DISERTACION - api.fshn.edu.al

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE TË NATYRËS

Departamenti i Kimisë

PROGRAMI: “ANALIZA E LËNDËS DHE MJEDISIT”

DISERTACION NË MBROJTJE TË GRADËS “DOKTOR I SHKENCAVE”

TEMA:

“VLERËSIMI I GJENDJES MJEDISORE TË TOKAVE BUJQËSORE

NË ZONËN E KEK-UT NËPËRMJET METALEVE TË RËNDA DHE

AKUMULIMI I TYRE NË KULTURA BUJQËSORE “

Kandidatja: Udhëheqës shkencor:

Msc. Kaltrina Jusufi Prof.Dr. Majlinda Vasjari

Tiranë, 2017

I

K. JUSUFI (2017) Vlerësimi i gjendjes mjedisore të tokave bujqësore në zonën e KEK-ut nëpërmjet metaleve të

rënda dhe akumulimi i tyre në kultura bujqësore

REPUBLIKA E SHQIPËRISË

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE TË NATYRËS

DEPARTAMENTI I KIMISË

DISERTACION

Paraqitur nga

Msc. Kaltrina Jusufi

në mbrojtje të gradës

DOKTOR I SHKENCAVE

TEMA:

“VLERËSIMI I GJENDJES MJEDISORE TË TOKAVE

BUJQËSORE NË ZONËN E KEK-UT NËPËRMJET METALEVE TË

RËNDA DHE AKUMULIMI I TYRE NË KULTURA BUJQËSORE“

MBROHET ME DATË …. /…./……. PARA JURISE:

1. KRYETAR

2. ANËTAR (OPPONENT)

3. ANËTAR (OPPONENT)

4. ANËTAR

5. ANËTAR



i

FALËNDERIME

Ky punim është punuar nën mbikëqyrjen e Dr.sc. Majlinda Vasjari të cilën e falënderoj

përzemërsisht për këshillat e vlefshme dhe ndihmën e pakursyer që më ofroi gjatë

realizimit eksperimental dhe teorik të këtij punimi.

Njëherësh një falënderim special është për Dr.sc. Trajce Stafilov për çdo këshillë,

sugjerim dhe ndihmë të dhënë gjatë punimit eksperimental të kësaj teme. Falënderoj

gjithashtu Dr.sc. Xhevdet Elezin për idetë e dobishme dhe mbështetjen shkencore.

Mirënjohja me e madhe i shkon familjarëve të mi për përkrahjen, durimin, motivimin dhe

dashurinë që më kanë dhënë gjatë gjithë studimeve.

Në fund dua të theksoj, që unë kam qenë jashtëzakonisht me fat në jetën time për të pasur

prindër që më kanë treguar dashuri të pakushtëzuar, mbështetje, kritika të dobishme dhe

ndihmë profesionale, gjatë gjithë viteve te mia të shkollimit.

Gjithashtu, ju jam shumë mirënjohëse të gjithë kolegëve të mi nga Universiteti i

Prishtinës dhe Universiteti i Tiranës, të cilët në çfardo forme më ndihmuan në realizimin

e këtij punimi, ku pa ndihmën e tyre puna ime do të ishte e mangët.



ii

Për prindërit e mi!



iii

Përmbledhje

Metalet e rënda klasifikohen në bazë të densitetit të tyre. Aktivitetet e ndryshme industriale shkaktojnë ndotje

me metaleve të rënda në mënyrë direkte me hudhjen e tyre, apo në forma indirekte si me lirim të gazrave,

shkarkim të ujërave, mbeturinave të ndryshme etj.

Në ditët e sotme dihet se ndotja me metale të rënda është fakt brengosës, sidomos për arsyen se ato lehtësisht

mund të përfundojnë në zinxhirin ushqimor.

Qëllimi i këtij studimi ka qenë vlerësimi i ndotjes së tokave bujqësore me metale të rënda nga termocentralet

e Kosovës, të cilat përdorin linjitin si lëndë djegëse. Për analizë të studimit janë marrë tokat bujqësore në

rrethinë të termocentraleve dhe janë zgjedhur kultura bujqësore (patate dhe lakra) që kultivohen në këto

dhera. Matjet e metaleve të rënda janë analizuar me spektrometri atomike të emisionit me plazmë të çiftuar

me induksion (ICP AES). Me këtë teknikë janë matur 21 elemente: Ag, Al, As, Ba, Ca, Cd, Co, Cr, Cu, Fe,

K, Li, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, Sr, V dhe Zn.

Rezultatet e fituara të mostrave të dheut dhe kulturave bujqësore janë krahasuar me standardet përkatëse.

Kemi vërejtur se disa prej rezultateve kanë pasur vlera më të larta sesa standardet përkatëse, qoftë në mostra

të dherave apo në ato të kulturave bujqësore.

Fjalët kyçe: metalet e rënda, dheu, ndotja, ICP-AES

Abstract

Heavy metals are classified according to their density. Numerous industrial activities cause contamination

with heavy metals, including directly through the waste they generate, or indirectly with the release of gasses,

discharges of water, various contaminants etc.

Today, it is a known fact that heavy metal pollution is a serious concern, especially when heavy metals enter

the food chain.

Therefore, the aim of this study was to assess the contamination with heavy metals in agricultural lands

caused by Kosovo's Power Plants, which use lignite for electricity production. For this research, soil samples

were chosen in agricultural lands near the power plants. We also measured heavy metals in agricultural crops

(potatoes and cabbages, specifically) cultivated in these areas. Measurements were done using inductively

coupled plasma atomic emission spectroscopy (ICP AES). With this technique, the following 21 elements

were analyzed: Ag, Al, As, Ba, Ca, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, K, Li, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, Sr, V and Zn.

The obtained results of soil and agricultural crop samples were compared with the relevant standards. We

conclude that some of the heavy metals exceed the maximum allowed concentration in soils and crops, as

compared to relevant standards.

Keywords: heavy metals, soil, pollution, ICP-AES



iv

LISTA E SHKURTESAVE

EPA Environmental Protection Agency

WHO World Health Organization

KEK Korporata Energjetike e Kosovës

OBSH Organizata Botërore e Shëndetësisë

EDTA Acidi Etilendiamintetraacetik

EEA Agjensioni Europian i Mjedisit

EU Europian Union

FAO Food and Agriculture Organization

ICP-AES Spektrometria atomike e emisionit me plazmë të

çiftuar me induksion

Dutch List Lista Holandeze

PML Parametri Maksimal i Lejuar

SAAF Spektrskopia e absorbimit atomik me flakë

SEA Spektroskopia e Emisionit Atomik

ISO International Organization for Standardization

mg/kg miligram/kilogram

TC A Termocentrali Kosova A

TC B Termocentrali Kosova B

PML Përqendrimi maksimal i lejuar

FW Fresh Weight

HDL Lipoproteina me densitet të lartë

ATSDR Agency for Toxic Substances and Disease Registry

DTPA Acidi diethylenetriaminepentaacetik

NH4OAc Acetati i amonit

mg/L Miligram/litër

nm Nanometër

µm Mikrometër

ha Hektarë

ton Tonelatë

PM2.5. Grimca 2.5 mikromerter

PM10 Grimca 10 mikrometer

ms milisekond

K Kelvin

PF Pesticidet fosfate

LPN Lëndë pluhur i ngrirë

HF Hiri fluturues

DS Devijimi Standard

UW Unwashed (Pa pastruar)

W Washed (Pastruar)

https://www.google.com/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=1&cad=rja&uact=8&ved=0ahUKEwiEtbLqr4PYAhXBK1AKHctTDwgQFggqMAA&url=http%3A%2F%2Fkek-energy.com%2Fkek%2F&usg=AOvVaw1ZCimtqleNbhtMPf3bE4Q8

https://en.wikipedia.org/wiki/International_Organization_for_Standardization

https://www.google.com/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=1&cad=rja&uact=8&ved=0ahUKEwjiq4uO8oPYAhVJaFAKHXmzDvEQFggoMAA&url=https%3A%2F%2Fwww.atsdr.cdc.gov%2F&usg=AOvVaw3wPvAhOlVtD0mGq7ASW7Ix



v

ng/m3 nanogram/ metër kub

Min. Minimumi

Max. Maksimumi

mL Mililitra

BE Bashkimi Europian

SOx Oksidet e squfurit

NOx Oksidet e azotit

Mes Mesatarja

μg/L Mikrogram/litër

mm Milimetër

cm3 Centimetër kub

GIS Geographic information system

https://www.google.com/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=2&cad=rja&uact=8&ved=0ahUKEwidkMft-IPYAhXRJFAKHa2SCnoQFggzMAE&url=https%3A%2F%2Fen.wikipedia.org%2Fwiki%2FGeographic_information_system&usg=AOvVaw1JTFecZiD2PSkeN2n5ZDRX



vi

Përmbajtje

Abstract .............................................................................................................................. iii

Përmbledhja e figurave .................................................................................................... viii

