp) 0,005 Ficus carica (gjethe) 0,004

Verbascum (sp) (i thate) 0,000 Ficus carica (gjethe) 0,003

Verbascum (sp) 0,004 Ficus carica (gjethe) 0,001

Verbascum (sp) 0,003 Myrtus communis (gjethe) 0,002

Verbascum (sp) (te thata) 0,000 Myrtus communis (gjethe) 0,002

Triticum aestivum (bime 10-15cm) 0,001 Diospiros (sp) (gjethe) 0,001

Triticum aestivum (bime 10-15cm) 0,001 Ulmus canpestris (gjethe) 0,001

Triticum aestivum (bime10-15cm) 0,001 Medicago sativa (4-8 cm) 0,010

Triticum aestivum (bime 10-15cm) 0,001 Platanus orientalis (te thata) 0,004

Pinus pinea (hala te njoma) 0,000 Setaria (sp) (te thata) 0,007

Pinus pinea (hala te njoma) 0,003

Të dhënat e tabelës i kemi paraqitur në mënyrë grafike në figurat 5.22. dhe 5.23. të

cilat shprehin varësine e FBA nga llojii bimësisë.


87

Grafiku 5.22. Faktori i bioakumulimit të bimësisë

Figura 5.23. Faktori i bioakumulimit të bimësisë

5.8. MATJA E MOSTRAVE PËRFAQËSUESE UJORE

Gjatë mostrimit përveç mostrave të dherave dhe bimësisë janë zgjedhur 8 pika

mostrimi dhe kemi grumbulluar në dy sezone 16 mostra ujore, ujë sipërfaqësor të

rrjedhave në afërsi të fabrikës para dhe pas kalimit në territorin e brendshëm të

uzinës, ujë pusi dhe ujë rrjeti. Rezultatet e matjeve për përmbajtjen e Pb në këto

mostra gjatë dy mostrimeve paraqiten përkatësisht në tabelat 5.3. dhe 5.4 ndërsa

grafikisht paraqiten në figurën 5.24.


88

Grafiku 5.24. Përmbajtja e Pb në ujë, mostrimi I dhe II .

Nga krahasimi i përmbajtjes së Pb gjatë dy mostrimeve vihet re që niveli i Pb është

më i lartë në rrjedhat sipërfaqësore pas daljes nga territori i fabrikës gjatë mostrimit të

dytë. Ndërsa në pikat e tjera përmbajtja e Pb është nën vlerat e rekomanduara nga

EPA dhe WHO.

Në figurat 5.25. dhe 5.26. paraqiten të ndara krahasimet permabjtjes së plumbit gjatë

dy mostrimeve përkatesisht për mostrat përfaqësuese të ujërave sipërfaqësor dhe ujit

të pijshëm.

Grafiku 5.25. Përmbajtja e Pb në ujin sipërfaqësor mostrimi I & II


89

Figura 5. 26 . Krahasimi i përmbajtjes së Pb në ujin e pijshëm (Mostrimi I & II)

5.9. DISKUTIMI I REZULTATEVE

5.9.1. Zona brenda Uzinës (2007)

Duke parë vlerat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese të dherave

sipërfaqësor brenda uzinës (në një zonë afërsisht 500 m2 në teren jo në ambientet e

brendshme të ndërtesës), rezulton se përmbajtja e Pb është e lartë. Niveli i plumbit

brenda territorit të uzinës varion 1135-5663 mg/kg dhe koeficienti i rrezikut i

llogaritur është 3,8-18,9.

Ndërsa nga analizimi i mostrave përfaqësuese të dherave të profilit, brenda uzinës

vërehet tendenca e rënies së përqendrimit të Pb nga sipërfaqja në thellësi.

Në pikën S_1 vlera e plumbit në mostrën e marrë në sipërfaqe është e krahasueshme

me mostrën e marrë në këtë pikë në thellësi 15 cm. Në këtë pikë niveli i plumbit në

thellësinë 0-15 cm është pothuaj i njëjtë. Në pikën S_2 përmbajtja e Pb nga sipërfaqja

deri në thellësinë 30 cm bie afërsisht 16%. Nga analizimi i mostrave të dherave të

marra në pikën S_4 e cila është një skarpat e zhveshur vihet re një rënie

eksponenciale e përmbajtjes së Pb nga sipërfaqja në thellësinë 80 cme cila mund të

jetë favorizuar nga fenomene atmosferike. Nga analizimi i grupit të parë të mostrave

përfaqësuese brenda uzinës mund të themi që:

• Ndotja me Pb është prezent dhe shkalla e rrezikut të veprimit të kësaj ndotje

në mjedisin brenda murit rrethues të fabrikës është e lartë.

