vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (pb) në
TRANSCRIPT
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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 .........................................................................................................
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Tabela 5.4. Rezultat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese ujore
(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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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!
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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).
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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,
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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).
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
9
Figura 2.1. Kimia e plumbit .
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
22
Figura 2.5. Rrugët e ekspozimit të plumbit në kafshë dhe në njerëz.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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)
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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)
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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:
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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).
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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:
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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).
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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).
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
53
Tabela 4.9. Paraqitja e pikave të mostrimit të marra dhe kodet e tyre.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
54
Figura 4.10. Pikat e mostrimit të ujërave.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
55
Figura 4.11. Zona e grumbullimit të mostrave.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
17 S_7 P7_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''14.45' 19
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
20 S_8 P8_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''09.06' 19
058''35.89' 740
21 S_9 P9_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 40042''09.23' 19
058''36.65' 740
22 S_10 P10_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40041''58.97' 19
058''23.74' 1200
23 S_11 P11_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 40041''58.66' 19
058''22.29' 1200
24 S_12 P12_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''04.20' 19
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
26 S_14 P14_T1 Dhe siperfaqesor 0-10cm 40042''27.26' 19
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
29 S_15 P15_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''33.45' 19
058''57.86' 240
30 S_15 P15_T2 Profil erozioni 60-70cm 40042''33.45' 19
058''57.86' 240
31 S_16 P16_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''34.04' 19
058''53.05' 310
32 S_18 P18_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''35.44' 19
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
37 S_23 P23_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''39.38' 19
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
40 S_26 P26_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 40042''24.25' 19
059''00.87' 70
41 S_27 P27_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 40042''22.67' 19
058''59.83' 60
42 S_28 P28_T1 Profil erozioni 60-70cm 40042''24.45' 19
059''00.96' 80
43 S_28 P28_T2 Dhe siperfaqesor 0-5cm 40042''26.21' 19
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
8 S_5 P5_BS Verbascum (sp) 40042''22.08' 19
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
15 S_7 P7_BS Verbascum (sp) 40042''14.45' 19
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
18 S_9 P9_L Euphorbia (sp) (gjethe) 40042''09.23' 19
058''36.65' 740
19 S_10 P10_BS Cynadon dactiyon 40041''58.97' 19
058''23.74' 1200
20 S_11 P11_L Euphorbia (sp) (gjethe) 40041''58.66' 19
058''22.29' 1200
21 S_12 P12_BS Cynadon dactiyon 40042''04.20' 19
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
25 S_13 P13_L Euphorbia (sp) (gjethe) 40042''04.20' 19
058''00.48' 1800
26 S_13 P13_F Ficus carica (gjethe) 40042''04.20' 19
058''00.48' 1800
27 S_14 P14_BS Cynadon dactiyon 40042''27.26' 19
058''59.67' 80
28 S_14 P14_BT Verbascum (sp) (i thate) 40042''27.26' 19
058''59.67' 80
29 S_15 P15_BS Cynadon dactiyon 40042''33.45' 19
058''57.86' 240
30 S_16 P16_BS Verbascum (sp) 40042''34.04' 19
058''53.05' 310
31 S_16 P16_PN Pinus pinea (hala te njoma) 40042''34.04' 19
058''53.05' 310
32 S_16 P16_SH Myrtus communis (gjethe) 40042''34.04' 19
058''53.05' 310
33 S_18 P18_PN Pinus pinea (hala te njoma) 40042''35.44' 19
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
37 S_21 P21_BS Cynadon dactiyon 40042''31.33' 19
058''58.80' 265
38 S_22 P22_BS Cynadon dactiyon 40042''31.03' 19
058''59.08' 263
39 S_23 P23_BS Cynadon dactiyon 40042''39.38' 19
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
45 S_34 P34_PN Pinus pinea (hala te njoma) 40042''26.21' 19
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
correl.koef. 0,99985
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
correl.koef. 0,99709
Figura 4.14. Kurba e kalibrimit të Pb për përcaktimin e Pb në bimësi .