Përmbledhja e tabelave ....................................................................................................... x

HYRJE ................................................................................................................................ 1

Qëllimi i studimit dhe objektivat ..................................................................................... 3

Objektivat ........................................................................................................................ 3

Kapitulli I ............................................................................................................................ 4

1. NDOTJA E MJEDISIT ME METALE TË RËNDA ................................................... 4

1.1. Ndotja e ajrit ......................................................................................................... 6

1.2. Ndotja e ujërave ................................................................................................... 8

1.3. Ndotja e tokës ..................................................................................................... 10

Kapitulli II ......................................................................................................................... 14

2. NDOTJA E USHQIMIT ME METALE TË RËNDA DHE PASOJAT NË

ORGANIZMIN E NJERIUT ............................................................................................ 14

Kapitulli III ....................................................................................................................... 17

3. METALET E RËNDA TË ASIMILUESHME DHE MOBILITETI ........................ 17

3.1. Format e lidhjes së metaleve të rënda për përbërësit e tokës ............................. 18

3.2. Bimët dhe metalet e rënda .................................................................................. 18

Kapitulli IV........................................................................................................................ 21

4. QYMYRI SI LËNDË E PARË NË ENERGJETIKË DHE EFEKTET NË MJEDIS 21

4.1. Elementet përbërëse në qymyr ........................................................................... 22

4.2. Korporata energjetike e kosovës dhe mjedisi ..................................................... 26

Kapitulli V ......................................................................................................................... 30

5. SPEKTROMETRIA ATOMIKE E EMISIONIT ME PLAZME TË ÇIFTUAR ME

INDUKSION .................................................................................................................... 30

Kapitulli VI........................................................................................................................ 34

6. PJESA EKSPERIMENTALE .................................................................................... 34

6.1. Marrja e mostrave të tokës ................................................................................. 34

6.2. Përgatitja e mostrave të tokës ............................................................................. 35

6.3. Përcaktimi i parametrave kimik të tokës ............................................................ 36

6.4. Përgatitja e mostrave të dherave për analizë ...................................................... 41

Kapitulli VII ...................................................................................................................... 43

7. DISKUTIMI I REZULTATEVE............................................................................... 43

7.1. Distribuimi antropogjen i disa elementeve kimike në mostrat e dherave .......... 43



vii

7.2. Distribuimi antropogjen i disa elementeve kimike në mostrat e patates ............ 58

7.2.1. Marrja e mostrave të patates ....................................................................... 58

7.2.2. Përgatitja e mostrave të patates ................................................................... 58

7.3. Distribuimi antropogjen i disa elementeve kimike në mostrat e lakrës ............. 65

7.3.1. Marrja e mostrave të lakrës ......................................................................... 65

7.3.2. Përgatitja e mostrave të lakrës .................................................................... 65

Kapitulli VIII ..................................................................................................................... 71

8. PËRCAKTIMI I METALEVE TE SHFRYTEZUESHËM NË MOSTRAT E

DHERAVE ....................................................................................................................... 71

8.1. Ekstraktimi i metaleve të shfrytëzueshme me HCl ............................................ 72

8.2. Ekstraktimi i metaleve të shfrytëzueshme me EDTA ........................................ 73

Kapitulli IX........................................................................................................................ 77

9. ANALIZA STATISTIKORE .................................................................................... 77

9.1. Analiza e korrelacionit ....................................................................................... 78

9.1.1. PËRFUNDIME ........................................................................................... 91

10. LITERATURA ...................................................................................................... 92

11. LISTA E BOTIMEVE ......................................................................................... 108

11.1. LISTA E BOTIMEVE NË REVISTA SHKENCORE................................. 108

12. ANEX (Shtojca) ................................................................................................... 110



viii

Përmbledhja e figurave

Figura 1-1 Ndotja e mjedisit nga ndotësit primar dhe ato sekondar ............................................... 5

Figura 1-2 Ndotja e ajrit me grimca PM 10 për periudhën Tetor 2015-Mars 2016 ........................ 7

Figura 1-3 Ndikimi i faktorëve antropogjen dhe natyror në ndotjen e ujërave sipërfaqësor dhe

nëntokësor (Donald L. Sparks, 2003). ............................................................................................. 9

Figura 1-4 Pjesët pëbërëse të tokës ............................................................................................... 11

Figura 2-1 Ndikimi i ndotjes antropogjene dhe rruga e depërtimit të metaleve të rënda në zinxhirin

ushqimor ........................................................................................................................................ 14

Figura 3-1 Asimilimi i metaleve të rënda nga dheu në bimë ......................................................... 19

Figura 4-1 Rezervat e qymyrit të Kosovës dhe krahasimi me shtetet tjera ................................... 26

Figura 4-2 Shtrirja e qymyrit në Kosovë ...................................................................................... 26

Figura 4-3 Deponia mbeturinë e hirit nga termocentrali Kosova A .............................................. 28

Figura 4-4 Deponia mbeturinë e hirit nga termocentrali Kosova B .............................................. 28

Figura 5-1 Ndërtimi i burimit të plazmës ...................................................................................... 31

Figura 5-2 Pjesët përbërëse të spektrometrit atomik të emisionit me plazmë induktive të çiftëzuar

....................................................................................................................................................... 31

Figura 5-3 Elementet që mund të përcaktohen me metodën ICP-AES dhe kufiri i detektimit (μg/L)

....................................................................................................................................................... 32

Figura 6-1 Harta e zonës së studimit dhe e vendmostrimeve ........................................................ 35

Figura 6-2 Marrja e mostrave të dheut .......................................................................................... 35

Figura 6-3 Trajtimi dhe pregaditja e mostrave të dheut sipas standardit ISO 14869-1:2001 ........ 41

Figura 7-1 Paraqitja grafike e përqendrimit të As në mostrat e dherave të zones së KEK-ut i

shprehur në mg/kg dhe PML i As në dhera sipas Dutch List. ....................................................... 45

Figura 7-2 Harta e vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar vlera më të

larta të arsenit. ............................................................................................................................... 45

Figura 7-3 Paraqitja grafike e përqendrimit të Cd në mostrat e dherave të zones së KEK-ut i

shprehur në mg/kg dhe PML i Cd në dhera sipas Dutch List. ....................................................... 46


larta të kadmiumit .......................................................................................................................... 47

Figura 7-5 Paraqitja grafike e përqendrimit të Cr në mostrat e dherave të zones së KEK-ut i shprehur

në mg/kg dhe PML i Cr sipas Dutch List. ..................................................................................... 48


larta të kromit ................................................................................................................................ 48

Figura 7-7 Paraqitja grafike e përqendrimit të Cu në mostrat e dherave të zones së KEK-ut i

shprehur në mg/kg dhe PML i Cu sipas Dutch List. ..................................................................... 49


larta të bakrit .................................................................................................................................. 50

Figura 7-9 Paraqitja grafike e përqendrimit të Ni në mostrat e dherave të zones së KEK-ut i shprehur

në mg/kg dhe PML i Ni sipas Dutch List ...................................................................................... 51

Figura 7-10 Harta e vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku jane regjistruar vlera me te

larta te nikelit ................................................................................................................................. 51

Figura 7-11 Paraqitja grafike e përqendrimit të Pb në mostrat e dherave të zones së KEK-ut i

shprehur në mg/kg dhe PML i Pb sipas Dutch List ....................................................................... 52


larta te plumbit ............................................................................................................................... 53

Figura 7-13 Paraqitja grafike e përqendrimit të Zn në mostrat e dherave të zones së KEK-ut i

shprehur në mg/kg dhe PML i Zn sipas Dutch List ....................................................................... 54


larta të zinkut ................................................................................................................................. 54

Figura 7-15 Paraqitja grafike e përqendrimit të V në mostrat e dherave të zones së KEK-ut i

shprehur në mg/kg dhe PML i V sipas Dutch List ........................................................................ 55



ix


larta te vanadit ............................................................................................................................... 56

Figura 7-17 Pregatitja e mostrave të patates .................................................................................. 58

Figura 7-18 Përqendrimi i Cr në mostra të patates në krahasim me vlerat e rekomanduara ......... 61

Figura 7-19 Përqendrimi i Ni në mostra të patates në krahasim me vlerat e rekomanduara ......... 62

Figura 7-20 Përqendrimi i Pb në mostra të patates në krahasim me vlerat e rekomanduara ......... 63

Figura 7-21 Krahasimi i përqendrimit maksimal të lejuar (PML) me mesatarën e vlerave të

regjistruara të metaleve të rënda në patate (mg/kg) të masës së thatë ........................................... 64

Figura 7-22 Krahasimi i përqendrimit maksimal të lejuar me mesatarën e vlerave të regjistruara në

lakër të larë dhe palarë (mg/kg) ..................................................................................................... 70

Figura 8-1 Ekstraktimi i metaleve të rënda në tokë dhe HCl (mg/kg) ........................................... 72