• Përmbajtja e Pb nëvarësi të profilit të tokës ka rënie të lehtë por niveli i Pb

prapë mbetet i lartë.

Nga analizimi i mostrave përfaqësuese të bimësisë brenda uzinës niveli i Pb u gjet në

nivelet 1,5-3,8 mg/kg. Mendohet se niveli i lartë i përmbajtjes së Pb në mostrat

përfaqësuese gjatë këtij mostrimi është jo vetëm kontribut i përmbajtjes së Pb në tokë

por edhe në ajër. Gjatë kësaj periudhe aktiviteti i fabrikës ka qenë i pjesshëm.

5.9.2. Zona e dytë e studimit Uzinë_Berat (2009).

Nga analizimi i mostrave të dherave përfaqësuese të grumbulluara gjatë mostrimit II,

nga uzina në drejtim të beratit, vihet re që niveli i përmbajtjes së Pb është relativisht i

ulët krahasuar me mostrimin I. Pika më e ndotura gjatë këtij kampionimi është S_6 ku

Pb u gjet afërsisht 3 herë me i lartë se normat e BE, pikë e zgjedhur nën murin

rrethues të fabrikës, përkatësisht neë pjesën juglindore.


90

Mostrat e S_8 dhe S_9; S_10 dhe S_11; S_12 dhe S_13 janë mostra paralele të marra

në një distancë 2-15 m nga njëra tjetra në pikat përkatëse. Vetëm në pikën S_9 niveli i

Pb rezulton se është 9,6 % më lartë se norma e përcaktuar nga BE. Vlerat e marra nga

përcaktimi i përqendrimit të Pb ndryshojnë me rreth 30% nga njëra tjetra. Në pikën

S_5 niveli i Pb nga sipërfaqja deri në thellësinë 30 cm është i krahasueshëm. Në piken

S_6 niveli i Pb bie nga sipërfaqja në thellësinë 30 cm afërsisht 60 %. Në piken S_7

niveli i Pb nga sipërfaqja në thellësi bie afërsisht 40 %. Nga analizimi i grupit të dytë

të mostrave mund të themi që:

• Niveli i përmbajtjes së Pb në dherat sipërfaqësor është relativisht i

krahasueshëm me normat e rekomanduara nga BE.

• Nga vlerat e marra për Pb në mostrat paralele të dherave vihet re një

përputhshmëri e rezultateve.

• Përsa u përket mostrave të profilit vihet re po i njëjti fenomen, përmbajtja e

plumbit ka një rënie ulje graduale deri në thellësi 30 cm. Kjo mund të jete

favorizuar nga punimi i vazhdueshëm i tokave gjate kësaj periudhe.

Nga analizimi i mostrave të grumbulluara gjatë mostrimit të dytë niveli i Pb varion

në nivelet 0,7-2,4 mg/kg. Pb është prezent në mostrat përfaqësuese të bimësie dhe

paraqitet në nivele të larta.

5.9.3. Zona rreth uzinës (2012).

Zona rreth uzinës përfshin mostrimin e realizuar në zonën jashtë murit rrethues dhe

në afërsi të zonave të banuara. Pikat S_14 dhe S_28 janë pikat më përmbajtje më të

larte Pb nga të gjithë mostrat e dherave përfaqësuese të analizuara gjatë këtij studimi.

Kjo zonë përfshin rreth 200-300 m2 në pjesën veriore të fabrikës.

Pikat S_16, S_17 dhe S_18 janë grumbulluar në kodrën që shtrihet në pjesën veri

perendimore ku kryesisht është dhe drejtimi i erërave të zonës. Niveli i plumbit është

relativisht i ulët dhe i karahasueshëm me vlerën e rekomanduar nga BE për

përmbjtjen e Pb në dhera.