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
3 S_2 P2 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 5663 7,36 0,13
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
6 S_3 P3 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 1135 41,98 3,70
7 S_4 P4 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 5511 22,04 0,40
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
14 S_6 P6_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 856 24,81 2,90
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
17 S_7 P7_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 333 19,32 5,80
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
20 S_8 P8_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 105 6,53 6,20
21 S_9 P9_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 329 35,15 10,70
22 S_10 P10_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 200 23,64 11,80
23 S_11 P11_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 210 18,67 8,90
24 S_12 P12_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 139 3,61 2,60
25 S_13 P13_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (5m larg ) 177 5,67 3,20
26 S_14 P14_T1 Dhe siperfaqesor 0-10cm 24207 11,00 18,00
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
29 S_15 P15_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 350 3,00 5,60
30 S_15 P15_T2 Profil erozioni 60-70cm 125 14,00 11,20
31 S_16 P16_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 342 12,00 9,30
32 S_18 P18_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 244 0,20 0,80
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
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
37 S_23 P23_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 243 9,40 12,70
38 S_24 P24_T1 Dhe siperfaqesor i punuar i mbjelle 126 1,00 0,60
39 S_25 P25_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 460 0,30 0,10
40 S_26 P26_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 742 22,00 0,20
41 S_27 P27_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 384 0,40 4,90
42 S_28 P28_T1 Profil erozioni 60-70cm 78 0,20 0,10
43 S_28 P28_T2 Dhe siperfaqesor 0-5cm 10614 3,00 0,60
44 S_30 S30_T1 Dhe siperfaqesor 341 1,11 0,33
45 S_31 S31_T1 Dhe siperfaqesor 185 2,70 1,46
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
52 S_37 S37_T1 Dhe siperfaqesor i punuar i mbjelle 187 16,30 8,72
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
%
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
66
Mostrimi I
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
3 S_2 P2 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 5663 7,36 0,13
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
6 S_3 P3 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 1135 41,98 3,70
7 S_4 P4 T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 5511 22,04 0,40
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
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
14 S_6 P6_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 856 24,81 2,90
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
17 S_7 P7_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 333 19,32 5,80
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
20 S_8 P8_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 105 6,53 6,20
21 S_9 P9_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 329 35,15 10,70
22 S_10 P10_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 200 23,64 11,80
23 S_11 P11_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg) 210 18,67 8,90
24 S_12 P12_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 139 3,61 2,60
25 S_13 P13_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm (5m larg ) 177 5,67 3,20
Mostrimi III
26 S_14 P14_T1 Dhe siperfaqesor 0-10cm 24207 11,00 18,00
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
29 S_15 P15_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 350 3,00 5,60
30 S_15 P15_T2 Profil erozioni 60-70cm 125 14,00 11,20
31 S_16 P16_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 342 12,00 9,30