Figura 8-2 Ekstaktimi i metaleve në mostrat e dherave në acid klorhidrik 1M i shprehur në përqindje

....................................................................................................................................................... 73

Figura 8-3 Ekstraktimi i metaleve të rënda në tokë dhe EDTA (mg/kg) ....................................... 74

Figura 8-4 Ekstaktimi i metaleve në mostrat e dherave në EDTA i shprehur në përqindje .......... 75

Figura 8-5 Krahasimi i rezultateve të ekstraktimit të dheut në tretësirë të HCl dhe EDTA i shprehur

në përqindje ................................................................................................................................... 76

Figura 9-1 Paraqitja e mesatares së metaleve të rënda në dhe (mg/kg) ......................................... 77

Figura 9-2 Shperndarja e metaleve te renda ne dhe (mg/kg) ......................................................... 77

Figura 9-3 Dendogrami i metaleve kundrejt përqendrimit të tyre në mostra të dheut ................... 79

Figura 9-4 Shpërndarja e Mn (mg/kg) në mostra të dheut............................................................. 80

Figura 9-5 Shpërndarja e Zn (mg/kg) në mostra të dheut .............................................................. 80

Figura 9-6 Shpërndarja e V (mg/kg) në mostra të dheut ............................................................... 80

Figura 9-7 Shpërndarja e Pb (mg/kg) në mostra të dheut ............................................................. 81

Figura 9-8 Shpërndarja e Ni (mg/kg) në mostra të dheut .............................................................. 81

Figura 9-9 Shpërndarja e As (mg/kg) në mostra të dheut .............................................................. 81

Figura 9-10 Shpërndarja e Fe (mg/kg) në mostra të dheut ............................................................ 82

Figura 9-11 Shpërndarja e Cu (mg/kg) në mostra të dheut ........................................................... 82

Figura 9-12 Shpërndarja e Cr (mg/kg) në mostra të dheut ............................................................ 82

Figura 9-13 Shpërndarja e Cd (mg/kg) në mostra të dheut ........................................................... 83

Figura 9-14 Shpërndarja e Zn (mg/kg) në mostra të patates ......................................................... 84

Figura 9-15 Shpërndarja e Pb (mg/kg) në mostra të patates .......................................................... 84

Figura 9-16 Shpërndarja e Ni (mg/kg) në mostra të patates .......................................................... 84

Figura 9-17 Shpërndarja e Mn (mg/kg) në mostra të patates ........................................................ 85

Figura 9-18 Shpërndarja e Fe (mg/kg) në mostra të patates .......................................................... 85

Figura 9-19 Shpërndarja e Cu (mg/kg) në mostra të patates ......................................................... 85

Figura 9-20 Shpërndarja e Cr (mg/kg) në mostra të patates .......................................................... 86

Figura 9-21 Shpërndarja e Mo (mg/kg) në mostra të patates ........................................................ 86

Figura 9-22 Shpërndarja e Cd (mg/kg) në mostra të patates ......................................................... 86

Figura 9-23 Shpërndarja e Zn (mg/kg) në mostra të lakrës ........................................................... 87

Figura 9-24 Shpërndarja e Cu (mg/kg) në mostra të lakrës ........................................................... 87

Figura 9-25 Shpërndarja e Ni (mg/kg) në mostra të lakrës ........................................................... 88

Figura 9-26 Shpërndarja e Cd (mg/kg) në mostra të lakrës ........................................................... 88

Figura 9-27 Shpërndarja e Pb (mg/kg) në mostra të lakrës ........................................................... 88

Figura 9-28 Shpërndarja e Cr (mg/kg) në mostra të lakrës ........................................................... 89

Figura 9-29 Shpërndarja e Fe (mg/kg) në mostra të lakrës ........................................................... 89

Figura 9-30 Shpërndarja e Mn (mg/kg) në mostra të lakrës .......................................................... 89

Figura 9-31 Krahasimi i mesatares se perqendrimit me zonen kontrolle tek dheu........................ 90

Figura 9-32 Krahasimi i mesatares se perqendrimit me zonen kontrolle tek patatet ..................... 90

Figura 9-33 Krahasimi i mesatares se perqendrimit me zonen kontrolle tek lakra (W) ................ 90



x

Përmbledhja e tabelave

Tabela 1-1 Përqendrimi i metaleve në tokë (Sparks, 2003)........................................................... 12

Tabela 1-2 Limiti i përqendrimeve maksimale të lejuar të metaleve të rënda në dhera (mg kg-1) 13

Tabela 4-1 Përqendrimet maksimale dhe minimale të elementeve në basenet qymyrore në vende të

ndryshme ....................................................................................................................................... 21

Tabela 4-2 Përqendrimi i elementeve në mg/kg në mbeturina të ndryshme ................................. 24

Tabela 4-3 Përbërja kimike e hirit i shprehur në përqindje të TC të Kosovës ............................... 27

Tabela 5-1 Krahasimi i kufijve të detektimit për disa teknika analitike (mg/kg) .......................... 33

Tabela 6-1 Koordinatat e vendmarrjes së mostrave ...................................................................... 34

Tabela 6-2 Klasifikimi i tokave në varësi të vlerës pH ................................................................. 36

Tabela 6-3 Vlerat eksperimentale të pH së dheut në H2O dhe KCl ............................................... 37

Tabela 6-4 Vlerat eksperimentale të humusit në mostrat e dherave (%) ....................................... 40

Tabela 6-5 Kushtet instrumentale të punës për sistemin ICP-AES (Varian, 715ES) .................... 42

Tabela 7-1 Paraqitja e rezultateve të elementeve të shprehur si vlerë minimale, maksimale,

mesatare, mediana dhe devijimi standard në mostrat e dherave (mg/kg) ...................................... 43

Tabela 7-2 Përqendrimet maksimale të lejura të metaleve toksike dhe vlerat e ndërhyrjes në mostra

të dherave sipas standardit Holandez (Dutch List) ........................................................................ 44

Tabela 7-3 Paraqitja e rezultateve të elementeve në mostrat e patates të shprehur si vlerë minimale,

maksimale, mesatare, mediana dhe devijimi standard në mg/kg të peshës së thatë ...................... 59

Tabela 7-4 Paraqitja e rezultateve të elementeve në mostrat e lakrës së pastruar të shprehur si vlerë

minimale, maksimale, mesatare, mediana dhe devijimi standard në mg/kg të peshës së thatë ..... 66

Tabela 7-5 Paraqitja e rezultateve të elementeve në mostrat e lakrës së papastruar të shprehur si

vlerë minimale, maksimale, mesatare, mediana dhe devijimi standard në mg/kg të peshës së thatë

....................................................................................................................................................... 67

Tabela 9-1 Analiza e korrelacionit për disa elemente në mostra të dheut ..................................... 78

Tabela 9-2 Analiza e korrelacionit ne mes te mostrave të patates dhe dheut ................................ 83



1

HYRJE

Në Kiminë e Mjedisit (këtë disertacion të doktoratës) termi “tokë” i referohet shtresës

sipërfaqësore e cila ndodhet ndërmjet korës së Tokës dhe atmosferës së saj në të cilën rritet

bimësia. Shtresa sipërfaqësore e tokës është matriks i përbërë nga lënda e ngurtë, mineralet

dhe lëndët organike, përbërësit e lëngët dhe të ngurtë dhe organizmat e gjallë (Alloway,

1995). Ajo është një nga pjesët përbërse më të rëndësishme të mjedisit, ku rreth 90% e

prodhimeve tona ushqimore mirren nga toka (Çullaj, 2005).

Zhvillimi i vrullshëm i industrisë dhe urbanizmit përveç që sjell të mira në shoqëri, për

pasojë ka edhe ndotjen gjithnjë e më intensive të mjedisit. Ndotja e mjedisit paraqet

kërcënim serioz për njerëzimin, duke shkaktuar dëmtime të shëndetit, ulje të jetëgjatësisë,

dëmtime të biodiversitetit, ngrohje globale dhe ndryshme në klimë (Shi et al., 2008).

Akumulimi i ndotësve në tokë shkakton pasoja serioze për shumë fusha dhe veprimtari të

njeriut, siç janë shfrytëzimi i tokës në bujqësi, ndërtimtari, furnizimi me ujë të pijshëm,

planifikimi urban dhe rural, menaxhimi me resurse natyrore etj.

Në përqendrime të ulëta disa metale të rënda janë esenciale për funksionin e gjallesave,

kurse në përqendrime më të larta për shkak të efektit kumulativ shkaktojnë toksicitet te të

gjitha organizmat e gjallë dhe paraqesin problem ekologjik në rritje (Wang et al., 2006).

Edhe përqendrimet shumë të ulëta të metaleve të rënda në tokë mund të jenë toksike për

agrosistemin për shkak të biodegradimit të ultë të tyre dhe aftësisë që të lidhen në

komplekse adsorbuese me dherat (Tembo et al. 2006).