Pikat S_19, S_20, S_21, S_22, S_23 dhe S_24 përfaqësojnë dherat sipërfaqësor

brenda një parcele (rreth 3000 m2), ku S_19 dhe S_20 janë mostra paralele ndërmjet

tyre dhe përfaqësojnë dhera të papunuar, bankinë të rrugës. S_21 dhe S_22

përfaqësojnë dhera të punuar dhe të mbjelle me grurë, ndërsa S_23 dhe S_24

përfaqësojnë dhera të punuar dhe të mbjelle me jonxhë. Vihet re që vlerat e

përmbajtjes së Pb në dherat që janë përdorur për mbjellje është pothuajse 4-5 herë më

e ulët krahasuar me nivelin e Pb të gjetur në mostrën përfaqësuese të bankinës së

rrugës. Gjithashtu vihet re një përputhshmëri e mirë e rezultateve ndërmjet mostrave

paralele.

Pikat S_25, S_26 dhe S_27 përfaqësojnë dhera të papunuar jashtë murit të fabrikës

afër lumit të Zagorës përmbajtja e Pb në tëcilat u gjet 1,2 -2,5 herë më shumë se

norma e lejuar.

Pika S_28 është marrë në një profil erozioni, vihet re që permbajtja e Pb në thellësi

është e ulët si rezultat i fenomeneve atmosferike

Pikat S_30, S_31, S_34, S_35, dhe S_37 përfaqësojnë dhera të punuar në afërsi të

zonave të banuara, në pjesën jug lindore të fabrikës në një distanc nga 0,5-1km. Janë

toka të punuar deri në thellësi 25-30 cm dhe nuk ka ndryshime të mëdha në thellësi.

Ndërsa pika S_33 është zonë e ndotur dhe me përmbajtje të Pb edhe në thellësi.

S_32, S34, S35 përfaqësojnë toka tëpunuara deri në thellësi 25-30 cm prandaj

mendojmë që dhe ndryshimi është i vogël.Gjithashtu në piken S_36 përmbajtja e Pb u

gjet 4,2 herë më lartë krahasuar me pikat S_34 dhe S_35 që përfaqësojnë dhera të

punuar.


91

Në pikën S_14 u morën mostra deri në një thellësi 120 cm. Vihet re që në thellësi

niveli i Pb është afërsisht 3 herë më i lartë se në sipërfaqe. Potencial i rrezikut në këtë

zonë është rreth 80 herë më i lartë. Në pikën S_33 u morën mostra deri në 2 m

thellësi, por këta pika përfaqësojnë dhera të hedhur dhe mbeturina të fabrikës.

Nga analizimi i këtij grup mostrash mund të themi që :

• Niveli i Pb në dherat sipërfaqësor ku janë hedhur mbeturina të fabrikës është

shumë i lartë.

• Ndërsa përsa i përket përmbajtjes së Pb në profil në këto pika niveli me

thellësinë rritet për arsye se dherat janë përzier me mbeturinat të ngurta të

fabrikës.

Nga analizimi i mostrave gjatë mostrimit të III niveli i Pb varion nga 0,5-4,5 mg/kg.

Edhe nga analizimi i këtij grup mostrash niveli i Pb rezulton në nivele të larta dhe

shqetësuese, duke pas parasysh që përveç territorit brenda Uzinës pjesa tjetër

shfrytëzohet për konsum direkt apo indirekt veçanërisht nga popullsia e zonës.

5.9.4. Ujërat

Mostrat e ujërave u grumbulluan në dy sezone mars dhe tetor. Mostrat ujore

përfaqësojnë ujërat sipërfaqësor, nëntokësor dhe ujin e rrjetit, me të cilin furnizohet

popullata.

Mostrat e ujërave të analizuar kanë përmbajtje plumbi, vlerat e të cilave janë nën

nivelet e rekomanduara por shumë afër tyre. Kjo tregon që i gjithë aktiviteti i uzinës

ka ndikuar në pasurimin e ujit me plumb. Kjo duket qartë në krahasimin e vlerave të

mostrave S_35 dhe S_27 të cilat përfaqësojnë ujin e përroit të Zagorës në afërsi të

uzinës dhe që tregojnë prirjet e dukshme të permbajtjes të Pb gjatë stinës me rreshje.

Gjithashtu edhe uji i pusit mund të jetë i ndikuar nga rreshjet.