32 S_18 P18_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 244 0,20 0,80
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
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
37 S_23 P23_T1 Dhe siperfaqesor 0-5cm 243 9,40 12,70
38 S_24 P24_T1 Dhe siperfaqesor i punuar i mbjelle 126 1,00 0,60
39 S_25 P25_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 460 0,30 0,10
40 S_26 P26_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 742 22,00 0,20
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
67
41 S_27 P27_T1 Dhe siperfaqesor I papunuar 384 0,40 4,90
42 S_28 P28_T1 Profil erozioni 60-70cm 78 0,20 0,10
43 S_28 P28_T2 Dhe siperfaqesor 0-5cm 10614 3,00 0,60
44 S_30 S30_T1 Dhe siperfaqesor 341 1,11 0,33
45 S_31 S31_T1 Dhe siperfaqesor 185 2,70 1,46
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
52 S_37 S37_T1 Dhe siperfaqesor i punuar i mbjelle 187 16,30 8,72
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
2 P2 T1 S_2 5663 Dhe siperfaqesor 0-5cm
3 P3 T1 S_3 1135 Dhe siperfaqesor 0-5cm
4 P4 T1 S_4 5511 Dhe siperfaqesor 0-5cm
5 P5_T1 S_5 397 Dhe siperfaqesor 0-5cm
6 P6_T1 S_6 856 Dhe siperfaqesor 0-5cm
7 P7_T1 S_7 333 Dhe siperfaqesor 0-5cm
8 P8_T1 S_8 105 Dhe siperfaqesor 0-5cm
9 P9_T1 S_9 329 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg)
10 P10_T1 S_10 200 Dhe siperfaqesor 0-5cm
11 P11_T1 S_11 210 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg)
12 P12_T1 S_12 139 Dhe siperfaqesor 0-5cm
13 P13_T1 S_13 177 Dhe siperfaqesor 0-5cm (5m larg )
14 P14_T1 S_14 24207 Dhe siperfaqesor 0-10cm
15 P15_T1 S_15 350 Dhe siperfaqesor 0-5cm
16 P16_T1 S_16 342 Dhe siperfaqesor 0-5cm
17 P18_T1 S_18 244 Dhe siperfaqesor 0-5cm
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)
22 P23_T1 S_23 243 Dhe siperfaqesor 0-5cm
23 P24_T1 S_24 126 Dhe siperfaqesor 0-5cm i punuar i mbjelle
24 P25_T1 S_25 460 Dhe siperfaqesor I papunuar
25 P26_T1 S_26 742 Dhe siperfaqesor I papunuar
26 P27_T1 S_27 384 Dhe siperfaqesor I papunuar
27 P28_T1 S_28 10614 Dhe siperfaqesor I papunuar
28 S30_T1 S_30 341 Dhe siperfaqesor
29 S31_T1 S_31 185 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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
69
1 S_1 P1_BS Cynadon dactiyon 3,23 0,05 1,7
2 S_2 P2_BS Cynadon dactiyon 3,50 0,03 0,8
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
5 S_3 P3_PN Pinus pinea (hala te njoma) 3,44 0,48 14,0
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
8 S_5 P5_BS Verbascum (sp) 2,04 0,06 2,7
9 S_6 P6_BS Cynadon dactiyon 2,13 0,07 3,5
10 S_6 P6_F Ficus carica (gjethe) 0,86 0,02 2,3
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
14 S_6 P6_BS Cynadon dactiyon 2,37 0,15 6,2
15 S_7 P7_BS Verbascum (sp) 1,34 0,12 8,7
16 S_7 P7_L Euphorbia (sp) (gjethe) 0,99 0,02 2,1
17 S_8 P8_BS Calamagrostis (sp), (I thate) 1,27 0,05 3,7
18 S_9 P9_L Euphorbia (sp) (gjethe) 1,13 0,01 1,3
19 S_10 P10_BS Cynadon dactiyon 1,15 0,01 0,8
20 S_11 P11_L Euphorbia (sp) (gjethe) 0,96 0,00 0,2
21 S_12 P12_BS Cynadon dactiyon 0,87 0,00 0,1
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
25 S_13 P13_L Euphorbia (sp) (gjethe) 1,07 0,03 2,6
26 S_13 P13_F Ficus carica (gjethe) 0,77 0,01 1,8
27 S_14 P14_BS Cynadon dactiyon 2,19 0,18 8,2
28 S_14 P14_BT Verbascum (sp) (i thate) 4,09 0,05 1,3
29 S_15 P15_BS Cynadon dactiyon 0,93 0,02 1,7
30 S_16 P16_BS Verbascum (sp) 1,21 0,00 0,4
31 S_16 P16_PN Pinus pinea (hala te njoma) 0,62 0,01 2,1
32 S_16 P16_SH Myrtus communis (gjethe) 0,52 0,02 3,0
33 S_18 P18_PN Pinus pinea (hala te njoma) 0,57 0,03 6,0
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
36 S_20 P20_G Triticum aestivum (bime 10-15cm) 0,75 0,02 2,9
37 S_21 P21_BS Cynadon dactiyon 1,91 0,12 6,3
38 S_22 P22_BS Cynadon dactiyon 2,19 0,17 7,8
39 S_23 P23_BS Cynadon dactiyon 2,42 0,10 4,1
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
45 S_34 P34_PN Pinus pinea (hala te njoma) 0,64 0,05 7,3
46 S_35 P34_PN Pinus pinea (hala te njoma) 0,45 0,01 3,2
47 S_37 P37_G Triticum aestivum (bime 10-15cm) 0,24 0,02 8,7
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.