Metalet në tokë janë të pranishme në pjesën organike dhe atë inorganike të tokës të

absorbuar në minerale, ose të përfshirë në strukturë të organizmave të gjallë (Adriano,

1986). Origjina e metaleve të rënda në tokë është natyrore dhe antropogjene (Bowen, 1979;

Saron et al. 1996). Origjina natyrore e metaleve të rënda në tokë është nga erozioni i

mineraleve primare (silikate, aluminosilikate, karbonate etj.), në të cilët këto metale janë

të pranishme në sasi të ulta, përderisa përqendrimi më i lartë i metaleve të rënda vjen nga

erozioni i pjesërishëm i mineraleve sulfure (Alloway&Ayres, 1993). Burimet antropogjene

të ndotjes me metale të rënda në mjedis janë: veprimtaritë industriale, prodhimi i energjisë,

përpunimi dhe prodhimi i metaleve, përdorimi i plehrave bujqësore dhe pesticideve, djegia

e karburanteve fosile etj. (Markoski, et al, 2011; Lammel et. al, 2006).

Kontaminimi i dherave bëhet për shkak të inputit të substancave të rrezikshme në tokë, të

cilat me rrugë kimike ose fizike lidhen për grimcat e dherave, ose mbeten të robëruara në

hapësirë të vogël brenda grimcave të dherave. Kontaminimi i tokës ndodh kur substancat

ndotëse në mënyrë të drejtëpërdrejtë shkarkohen në tokë, ose në rast se ndonjë material

ndotës deponohet dhe pastaj ndotësit migrojnë në tokë. Burim tjetër i ndotjes së tokës

paraqet aftësia e ujit që të bëjë tretjen e ndotësve nga ndonjë rajon që përmban substanca

ndotëse (EPA, 2006), pastaj gazrat dhe materiali i ngurtë nga termocentralet, emisionet nga

trafiku, etj. (Saron et al. 1996).

Metalet e rënda nëse ndodhen në mjedis në përqendrime më të larta në krahasim me

përqendrimet e lejuara janë toksike (Petänen et.al, 2003; Zabetoglu et al. 2002); prania e

tyre më e lartë shkakton dëmtime të ndryshme dhe sëmundje për organizmat e gjallë (Anon

1993, Bardin et al. 2000), ndërsa në raste ekstreme të emisonit të lartë të tyre në mjedis

mund të shkaktojnë edhe vdekje (WHO, 1997). Metalet e rënda në biosferë arrijnë

kryesisht nga atmosfera, qoftë nga burimet natyrore ose nga ato antropogjene, nga të cilat



2

njerëzit shumë lehtë mund t’i marrin ato në forma të ndryshme (Wilson, 2007). Në

varshmëri nga madhësia e grimcave, metalet e rënda në formë të aerosoleve, duke lëvizë

së bashku me masat e ajrit mund të barten në distancë deri në disa kilometra para se të

largohen nga atmosfera me procesin e depozitimit të njomë ose të thatë. Prandaj, vitet e

fundit ka gjithnjë e më shumë rritje të metaleve të rënda në mjedis, për shkak të pasojave

ekologjike e globale të cilat lidhen me shëndetin e njeriut si pasojë e përdorimit të tyre në

bujqësi, nevoja shtëpiake, industri, procese të ndryshme teknologjike etj (Bradl, 2002).

Kontaminimi i tokës me metale të rënda është formë e veçantë e ndotjes së mjedisit, sepse

metalet e rënda në tokë mbeten për një kohë shumë më të gjatë krahasuar me sistemet ujore

dhe ajrin (Nordberg et al., 2007). Nga literatura është e njohur që koha për vetëpastrimin e

përqendrimeve të larta të metaleve të rënda në agrosisteme mund të zgjasë nga 10 deri në

70 vjet (Guinee et al., 1999).

Përqendrimet maksimale të lejuara të metaleve të rënda në tokë janë të definuara me

rregullore në nivel nacional me disa dallime regjonale, ndërsa në disa lokalitete mund të

tejkalojnë kufijtë e lejuar për dhjetë deri në pesëdhjetë herë (Jackson and Alloway, 1991).

Në sipërfaqe të tokës metalet e rënda mund të arrijnë edhe nga bimët të cilat akumulojnë

ato nga shtresat e thella të tokës dhe i deponojnë në shtresa më të larta (Lasat, 2002). Me

kalimin e kohës për shkak të akumulimit të metaleve të rënda në tokë rritet mundësia e

translokimit të tyre në ujëra nëntokësore dhe sipërfaqësore (Scokart et al., 1983.Maskall et

al.,1995. Bunzl et al., 2001.; Bengtsson et al., 2006.).



3

Qëllimi i studimit dhe objektivat

Prodhimi i energjisë është veprimtari me shumë rëndësi për zhvillimin ekonomik të një

vendi, por përfitimi i energjisë në termocentrale që shfrytëzojnë linjitin si karburant,

gjeneron sasi të mëdha të ndotësve në gjendje agregate të lëngët, gaztë dhe të ngurtë.

Termocentralet që shfrytëzojnë këtë karburant lirojnë sasi të mëdha të materialeve të

dëmshme të cilat ndikojnë në ndotje të mjedisit, prandaj është parë si shumë e rëndësishme

që me këtë punim t’i qasemi këtij problemi për të nxjerrë rezultate mbi nivelin e ndikimit

antropogjen në ndotjen e mjedisit me metale të rënda në zonën e Korporatës

Elektroenergjetike të Kosovës (KEK). Ky studim ka për qëllim vlerësimin e gjendjes reale,

ngritjen e vetëdijes mbi rrezikun që paraqet e gjithë kjo dhe gjetjen e mundësive të

zvogëlimit të ndotjes deri në shkallë të lejuar të paraparë me standardet e BE dhe

rekomandimet e OBSH. Me anë të kësaj, arrihet edhe qëllimi tjetër - ai i mbrojtjes së

shëndetit të popullatës që paraqet prioritetin parësor.

Objektivat

Përcaktimi sasior i metaleve të rënda në tokë bujqësore rreth zonës së KEK-ut

Krahasimi i nivelit të ndotjes së tokës bujqësore me nivelin e ndotjes të mostrës kontrollë

dhe normat e Komunitetit Europian (Dutch List)

Përcaktimi i përqendrimit të metaleve të rënda në patate që kultivohen në tokë rreth zonës

së KEK-ut

Përcaktimi i përqendrimit të metaleve të rënda në lakra që kultivohen në tokë të ndotur të

zonës së KEK-ut

Krahasimi i nivelit të ndotjes me metale të rënda të patates dhe lakrës të kultivuara me

normat e Komunitetit Europian dhe rekomandimet e OBSH

Përcaktimi i përqendrimit të formës së shfrytëzueshme të metaleve dhe mobilitetit të tyre

në tokë pas ekstraktimit të mostrave të dherave me HCl dhe EDTA.



4

Kapitulli I

1. NDOTJA E MJEDISIT ME METALE TË RËNDA

Termi “metale të rënda” përdoret gjerësisht për grupin e metaleve dhe gjysmëmetaleve të

cilët ndërlidhen me ndotje dhe veprim toksik (Duffus, 2003). Elementet që bëjnë pjesë në

këtë grup autorë të ndryshëm i kanë klasifikuar në bazë të vlerave të ndryshme të dendësisë

relative; me dendësi më të lartë se 3.5 g/cm3 (Fable&Regitz, 1996), më të lartë se 5 g/cm3

(Berkowitz et.al, 2008), ose më të lartë se 6 g/cm3 (Thornton, 1995). Duke pasur parasysh

faktin se grupi i elementeve që quhen metale të rënda shpesh janë studiuar në aspektin e

toksicitetit dhe ndotjes së mjedisit, në grupin e përmendur klasifikohet edhe arseni, seleni

dhe bori.

Nga këndvështrimi kimik dhe fiziologjik, metalet e rënda formojnë një grup heterogjen në

të cilin përfshihen ato esenciale (p.sh. Fe, Mn, Zn, Cu) dhe metalet që nuk janë esenciale

(Hg, Cd, Pb). Në tokë, ujëra, bimë dhe organizma tjerë ato ndodhen në përqendrime të ulta

ose shumë të ulta, (mg/kg ose më pak) për këtë arsye quhen “elemente gjurmë” (,,trace

elements”) (Phipps, 1981). Megjithatë As, Cu, Zn, Pb dhe Cd janë elemente gjurmë që në

aspektin ekologjik janë të rëndësishme për mjedisin për shkak të kontaminimit të shpeshtë

të tokës, ujit dhe depërtimit të tyre në zinxhirin ushqimor (He et al., 2005).

Ndotja është njëri ndër poblemet më serioze me të cilin mund të ballafaqohet mjedisi sot.