5.10. PËRFUNDIME DHE REKOMANDIME

U analizuan gjithsej 53 mostra dherash, ku 34 mostra përfaqësojnë dherat

sipërfaqësor ndërsa 19 mostra përfaqësojnë dherat në profil. Gjithashtu u analizuan

dhe 47 mostra bimësie dhe 16 mostra ujore. Nga mostra përfaqësuese të zgjedhura në

zonën e studimit dhe të analizuara për përmbajtjen e fraksionit të plumbit rezulton se

kjo zonë është relativisht e ndotur. Stacionet e mostrimit më të ndotura janë:

Zona jashtë murit të fabrikës, territor në të cilin janë hedhur mbetje industriale

të ngurta, si dhe copa baterish nga fabrika. Nga rezultatet shihet qartë që është

dhe pika më e ndotur nga mostrat e analizuara, si në sipërfaqe ashtu dhe në

profil. Potenciali i rrezikut është tepër i lartë 80,7-176,6 herë më shumë se

vlera maksimale e rekomanduar. Edhe bimësia paraqitet e ndotur.

Territori brenda fabrikës. Kjo zonë është e ndotur si në dhera dhe bimësi.

Niveli i përmbajtjes së fraksionit të plumbit në mostrat përfaqësuese të marra

rezulton i lartë, në sipërfaqe dhe profil. Koeficienti i rrezikut varion: 3,8-18,9.

Vihet re gjithashtu se niveli i përmbajtjes së plumbit në profil ka një rënie të

lehtë, por niveli indotjes është i lartë. Theksojmë se aktualisht brenda murit të

fabrikës ndodhen një grumbull i madh mbetjesh të ngurta në hapësirë, ku ka

dhe pjesë të mbetura baterish, pa asnjë lloj kontrolli. Mendohet se kontribut i

Pb në mostrat e grumbulluara gjatë mostrimit I në dhera dhe bimësi ka qenë


92

rezultat edhe i punës së fabrikës, nga shkarkimet e pakontrolluara si në

atmosferë, ashtu dhe në sipërfaqet afër ndërtesës së uzinës.

Territori i tretë me koeficient të lartë rreziku rezulton zona e cila shtrihet në

pjesën veriore të fshatit Uznovë dhe në jug-perëndim të fabrikës, mbi lumin e

Zagorës. Niveli i përmbajtjes së plumbit është: 662-1503 mg/kg, ndërsa

rreziku potencial është në vlerat 2,2-5 herë më i lartë.

Dherat që janë shfrytëzuar për mbjellje në vite me radhë, janë relativisht më

pak të ndotur. Nga analizimi i mostrave të ndryshme brenda të njëjtës parcele,

në pjesën veriore jashtë murit të uzinës, të cilat përfaqësojnë përkatësisht tokë

të punuara dhe të mbjellë përmbajtja mesatare e Pb u gjet në kufijtë 232-

185mg/kg. Niveli i Pb në mostrat e dherave të punuar dhe të mbjellë është më

i ulët se në dherat e papunuar nga faktorët:

a. kushtet atmosferike

b. punimi i vazhdueshëm i tokës në thellësi afërsisht 25-30 cm

c. plehërimi kimik dhe organik i tokës.

Gjithashtu dhe në zonën e banuar të Uznovës niveli i Pb është më i ulët në

dherat e punuara krahasuar me dherat e pa punuara. Në përgjithësi tokat e

mbjella kanë nivele më të ulëta të përmbajtjes së plumbit.

Në mostrat përfaqësuese të dherave nga Uzina në drejtim të Beratit përsëri

niveli është më i ulët. Trendi i përmbajtjes së plumbit në profil është në ulje

krahasuar me përmbajtjen e plumbit në sipërfaqe.

Në mostrat përfaqësuese të bimësisë niveli i përmbajtjes së Pb është i lartë.

Mendojmë se prania e Pb në bimë është kontributi jo vetëm i Pb në tokë por

edhe i shkarkimeve të gazta në ambientin përreth, që vinin nga puna e fabrikës

gjatë kësaj periudhe. Vlerat e gjetura për Pb në bimësi, shpeshherë janë mbi

normat maksimale të lejuara të rekomanduar nga KE. Mendojmë që rreziku

është i lartë si rezultat i konsumit të kësaj bimësie si nga njerëzit ashtu dhe

nga kafshët.