Tabela 5.3. Rezultat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese ujore
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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)
Tabela 5.4. Rezultat e marra nga analizimi i mostrave përfaqësuese ujore
(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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
1 P1 T1 S_1 3008 Dhe siperfaqesor 0-5cm
2 P2 T1 S_2 5663 Dhe siperfaqesor 0-5cm
3 P3 T1 S_3 1135 Dhe siperfaqesor 0-5cm
4 P4 T1 S_4 5511 Dhe siperfaqesor 0-5cm
5 P5_T1 S_5 397 Dhe siperfaqesor 0-5cm
6 P6_T1 S_6 856 Dhe siperfaqesor 0-5cm
7 P7_T1 S_7 333 Dhe siperfaqesor 0-5cm
8 P9_T1 S_9 329 Dhe siperfaqesor 0-5cm (2m larg)
9 P14_T1 S_14 24207 Dhe siperfaqesor 0-10cm
10 P15_T1 S_15 350 Dhe siperfaqesor 0-5cm
11 P16_T1 S_16 342 Dhe siperfaqesor 0-5cm
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)
14 P25_T1 S_25 460 Dhe siperfaqesor I papunuar
15 P26_T1 S_26 742 Dhe siperfaqesor I papunuar
16 P27_T1 S_27 384 Dhe siperfaqesor I papunuar
17 P28_T2 S_28 10614 Dhe siperfaqesor 0-5cm
18 S30_T1 S_30 341 Dhe siperfaqesor
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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 0-5cm S_2 18,9
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_3 3,8
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_4 18,4
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_5 1,3
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_6 2,9
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_7 1,1
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_8 0,4
Dhe sipërfaqësor (2m larg) S_9 1,1
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_10 0,7
Dhe sipërfaqësor (2m larg) S_11 0,7
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_12 0,5
Dhe sipërfaqësor (5m larg ) S_13 0,6
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_15 1,2
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_16 1,1
Dhe sipërfaqësor 0-5cm S_18 0,8
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 0-5cm S_23 0,8
Dhe sipërfaqësor i punuar i mbjellë S_24 0,4
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
83
Dhe sipërfaqësor I papunuar S_25 1,5
Dhe sipërfaqësor I papunuar S_26 2,5
Dhe sipërfaqësor I papunuar S_27 1,3
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
.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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)
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, 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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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 0,002 Pinus pinea (hala te njoma) 0,003
Cynadon dactiyon 0,003 Pinus pinea (hala te njoma) 0,004
Cynadon dactiyon 0,006 Pinus pinea (hala te njoma) 0,002
Cynadon dactiyon 0,006 Euphorbia (sp) (gjethe) 0,001
Cynadon dactiyon 2m larg 0,005 Euphorbia (sp) (gjethe) 0,003
Cynadon dactiyon 0,000 Euphorbia (sp) (gjethe) 0,005
Cynadon dactiyon 0,000 Euphorbia (sp) (gjethe) 0,003
Cynadon dactiyon 0,008 Euphorbia (sp) (gjethe) 0,006
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
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.
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
98
FOTO NGA ZONA E STUDIMIT
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
99
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
100
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
101
Vlerësimi dhe ndikimi mjedisor i mbetjeve industriale (Pb) në territorin e ish Uzinës së Baterive, Berat
102
FOTO TË INSTRUMETIT TË SAA