Ndotësi është substancë i cili në mjedis ka efekte të padëshirueshme ose mund të ndikoj

negativisht. Metalet e rënda janë ndotës të rëndësishëm inorganik të mjedisit dhe vetitë e

tyre toksike paraqesin problem në rritje, për shkak të ndikimit negativ në ekologji,

evolucion, produkte ushqimore dhe në ruajtjen e mjedisit në përgjithësi (Benavides et al.,

2005). Metalet e rënda mund të arrijnë në atmosferë në formë të grimcave të imëta të

pluhurit, prej nga precipitohen në ujëra dhe tokë. Burimet kryesore të emisionit të metaleve

të rënda janë djegia e karburanteve fosile, minierat, shkrietoret dhe degë tjera të industrisë.

Përveç këtyre, ekzistojnë edhe burime natyrore, p.sh. vullkanet dhe erozioni i

shkëmbinjëve.

Si rezultat i zhvillimit intensiv të industrisë në mbarë botën dhe për shkak të vetive të tyre

që nuk mund të degradohen ose të asgjësohen, ato akumulohen në të gjitha pjesët e mjedisit

dhe përqendrimi i tyre në tokë rritet vazhdimisht. Akumulimi i tyre në shtresën

sipërfaqësore të tokës paraqet rrezik potencial për shëndetin e njeriut, rritjen dhe zhvillimin

e bimëve dhe botës së gjallë në përgjithësi (Kastori et al., 2006).

Një ndotës mund të shkaktoj dëme afatshkurtë ose afatgjatë, gjithmonë në varësi nga lloji

i ndotjes, sasia e ekspozimit, mënyra se si shkarkohet etj. Disa nga këto mund të jenë të

biodegradueshme e disa të tjera jo. Është e rëndësishme të kuptohet se ndotësit në mjedis

jo gjithmonë janë të dukshëm dhe arritja e tyre deri në zinxhirin ushqimor mund të vjen

nga procese të ndryshme.

Ndotja e mjedisit përfshinë një spektër të gjërë: ndotjen e ajrit, ujit dhe tokës. Shkarkimi i

ndotësve në mjedis mund të jetë primar (emitim i ndotësve drejt nga burimi) dhe sekondar



5

(formohet kur reagon me ndotësat tjerë). Në figurën 1-1 është ilustruar ndotja e mjedisit e

shkaktuar nga ndotësit primar dhe sekondar.

Figura 1-1 Ndotja e mjedisit nga ndotësit primar dhe ato sekondar

Metalet e rënda në organizëm mund të arrijnë përmes ushqimit, ajrit, ujit me anë të

inhalimit, ingjestimit dhe absorbimit përmes lëkurës. Ato janë shumë të qëndrueshëm dhe

pasi të futen në organizëm akumulohen dhe organizmi nuk mund t’i transformojë.

Akumulimi i tyre në qelizat yndyrore, kocka, gjëndra me tajitje të brendshme, tru ose në

sistemin nervor qendror rezulton me pasoja të dëmshme për shëndetin dhe shpeshherë edhe

me sëmundje të rënda (WHO, 1997).

Sistemet në të cilat shkaktohen dëmtime ose disfunksione janë: gjaku dhe enët e gjakut,

gjëndrrat endokrine, sistemi kardiovaskular, respirator, gastrointestinal, urogjenital,

sistemi nevor qendror dhe periferik, lëkura dhe indet nënlëkurore. Efekti toksik bazohet në

lidhjen e tyre ireversibile për grupet aktive metabolike të aminoacideve, polipeptideve dhe

proteinave (Mihaljev et. al., 2008). Sot mendohet se elementet toksike kryesisht veprojnë

në membranën qelizore, ndërsa dëmtimi i sistemeve enzimatike në brendësi të qelizave në

të shumtën e rasteve është dukuri sekondare (Milošević et al., 1992). Me inhalimin e

grimcave të metaleve të rënda janë të rrezikuara të gjitha funksionet e organizmit, edhe në

rastin kur përqendrimi i këtyre metaleve është shumë më i ultë se doza e lejuar. Ato

gjithashtu shkaktojnë reaksione alergjike, mutacione gjenetike dhe mund të sillen si

antibiotikë duke i shkatërruar edhe bakteret e rrezikshme edhe bakteret e mira. Organizata

Botërore e Shëndetësisë (OBSH) ka bërë studime të gjëra të cilat kanë dokumentuar për

efektet e dëmshme të metaleve të rënda në shëndet (WHO, 1997).

Prandaj, për shkaqe që i pëmendëm më lartë (vetitë toksike, akumulimi, mobiliteti dhe

qëndrueshmëria), sot metalet e rënda janë ndotësit mjedisor që më së shumti studiohen.



6

1.1. Ndotja e ajrit

Ndotësit e ajrit janë një përzierje e grimcave të ngurta dhe gazrave të ndryshëm në ajër.

Emetimet e gazrave të makinave, gazrat e shkarkuar nga industria, pluhuri etj. mund të

precipitojnë si grimca ku disa prej tyre mund të jenë edhe toksike.

Ndotja mund të jetë me origjinë natyrore dhe antropogjene. Djegia e pyjeve, pluhuri nga

stuhitë, aktivitetet vullkanike, njihen si disa prej faktorëve që mund të shkaktojnë ndotje

natyrore të mjedisit; përderisa djegia e qymyrit dhe karburanteve tjera fosile, industritë e

ndryshme, trafiku, metalurgjia e hekurit dhe e metaleve tjera shkakton ndotjen

antropogjene (Nriagu dhe Pacyna, 1988). Shkarkimi në atmosferë i ndotësve, kryesisht i

metaleve kontribuon në ndotjen e komponenteve tjera të biosferës (ujërave, tokës dhe

vegjetacionit).

Shpëndarja e grimcave në atmosferë ndryshon në varshmëri nga faktorët e ndryshëm fizik

dhe kimik. Precipitimi i këtyre grimcave në sipërfaqen e tokës varet nga madhësia e tyre

dhe densiteti, ato me diametër më të madh përfundojnë më afër burimit të emitimit, ndërsa

ato me densitet më të vogël përfundojnë në largësi më të madhe nga burimi i shkarkimit të

tyre.

Disa grimca si pluhuri, bloza ose tymi janë të mëdha dhe mund të vërehen edhe me sy,

mirëpo ka edhe grimca aq të vogla saqë mund të zbulohen vetëm duke përdorur një

mikroskop elektronik. Agjensioni për Mbrojtjen e Mjedisit (EPA) i definon këto grimca si

një përzierje e grimcave të ngurta dhe piklave tjera prezente në ajër (grimcat e suspenduara

PM10 dhe PM2.5).

• PM 10: grimca që mund të inhalohen, me diametër 10 mikometër ose edhe më të

vogël;

• PM 2.5: grimca që lehtë mund të inhalohen me diametër 2.5 mikrometër ose edhe

më të vogël.

Efekti i dëmshëm i grimcave të imëta është se ato me anë të inhalimit mund të depërtojnë

në organet e frymëmarrjes, që është e shprehur më shumë në vende urbane për shkak të

pranisë më të lartë të burimeve antropogjene (Samara and Voutsa, 2005). Përbërja

elementare e këtyre grimcave është mjaft heterogjene dhe mund të përmbajnë As, Cd, Cr,

Cu, Fe, Pb, Hg Ni, Zn (Barrett et al., 1995). Me anë të proceseve të precipitimit, tretjes ose

me reaksione kimike në atmosferë, këto grimca edhe mund të transformohen.

Në Kosovë bëhet monitorimi i kualitetit të ajrit në dymbëdhjetë stacione të cilat janë të

vendosura në disa pika industriale dhe urbane në territorin e Kosovës. Në figurën 1-2 është

paraqitur ndotja e ajrit me grimca PM 10 për Tetor 2015-Mars 2016 (Raporti Vjetor për

gjendjen e mjedisit Kosove, 2017).



7

Figura 1-2 Ndotja e ajrit me grimca PM 10 për periudhën Tetor 2015-Mars 2016

Siç vërehet nga figura 1-2 në shumicën e rasteve është tejkaluar vlera maksimale e lejuar e

shkarkimeve për grimcat PM 10, kurse në muajin Nëntor 2015 ky tejkalim është më i lartë.

Përveç grimcave të ndryshme si kontaminues, ajri mund të ndotet edhe me metale të rënda.

Metalet në ajër gjenden edhe ne trajtë të aerosoleve, pikla në gjendje agregate të lëngët të

suspenduara në atmosferë. Madhësia e aerosoleve në atmosferë varion nga disa µm e deri

në nm. Burimet më të shpeshta natyrore të aerosoleve janë erupcionet vullkanike,

shpërndarja e pikave të ujit nga detërat dhe oqeanet dhe formimi i suspensioneve të

grimcave nga sipërfaqja e Tokës (Reichman, 2002).

Metalet volatile, si p.sh. arseni, antimoni dhe seleni transportohen në formë të gaztë dhe në

formë të grimcave, përderisa metalet siç janë bakri, plumbi, zinku, nikeli, transportohen

vetëm në formë të grimcave.