Plumbi është prezent dhe në ujërat e analizuar. Aktiviteti i fabrikës ka

pasuruar edhe ujërat me Pb. Kushtet atmosferike ndikojnë edhe në rritjen e

nivelit të Pb në ujërat sipërfaqësor dhe nëntokësor të zonës.

Nga analizimi i mostrave përfaqësuese mjedisore tokë, bimësi dhe ujë për qëllimin e

këtij studimi u gjet prezenca e plumbit shpeshherë mbi normat e rekomanduara nga

KE dhe Organizatat Ndërkombëtare Mjedisore në mjediset përkatëse.

Burim i kësaj ndotje janë pikërisht mbetjet e ngurta industriale të prodhuara në vite,

nga proceset teknologjike që kanë shoqëruar aktivitetin e uzinës.

Kur plumbi një element toksik dhe pa asnjë rol biologjik, gjendet mbi standardet e

lejuara ai ndikon negativisht jo vetëm në mjedis por edhe në njerëz.

Mendojmë se duhet të ndërmerren studime dhe të shfrytëzohen literaturat botërore për

pastrimin dhe rehabilitimin e tokës nga ndotjet e plumbit në këtë të zonë.

Është një zonë e banuar ku komuniteti shfrytëzon prodhimet bujqësore dhe blegtorale

të rritura dhe kultivuara në këto mjedise.


93

LITERATURA

Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ASDR). Chemical and Physical

Information. Page 277.

Ademoroti, C.M.A. (1996). Environmental Chemistry and toxicology. March prints and

Consultancy. Foludex Press Ltd. Ibadan. Page 177-195.

Aigbedion LN (2005). Environmental Pollution in the Niger Delta, Nigeria. Inter Disciplinary

J. Enugu Niger., 3 (4). Page 205-210.

A. Montaser, D.W. Golightly, Inductively Coupled Plasmas in Analytical Atomic

Spectrometry, second ed., VCH, NeW York, 1992.

Anonymous. http://WWW.ilzsg.org/static/enduses.aspx?from=1. International Lead and Zinc

Study Group (ILZSG).

Anonymous, EPA drinking Water standard. http://Water.epa.gov/drink/contaminants/index.

cfm#Inorganic.

Anonymous (1993) WHO,s drinking Water standard 1993.

http://WWW.lenntech.com/applications/drinking/standards/Who-s-drinking-Water-

standards.htm.

Anonymous, (1998) EU's drinking Water standards. Council Directive 98/83/EC on the

quality of Water indented for human consumption. Adopted by the Council, on 3

November 1998.

Anaonymes "TETRA-ETHYL LEAD AS AN ADDITION TO PETROL"British Medical

Journal 1 (3504): 366.1928-03-03.doi:10.1136/bmj.1.3504.366..

AOAC, 1990. AOAC official methods of analysis. 15th ed. Association of Official Analytical

Chemists, Arlington, Virginia. Page 84–85

AOAC (1990). Official Method of Analysis. Association of Official Analytical Chemists,

Arlington, USA.

Begum A, Ramaiah M, Harikrishna, Khan I, Veena K (2009). Analysis of Heavy Metals

Concentration in Soil and Litchens from Various Localities of Hosur Road,

Bangalore, India. E-J. Chem., 6(1): 13-22.

Bard, A.J.; Faulkner, L.R. Eds.; Electrochemical Methods. Fundamentals and Applications,

2nd ed., John Wiley &Sons Inc., NeW York 2001.

Bencko, V., Geist, T., Arbetova, D., Dharmadikari, D.M. And Svandova, E. (1986)

Biological Monitoring of Environmental Pollution and Human Exposure to

Some Trace Elements. Journal of Hygiene, Epidemiology, Microbiology &

Immunology. 30, I-10.

Bergmann W. 1992.. Gustav Fischer Verlag, Jena, Stuttgart, NeW York Nutritional disorders

of plants, 386 pp.

Berglund, S.; Davis, R.D.; L’hermite, P. Utilization of seWage sludge on land: rates of

application and long-term effects of metals. Dordrecht: D. Reidel Publishing, 1984.

216p.

http://www.ilzsg.org/static/enduses.aspx?from=1

http://water.epa.gov/drink/contaminants/index.%20cfm#Inorganic

http://water.epa.gov/drink/contaminants/index.%20cfm#Inorganic

http://www.lenntech.com/applications/drinking/standards/who-s-drinking-water-%20%20standards.htm

http://www.lenntech.com/applications/drinking/standards/who-s-drinking-water-%20%20standards.htm


94

Bernhard Weltz & Michael Sperling. Atomic absorption spectrometry, third, completely

revised edition.