Sipas Agjensionit Europian të Mjedisit (EEA) (Air Quality in Europe, 2015) në vitin 2013,

në më shumë se 500 stacione për monitorimin e kualitetit të ajrit në Europë është bërë matja

e grimcave të metaleve të rënda në ajër. Nga rezultatet e fituara të Agjensionit Europian të

Mjedisit arseni në 12 stacione ka tejkaluar përqendrimin maksimal të lejuar të shkarkimit

sipas EU (6 ng/m3). Këto tejkalime janë regjistruar në zona industriale dhe në ato urbane

në Belgjikë, Finlandë dhe Poloni. Kadmiumi e ka targetin 5 ng/m3 sipas Bashkimit

Europian. Kjo vlerë është tejkaluar në më pak se dhjetë stacione në Belgjikë, Bullgari,

Republikën Çeke, Francë dhe Gjermani. Sa i përket plumbit, ky e ka kaluar vlerën

maksimale të lejuar në më pak se dhjetë stacione gjatë vitit 2013 në trafik, në zona

industriale dhe ato urbane. Të gjitha këto tejkalime janë raportuar nga stacionet e Italisë.

Nikeli ka kaluar targetin prej 20 ng/m3 në dy stacione industriale të Gjermanisë dhe Italisë.

Sa i përket merkurit të regjistruar nga këto stacione, vlera të larta janë regjistruar në Kroaci

në një stacion urban me vlerë 20 ng/m3 dhe një stacion industrial në Mbretërinë e Bashkuar

23.5 ng/m3 (EEA, 2013).



8

1.2. Ndotja e ujërave

Përbërja e ujërave natyrore nuk është konstante si pasojë e ndikimit të shumë faktorëve si

p.sh. ndryshimi i kushteve hidrometeorologjike, përbërjes gjeologjike të tokës dhe të

proceseve specifike fiziko-kimike dhe biologjike që kryhen në ujëra (Dalmacija, 1998). Në

ujëra natyrore mund të gjenden substanca të ndryshme si rezultat i proceseve natyrore ose

aktiviteteve të njeriut.

Për shkak të rritjes globale të popullësisë në botë dhe aktiviteteve të ndryshme natyrore e

njerëzore, zgjerimit të prodhimit industrial e bujqësor etj., sasi të mëdha të ndotësve të

rrezikshëm, kryesisht të metaleve të rënda shkarkohen në ujëra (Srebotnjak et al., 2012; Su

et al., 2013; Islam et al., 2014).

Metalet e rënda në ujëra natyrore janë të pranishëm në përqendrime të ulta ose shumë të

ulta, elemente gjurmë. Proceset natyrore që kontribuojnë në rritjen e përqendrimit të

elementeve gjurmë në ujë janë erozioni i shkëmbinjve dhe kullimi i tokës (Kabata-Pendias,

2011). Burimet antropogjene të elementeve gjurmë në ujëra janë të lidhura kryesisht me

minierat e qymyrit, aktivitetet e ndryshme të industrisë, zhvillimi i urbanizmit, bujqësisë

etj., duke shkaktuar rritje të konsiderueshme të ujërave të ndotura të cilat pa trajtim

paraprak shkarkohen në ujëra sipërfaqësore (Kabata-Pendias, 2011; Groengroeft et al.,

1998; Morillo et al., 2002; Carrasco et al., 2003; Eimers, et al., 2002). Në varshmëri nga

lloji i industrisë në ujëra të ndotura mund të shkarkohen lëndë organike edhe inorganike,

në veçanti jonet e metaleve të rënda të cilët më parë nuk kanë qenë prezent në ujëra natyrore

(Akcay et al., 2003; Turgut, 2003; Ashton et al., 2004; Burke et al., 2005; Lara-Martín et

al., 2008; Nyamangara, 2008).

Në ujëra natyrore si mjedis jashtëzakonisht i komplikuar, lëndët e ndryshme pa marrë

parasysh a kemi të bëjmë me përbërësit natyrorë të ujit ose me substanca të cilat arrijnë në

mjedis ujor me aktivitetin e njeriut, i nënshtrohen një ose më shumë proceseve të ndryshme.

Në mënyrë të veçantë janë të rëndësishme: tretja, adsorbimi, avullimi, fotoliza, hidroliza,

oksido redukimi, proceset metabolike dhe bioakumulimi (Veselinović et al., 1995).

Elementet gjurmë në ujë nuk mund të qëndrojnë në formë të tretshme për një kohë të gjatë,

por kryesisht si koloide ose të lidhura nga substanca organike dhe inorganike. Pasojat

ekologjike të ndotjes së ujërave me elemente gjurmë është vështirë për t'u vlerësuar, sepse

në shkallë globale, ato mund të shkaktojnë procese gjeokimike të paparashikueshme. Ujërat

e zeza që përdoren për vaditjen e tokës bujqësore në përgjithësi janë një burim i disa

elementeve gjurmë. Prandaj, përdorimi i ujërave të ndotura për këtë qëllim duhet të

kufizohet që të eliminohet mundësia e kontaminimit të tokës bujqësore për shkak të

akumulimit të sasive të rrezikshme të metaleve gjurmë.

Shumë faktorë siç janë: vlera pH, madhësia e grimcave, fortësia dhe përmbajtja e lëndës

organike ndikojnë në atë se a do të jenë metalet në ujë në formë të tretshme ose në formë

të patretshme - në formë të grimcave (Barber, 1984). Format e tretshme të metaleve janë

më të lëvizshme dhe të bioasimilueshme në krahasim me grimcat.

Kontributi nga ndotja antropogjene është shumë i lartë në shumë resurse ujore. Fluksi i

metaleve të shkarkuara në detin Baltik prej lumenjve apo depozitimeve atmosferike të

shkaktuar nga burime njerëzore të ndotjes i tejkalon 90% të pruerjeve të Cd, Hg dhe Pb,

dhe rreth 80% të Cu dhe Zn (Matschullat, 1997).



9

Sa i përket burimit të ndotjes së ujërave, ato mund të klasifikohen si burime të përqendruara

të ndotjes dhe burime të shpërndara.

Burimet e përqendruara të ndotjes më së shpeshti janë mjediset urbane (ujërat e ndotura

komunale dhe industriale), degët e ndryshme të industrisë (industria kimike dhe

petrokimike, e tekstilit, metalike, industria e ngjyrave dhe llaqeve etj.), impiantet

energjetike (termocentralet, hidrocentralet, centralet nukleare, ngrohëtoret, përpunuesit e

naftës, qymyrit etj.), ndotjet nga bujqësia që merren me rritjen masovike të bagëtive etj.

Për të gjithë këta ndotës sipas rregullave mund të bëhet ndërtimi i imipanteve për pastrimin

e ujërave të ndotura para shkarkimit të tyre në ujëra sipërfaqësore (Akcay et al., 2003;

Carrasco et al., 2003).

Për dallim nga burimet e përqendruara, burimet e shpërndara të ndotjes përfshijnë

kimizimin e tokave me herbicide, pesticide, plehëra artificiale minerale, deponi të

parregulluara me plehëra industriale dhe komunale, transporti dhe mjetet e transportit, të

reshurat atmosferike (shirat acidike) etj. Kontrolli i tyre është i pamundur prandaj për këtë

shkak janë burime të rëndësishme të ndotjes së ujërave sipërfaqësore.

Në figurën 1-3. është paraqitur kontaminimi i ujërave nëntokësore dhe sipërfaqësore me

ndotës të ndryshëm: inputet atmosferike, aktivitetet njerëzore, pesticide dhe ndotës tjerë,

(Donald L. Sparks, 2003). Elementet biogjene, p.sh. plehrat azotike, pasi që arrijnë në

ujërat sipërfaqësore shkaktojnë rritjen e procesit të oksidimit primar, ose mund të shkatojnë

ndotjen e ujërave nëntokësore me nitrate. Shumë pesticide (toksike, persistente dhe vështirë

të biodegradueshme) veprojnë në mënyrë jo të favorshme në gjallesa që jetojnë në ujëra,

që mund të shpie edhe deri te bioakumulimi i tyre (Zhou et al., 2000).

Figura 1-3 Ndikimi i faktorëve antropogjen dhe natyror në ndotjen e ujërave sipërfaqësor

dhe nëntokësor (Donald L. Sparks, 2003).

Pas absorbimit metalet lidhen për komponentet vitale të qelizës, siç janë proteinat, enzimat

dhe acidet nukleike me ç’rast ndikojnë në funksionimin e saj. Nga aspekti ekotoksikologjik

metalet më të rrezikshme janë merkuri, plumbi, kadmiumi dhe kromi (VI).



10

1.3. Ndotja e tokës

Me zhvillimin e vrullshëm të industrisë, trafikut dhe prodhimtarisë intensive bujqësore, ka

ardhur deri te ndotja e tokës. Ndotja enorme e tokës me komponime organike dhe

inorganike si pasojë sjell çrregullim të ekosistemit, gjegjësisht çrregullim të zhvillimit të

proceseve normale në tokë dhe degradimin e saj (Weber, et al., 2000). Sa i përket ndotjes

së tokës, ka raste që ne nuk mund t’i shohim efektet me qartësi, por toka po ndotet dhe

abuzohet vazhdimisht dhe ne nuk jemi në gjendje të llogarisim dëmet e shkaktuara. Ndotja

e tokës sot është një nga shqetësimet më serioze që ballafaqohet njeriu në përmasa globale.

Kur përqendrimi i kimikateve, lëndëve ushqyese ose elementeve në tokë është më i lartë

se nivelet normale për shkak të aktiviteteve të shtuara të njeriut, themi se kemi të bëjmë

me ndotje të tokës. Me fjalë të tjera, me ndotje të tokës nënkuptohet degradimi ose

shkatërrimi i sipërfaqes së tokës në mënyrë direkte ose indirekte si rezultat i aktiviteteve

njerëzore, që kryesisht vijnë si pasojë e zhvillimit industrial. Si mangësi e këtij “zhvillimi”

kemi zvogëlim e cilësisë ose edhe ulje të produktivitetit të tokës si medium ideal për

bujqësinë, pyllëzim, ndërtim etj. Janë shumë faktorë të cilët mund të shkaktojnë dëmtimin

e tokës. Pasojat që dalin nga dëmtimi mund të jenë të ndryshme. Kushtimisht mund të

dallohen tri kategori të dëmtimit: degradimi, destruktimi dhe tjetërsimi i tokës nga mbjellja

(Kastori, 1995). Degradimi i tokës është formë më e butë e dëmtimit të tokës dhe zakonisht

ndodh për shkak të ndotjes së pakontrolluar të saj me komponime inorganike dhe organike,

që shkakton çrregullimin e ekosistemit, gjegjësisht çrregullimin e proceseve normale që

zhvillohen në sipërfaqen e tokës (Weber et al., 2000). Destruktimi i tokës shkaktohet si

pasojë e eksploatimit të burimeve minerale dhe energjetike nga toka, pyjeve, veprimi i

industrisë përpunuese, etj. Shkaktarë të destruktimit të tokës mund të jenë edhe ujërat e

ndotura, mihjet e mineraleve dhe mbeturinat e lëndëve të ngurta (Barrow, 1991). Forma

më e rëndë e dëmtimit të tokës është shkatërrimi i sipërfaqës së tokës, dmth. përjashtimi i

përkohshëm ose i përhershëm i tokës nga prodhimi i kulturave bujqësore me ç’rast vjen

deri te shkatërrimi fizik i tokës që shkaktohet nga deponitë e sterileve dhe plehërave urbane,

mihjet sipërfaqësore, rrëshqitjet dhe shfrytëzimi i materialeve inerte (rërës), ndërtimi i

rrugëve, ndërtesave për banim, objekteve industriale dhe energjetike, etj. Me zhvillimin e

urbanizmit, trafikut dhe industrisë tjetërsimi i tokës shënon rritje (Barrow, 1991).

Karakteristikat e tokës gjithashtu ndikojnë në fatin e ndotësve dhe mënyrën se si mund të

mirren këto nga bimët apo kafshët. Shpejtësia e kalimit të ndotësve në tokë varet nga

shumë faktorë, si: përmbajtja minerale tokësore dhe argjila, vlera pH, sasia e lëndës

organike në tokë, nivelet e lagështisë, temperatura, prezenca e joneve në tokë etj. Në

figurën 1-4 është paraqitur profili i shtresave përbërse të tokës.



11

Figura 1-4 Pjesët pëbërëse të tokës

Shtresa sipërfaqësore e tokës është formuar nga shpërbërja e shkëmbinjëve dhe humusi nën

ndikimin e kushteve atmosferike dhe aktivitetit të mikroorganizmave (Singer, 1987).

Përbërja e një toke të caktuar në rend të parë varet nga përbërja kimike e materialit bazë

nga i cili është formuar dhe mund të ndryshojë nga ujitja, eksploatimi i xeheve, impakti i

prodhimtarisë industriale dhe bujqësore, ose për shkak të proceseve natyrore

biogjeokimike (McBride 1994).

Origjina e metaleve të rënda në tokë mund të jetë natyrore dhe antropogjene (Alloway et

al., 1997). Përqendrimi i elementeve me prejardhje natyrore në tokë varet nga përmbajtja

e tyre në shkëmbinj nga të cilët është formuar substrati mëmë. Substrati mëmë është burim

natyror i elementeve toksike në tokë në të cilin njeriu nuk ka ndikim. Në procesin e

formimit të shtresës sipërfaqësore të tokës vjen deri te shpërbërja e shkëmbinjve dhe

metalet e rënda lirohen nga substrati mëmë më së shpeshti me procesin e hidratimit,

hidrolizës, tretjes, oksidimit, reduktimit, dhe pastaj depozitohen në pjesën e sipërme ose të

poshtme të tokës në varshmëri nga afiniteti që të lidhen për argjilë, okside të hidratuara ose

lëndë organike (Kabata-Pendias, 2011). Një numër i madh i metaleve kryesisht shtresohen

në horizontin e epërm të profilit të tokës, si p.sh. Cd, Hg, Pb, Ag, As, Sb dhe Zn. Kjo ndodh

për shkak se këto elemente adsorbohen nga lënda organike e tokës, përveç kësaj ata

precipitohen edhe nga atmosfera në sipërfaqe të tokës. Në horizontet e ulëta të profilit të

tokës përqendrohen Fe, Al, Mg, Na, Sc, Ni, Zr dhe V, që arsyetohen me akumulimin dhe

lëvizshmërisë të argjilës dhe hidroksideve.

Një pjesë e metaleve të rënda lirohen edhe për shkak të erupcioneve vullkanike dhe

shpërndarjes së pluhurit nga kontinenti, prandaj shumë regjione paraqesin rezervuare

natyrore të mineraleve. Metalet me pjesëmarrje më të lartë në tokë janë alumini, hekuri,

kalciumi, natriumi, kaliumi dhe magnezi. Shumica e metaleve tjera dhe metaloideve në



12

tokë ndodhen në përqendrime shumë më të ulëta (Sparks 2003). Në tabelën 1-1 është

paraqitur përqendrimi i metaleve në tokë (mg/kg).

Tabela 1-1 Përqendrimi i metaleve në tokë (Sparks, 2003)

Metali

Shtrirja e

përqendrimit

(mg/kg)

Vlera

mesatare

(mg/kg)

Alumini 700–<10.000 72000

Arseni <0.1-97 7.2

Bakri <1-700 25

Bariumi <20-5000 580

Beriliumi <1-15 0.92

Bori <20-300 33

Zinku <5-2900 60

Hekuri 100->100000 26000

Kromi 1-20000 54

Kadmiumi 0.01-2 0.35

Kallaji <0.1-10 1.3

Kaliumi 50-63000 15000

Kalciumi 100-320000 24000

Kobalti <3-70 9.1

Litiumi <5-140 24

Magnezi 50->100000 9000

Mangani <2-7000 550

Molobdeni <3-15 0.97

Natriumi <500-100000 12000

Plumbi <10-700 19

Seleni <0.1-4.3 0.39

Përveç burimeve natyrore, metalet e rënda kanë edhe origjinë antropogjene të shkaktuar

nga djegia e karburanteve fosile, deponitë e mbeturinave urbane dhe industriale, llumit të

kanalizimit, emisionit të pluhurit, aerosoleve dhe hirit fluturues nga termocentralet që

përdorin qymyrin si karburant ose nga industria e përpunimit të metaleve. Këto aktivitete

ndikojnë në përhapjen e metaleve të rënda në vendet rurale dhe në tokë bujqësore. Në

tabelën në vazhdim (Tabela 1-2) janë të paraqitura përqendrimet maksimale të lejuara të

metaleve të rënda në dhera për shumë vende të botës të shprehur në mg/kg.