Bin, C., Xiaoru, W. and Lee, F.S.C. 2001. Pyrolysis coupled With atomic absorption

spectrometry for determination of mercury in Chinese medicinal materials. Analytica

Chimica Acta. 447 (1-2): 161-169.

B. Wilson, A. BraithWaite and F.B. Pyatt, An evaluation of procedures for the digestion of

soils and vegetation from areas With metalliferous pollution, Toxicological &

Environmental Chemistry, 87(3) (2005), 335-344.

CAC/RCP 56–2004.Code of practice for the prevention and reduction of lead contamination

in foods. 2004: 1 – 5.

Carpenter SR, Caraco NF, Correll DL, HoWarth RW, Sharpely AN, Smith VH, (1998)

Nonpoint Pollution of surface Waters With phosphorus and nitrogen, Ecological

Applications. 8, 559-568.

Censi P, Spoto SE, Saiano F, Sprovieri M, Mazzola S, Nardone G, Di Geronimo SI,

Punturo R, Ottonello D, (2006) Heavy metals in coastal Water system. Chemosphere

64: page1167-1176.

Clark, W.C. and R.E. Munn (eds): "Sustainable Development of the Biosphere". Cambridge

University Press, Cambridge, 1986.

Connell, D.W., G.J. Miller. (1984): Chemistry and Ecotoxicology of Pollution. John

Wiley & Sons, NeW York pp. 444

Considine, D.M. Chemical and Process Technology Encyclopedia. NeW York, NeWYork:

McGraW-Hill Book Company, 1974. p. 681.)

Demayo, A., M.C. Taylor, K.W. Taylor, and P.V. Hodson. 1982. Toxic effects of lead and

lead compounds on human health, aquatic life, Wildlife plants, and livestock. Critical

RevieWs in Environmental Control, 12:257-305.

D.E. Guveni and G. Akinci, Comparison of acid digestion techniques to determine heavy

metals in sediment and soil samples, Gazi University, Journal of Science, 24(1)

(2011), 29-34.

EEC, Economic European Communities. (2006). Setting maximum levels for certain

contaminants in foodstuffs. Official Journal European Communities, L 364/5-L

364/24, Directive No. 1881/2006, Brussels.

EEC, Economic European Communities. (2006). The Council Directive 86/278/EEC on

protection of the environment.

Elliot, H. A., Liberali, M.R. and Huang C.P. (1986): Competitive adsorption of heavy

metals by soils. – J. Environ. Qual. 15; 214-219.

Ernst WHO (1996). Bioavailability of Heavy Metals and Decontamination of Soils by Plants.

Applied Geochemistry11: 163–167.

Evans R. D., Rigler FH. Long distance transport of anthropogenic lead as measured by lake

sediments. Water and Soil Pollut 1985; 24: 141 – 151.


95

Fergusson JE (1990). The Heavy Elements; Chemistry of Environmental Impact and Health

Effects. Pergamon Press, England, pp. 20-35.

Gazso LG (2001). The Key Microbial Processes in the Removal of Toxic Metals and

Radionuclides from the Environment. A revieW. Cent. Eur. J. Occup. Environ. Med.,

7(3): Page 178–185.

Greninger, D., V. Kollonitsch, and C.H. Kline (Charles H. Kline & Co., Inc.). Lead

Chemicals. NeW York, NeW York: International Lead Zinc Research Organization,

Inc. (ILZRO), 1975.

HalliWell, B. & Gutteridge, J.M.C. (1999). Free Radicals in Biology and Medicine. Oxford

university press, Oxford.

I.R. Willett and B.A. Zarcinas, Nitric acid dissolution and multi-element analysis of soils and

sediments by inductively coupled plasma spectrometry, Communications in Soil

Science and Plant Analysis, 17(2) (1986), 183-193.

J. Hlavay, T. Prohaska, M. Weisz, W.W. Wenzel and G.J. Stingeder, Determination of trace

elements bound to soils and sediment fraction, Pure Appl.Chem., 76(2) (2004), 415-

442, (IUPAC Technical Report).

J. Száková, D. Miholová, P. Tlustoš, I. Šestáková and Z. Frková, Effect of soil properties and

sample preparation on extractable and soluble Pb and Cd fractions in soils,

Agricultural Sciences, 1(3) (2010), 119-130.

Kabata-Pendias, A. 2001. Trace Elements in Soils and Plants, 3rd ed. CRC Press LLC, Boca

Raton.

Kirk-Othmer Encyclopedia of Chemical Technology. 3rd ed. Volume 14. NeW York, NeW

York: John Wiley and Sons, Inc., 1978. pp. 98-101.

Kormondy, E.J.,: "Concepts of Ecology." Prentice-Hall Biological Science Series, Prentice-

Hall,Inc., EngleWood Cliffs, NJ, 1969.

Lacatusu R (1998). Appraising Levels of Soil Contamination and Pollution With Heavy

metals. In: Land Information System for Planning the Sustainable Use of Land

Resources. Heinike HJ, Eckelman W, Thomasson AJ, Jones RJA, Montanarella L,

Buckley B (Eds). Eur. Communities, Luxembourg, pp. 393-402.

Lide D 1992. CRC Handbook of Chemistry and Physics. 73rdEdition. Boca Raton, FL:

CRC Press.

Lourdes Schnaas, Stephen J. Rothenberg, María-Fernanda Flores, Sandra Martínez, Carmen

Hernández, Erica Osorio,1 and Estela Perroni (2004)."Blood Lead Secular Trend in a

Cohort of Children in Mexico City (1987–2002)".

Otitoloju AA, (2002) Evaluation of the joint action toxicity of binary mixtures of heavy

metals against the mangrove periWinkle Tympanotonus fuscatus var radula (L.).

Ecotoxicology and Environment Safety, 53 pg 404-415.

OnWeremadu, E.U, Duruigbo, C.I. (2007). Assessment of Cd concentration of crude oil

pollution arable soils. Int. J. Environ. Sci. Tech., 4 (3), 409-412


96

May, T.W., and G.L. McKinney. 1981. Cadmium, lead, mercury, arsenic, and selenium

concentrations in freshWater fish, 1976-77 - National Pesticide Monitoring Program.

Pestic. Monitor. J. 15:14-38.

Mantovi, P., Bonazzi, G., Maestri, E., & Marmiroli, N. (2003). Accumulation of copper and

zinc from liquid manure in agricultural soils and crop plants. Plant and Soil. Pg. 249–

257.

Marques, A. F., Queralt, I., Carvalho, M. L., & Bordalo, M. (2003). Total reflection Xray

fluorescence and energy-dispersive X-ray fluorescence analysis of runoff Water and

vegetation from abandoned mining of Pb–Zn ores. Spectrochimica Acta Part B. Pg.

2191–2198.

Marmiroli, N. (2003). Accumulation of copper and zinc from liquid manure in agricultural

soils and crop plants. Plant and Soil, Pg, 249–257.

May, T.W., and G.L. McKinney. 1981. Cadmium, lead, mercury, arsenic, and selenium

concentrations in freshWater fish, 1976-77 - National Pesticide Monitoring Program.

Pestic. Monitor. J. 15:14-38.

McBride MB 1994. Environmental chemistry of soils. Oxford University Press (ed.). NeW

York, USA. 406 p.

McLaughlin, M. J., Parker, D. R. and Clarke, J. M.: 1999, ‘Metals and micronutrients – food

safety issues’, Field Crops Res. 60, 143–163.

Mengel K. & Kirkby E. 1987. International Potash Institute Bern, SWitzerland. Principles of

plant nutrition, 687 pp.

National Research Council. 2004. Valuing ecosystem services: ToWard better environmental

decision making. National Academic Press, Washington, DC.

Needleman, H.L., Schell, A., Bellinger, D., Leviton, A., and Allred, E.N. 1990. The long-

term effects of exposure to low doses of lead in childhood. An 11-year folloW-up

report. N Engl J Med 322, 83–88

Nriagu, J.O. (ed.). 1978a. The biogeochemistry of lead in the environment. Part A. Ecological

cycles. Elsevier/North Holland Biomedical Press, Amsterdam. 422 pp.

Nriagu, J.O. (ed.). 1978b. The biogeochemistry of lead in the environment. Part B. Biological

effects. Elsevier/North Holland Biomedical Press, Amsterdam. 397 pp.

Otitoloju AA, (2002) Evaluation of the joint action toxicity of binary mixtures of heavy

metals against the mangrove periWinkle Tympanotonus fuscatus var radula (L.).

Ecotoxicology and Environment Safety, 53 pg 404-415.

Paulina Pino, Tomás Walter; Manuel J. Oyarzún A3, MattheW J. Burden; Betsy Lozoff

(2004). "Rapid Drop in Infant Blood Lead Levels during the Transition to Unleaded

Gasoline Use in Santiago, Chile". Archives of Environmental Health: an

International Journal 59 (4): 182–187.doi:10.3200/AEOH.59.4.182-187.

(Perkin-Elmer Corp. 1991-1999). Perkin-Elmer Corp.: 1964-2000, Analytical Methods for

Atomic Absorption Spectrophotometry.

http://en.wikipedia.org/w/index.php?title=Archives_of_Environmental_Health:_an_International_Journal&action=edit&redlink=1

http://en.wikipedia.org/w/index.php?title=Archives_of_Environmental_Health:_an_International_Journal&action=edit&redlink=1

http://en.wikipedia.org/wiki/Digital_object_identifier

http://dx.doi.org/10.3200%2FAEOH.59.4.182-187


97

(Perkin-Elmer Corp. 1991-1999). Perkin-Elmer Corp., (1991) Recommended conditions for

THGA furnaces.

Prance, G.T., 1991. Building a Rainforest: The Biosphere 2 Project. LongWood Grad.

Program Semin. 20, 35–40

Turkdogan, M.K.; Kilicel, F.; Kara, K.; Tuncer, I.; Uygan, I. Heavy metals in soil, vegetables

and fruits in the endemic upper gastrointestinal cancer region of Turkey.

Environmental Toxicology and Pharmacology, v.13, p.175-179, 2003.

Scarborough, R., 1994 Soil. In: T. Burgess and L. Ratener (Eds.), The Biosphere 2 rainforest:

A net assessment, a report for Space Biospheres Ventures, Inc., Oracle, AZ, pp. 50–

112.

Singh, RP. Tripathi, RD. Sinha, S.K. MaheshWari, R.and. Srivastava, H.S. 1997.Response of

higher plants to lead contaminated environment. Chemosphere.34:2467-2493.

Sobolev D, Begonia MFT (2008). Effects of Heavy Metal Contamination upon Soil

Microbes: Lead-induced Changes in General and Denitrifying Microbial

Communities as Evidenced by Molecular Markers. Int. J. Environ. Res. Public

Health, 5(5): 451

Zayed A, Lytle CM, Qian JH, Terry N (1998). Chromium Accumulation, Translocation and

ChemicalSpeciation in Vegetable Crops. Planta, 206: 293-299.

ZakrzeWski SF (2002). Environmental Toxicology. 3Rd Edition. OxfordUniversity Press.

USA, pp.5-45.

Z. Yanqun, L. Yuan, C. Jianjun, C. Haiyan, Q. Li, and C. Schvartz, “Hyperaccumulation of

Pb, Zn and Cd in herbaceous groWn on lead-zinc mining area in Yunnan, China,”

Environ. Int. J., vol. 31, no. 5, pp, 755–762, 2005

Vogel, A.R.; Mendham, J.; Denney, R.C.; Barnes, J.D. & Thomas, M. (2002). Análise

química quantitativa, 6th Edition, Editora LTC. 462p.

Wang, Q.R.; CUI, Y.S.; LIU, X.M.; Dong, Y.T.; Christie, P. Soil contamination and plant

uptake of heavy metals at polluted sites in China. Journal of Environmental Science

and Health Part A - Toxic/ Hazardous Substances & Environmental Engineering,

v.38, p.823-838, 2003.

Wilkinson JM, Philips CJC (2003). Proceedings of the UK Nutrition Society, 62: 267.

Wright DA and Frain JW 1981. The effect of calcium on cadmium toxicity in the

freshWater amphipod, Gammarus pulex (L.). Arch. Environ. Contam. Toxicol.,

10(3):321-328.


98

FOTO NGA ZONA E STUDIMIT


99


100


101


102

FOTO TË INSTRUMETIT TË SAA

ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (pb) në territorin

Documents