13

Tabela 1-2 Limiti i përqendrimeve maksimale të lejuar të metaleve të rënda në dhera (mg

kg-1)

As Pb Hg Cd Cr Cu Zn Co Ni

aGjermania 50 70 0.5 1 60 40 150 ip 50

bPolonia ip 100 ip 3 100 100 300 50 100

cMB 32 450 10 10 130 ip ip ip 130

d Australia 20 300 1 3 50 100 200 ip 60

aTaivani 60 300 2 5 250 200 600 ip 200

eBullgaria 10 26 0.03 0.4 65 34 88 20 46

fKanada 20 200 0.8 3 250 150 500 ip 100

gKina 30 80 0.7 0.5 200 100 250 ip 50

hTanzania 1 200 2 1 100 200 150 ip 100

Dutch list 29 85 0.3 0.8 100 36 140 9 35

iFAO/WHO 20 100 ip 3 100 100 300 50 50

jEU ip 300 ip 3 150 140 300 ip 75

kAfrika Jugore 5.8 20 0.93 7.5 6.5 16 240 300 91

IP- I pa

disponueshëm

Të dhënat janë mbledhur nga autorë të ndryshëm (a.Lee. Et, al., 2001: b Mtunzi.et.al.,

2015: cYara, UK Report; d EPA, Australia;e Atanassov, 2007:f Canadian Ministry Report,2009; gEnvironmental

Protection, Ministry of China; h He, Z., et.al., 2015; Dutch List (Target and

Intervention Values), 2001:i Chiroma., et.al, 2014:j European Commission on

Environment, 2002; k Department of Environmental Affairs, 2010

Toka bujqësore mund të ndotet me metale të rënda edhe me përdorimin e llumit për

plehërim të tokës, ose përdorimit të pakontrolluar të plehrave fosfatike, organike dhe të

pesticideve të ndryshme (Huttermann et al., 1999; Bogdanovic et al., 1997; Banat et al.,

2004; Kuang et al., 2004). Ndotja e tokës me metale të rënda nuk është lehtë të konstatohet

dhe ndryshon nga llojet e ndryshme të tokës. Kështu p.sh. në ndonjë lloj të tokës prania e

ndonjë komponimi në përqendrim të caktuar nuk shkakton çrregullime në prodhimtarinë

bimore, ndërsa te lloji tjetër i tokës vjen deri te çrregullimet që mund të vërehen në bazë të

zvogëlimit të rendimentit dhe kualitetit të tij. Supozohet se metalet e rënda janë toksike

vetëm në ato raste nëse përqendrimi i tyre në inde të bimëve rritet mbi vlerat mesatare.



14

Kapitulli II

2. NDOTJA E USHQIMIT ME METALE TË RËNDA DHE PASOJAT NË

ORGANIZMIN E NJERIUT

Përveç ndotjes së mjedisit, metalet e rënda janë toksike për organizmat e gjallë nëse këta

ndotës përfundojnë në zinxhirin ushqimor. Burim kryesor i metaleve në ushqim është toka

në të cilën produktet ushqyese kultivohen, kështuqë ekziston një lidhje qartë e definuar në

mes të përbërjes së tokës dhe metaleve të cilat me ushqim depërtojnë në organizmin e

njeriut. Në varësi të rrugës së ekspozimit, çdo lloj ushqimi mund të kontaminohet me

elemente toksike të ndryshme. Njerëzit mund të ekspozohen ndaj këtyre metaleve nga

mjedisi ose duke konsumuar ushqim, ujë të kontaminuar etj. Akumulimi i tyre në trup

mund të çojë në efekte të dëmshme me kalimin e kohës. Në figurën 2-1 është ilustruar

ndikmi i ndotjes antropogjene me metale të rënda dhe rrugët e depërtimit në zinxhirin

ushqimor.

Figura 2-1 Ndikimi i ndotjes antropogjene dhe rruga e depërtimit të metaleve të rënda në

zinxhirin ushqimor

Përmbajtja e metaleve të ndryshme në trupin e njeriut varet edhe nga përbërja e ushqimit

të cilin e konsumojmë. Metalet në organizëm klasifikohen në metale të domosdoshme për

organizmin (Fe, Zn, Cu, Mn, Se, Cr) dhe toksike (As, Cd, Pb, Hg etj.).

Arseni. Në vitin vitin 1981 Organizata Botërore e Shëndetësisë (WHO) e ka klasifikuar

arsenin si karcinogjen, ekspozimi edhe në sasi të vogla ndaj arsenit mund të shkaktoj dëme

gastrointestinale, zvogëlim në prodhim të rruzave të kuqe dhe atyre të bardha të gjakut,

rrahje të shpejtuara të zemrës, dëmtime të enëve të gjakut etj. (Abernathy et al., 2003). Sa



15

i përket sasisë së arsenit në podukte ushqimore, ai varet nga përqendrimi i i tij në tokë, ujë,

pesticide etj., pastaj nga lloji i ushqimit dhe përgaditja e tij (Roychowdhury et al., 2002).

Llojet kryesore të arsenit, gjegjësisht forma në të cilën gjendet: inorganike ose e metilizuar,

konsiderohen si forma më toksike në industrinë e ushqimit p.sh te orizit (Williams et al.,

2005). Sipas studimeve të ndryshme është treguar se peshqit janë bioakumulues shumë të

mëdhenj të arsenit (Larocque and Rasmussen, 1998), përderisa disa studime tjera (Liao &

Ling 2003; Arain 2008), kanë treguar se përqendrimi i asenit te peshqit ka qenë më i lartë

se në ujë. Reimann and de Caritat (1998) kanë konstatuar se vlera mesatare e përqendrimit

të arsenit në ajër, në rajonet e ndotura sillet rreth 15 ng/m3.

Kadmiumi definohet si një element ndotës shumë toksik, që është klasifikuar si

karcinogjen për njerëzit (Henkal et al., 2004). Marrja e ushqimit që është i kontaminuar me

kadmium shkakton çrregullime gastrointestinale (vjellje dhe diare), ndërsa ekspozimi

sistematik ndaj kadmiumit shkakton si pasojë rritjen e ekskrecionit të kalciumit, që paraqet

rrezik të rritur për formimin e gurëve në veshka dhe dëmtimin e kockave (Encyclopedia of

occupational health and safety, 1971). Jonet e Cd (II) lehtësisht absorbohen nga qelizat,

dhe toksiciteti i tij është studiuar në qelizat prokariote dhe eukariote (Zalups et al., 2003;

Heng et al., 2014). Ekspozimi për një kohë më të gjatë ndaj joneve Cd(II) mund të shkaktoj

sëmundjen “itai-itai” (Shah et al., 2012). Përderisa sasia maksimale e kadmiumit nuk guxon

të jetë më e lartë se 0.01 mg/l, përdorimi i vazhdueshëm i tij në industri të ndryshme

(ngjyrërave, baterive, bizhuterive etj.), përbën një kërcënim mjaft të madh për njeriun dhe

mjedisin në përgjithësi (Nawrot et al., 2010; Eichler et al., 2014).

Bakri është element esencial për njeriun dhe ndodhet në përbërjen e disa proteinave dhe

metaloenzimeve. Pjesëmarrja e tij është e rëndsishme në disa procese oksido-reduktuese

dhe sintezë të hemoglobinës. Përkundër përdorimit të gjërë në industri, te njerëzit nuk janë

vërejtur helmime profesionale me bakër, me përjashtim të rasteve të kontaminimit ekstrem

të produkteve ushqimore ose ujit. Shembull me rëndësi i veprimit toksik të bakrit është i

lidhur ne sëmundjen e Wilsonit – një çrregullim i rrallë i metabolizmit me ç’rast vjen deri

te rritja e resorbimit të bakrit në sistemin digjestiv dhe akumulimin e tij në mëlçi dhe tru.

Sëmundja e atakon mëlçinë dhe çrregullimet manifestohen në formë të hepatitit kronik

aktiv dhe cirozës së mëlçisë (Solioz et al., 2007; WHO, 1992). Tretësirat e komponimeve

të bakrit të cilat përdoren në bujqësi ndikojnë në shëndetin e popullates (Encyclopaedia of

occupational health and safety, 1971).

Kromi. Toksiciteti i kromit varet nga gjendja oksiduese e tij, por më i rrezikshëm është si

Cr(VI). Nëse komponimet e Cr(VI) depërtojnë në organizëm me rrugë orale ose me

inhalim, si pasojë shkaktohet irritimi i syrit, lëkurës dhe mukozës së membranave. EPA

rekomandon se përqendrimi maksimal i kromit total në ujin e pijshëm nuk duhet të jetë

mbi 0.1 mg/L. Ekspozimi i njeriut ndaj përqëndrimeve të larta të kromit në zona industriale

ku lirohet kromi, ka simptoma mjaft të ngjashme me nikelin. Kromi ka një kohë të gjatë që

konsiderohet si element me potencial kancerogjen për njeriun, që është vërejtur në studimet

epidemiologjike për punëtorët e punësuar në industrinë e kromit që për një kohë të gjatë

kanë qenë në kontakt me komponimet e kromit. Kromi njihet poashtu si alergjeni i dytë më

i fortë i lëkurës (pas nikelit), ndërsa efekti kronik pas ekspozimit të gjatë manifestohet në

traktin respirator, veshka dhe mëlçi (Haines and Nieboer, 1988).

Nikeli. Rëndësia e nikelit për botën e gjallë është zbuluar kah fundi i viteve të ’60 të

shekullit të kaluar, sepse deri në atë kohë nikeli është konsideruar metal toksik për

organizmin. Që atëherë, ky element konsiderohet si esencial i “mundshëm” për njeriun,



16

edhe pse për rolin e tij në organizëm ka pak të dhëna. Numri më i madh i studimeve që ka

të bëjë me rolin e nikelit në organizëm është hulumtuar te zogjtë dhe minjtë. Te punëtorët

e industrisë të cilët janë në kontakt me nikelin dhe komponimet e tij është vërejtur shfaqja

e sëmundjeve profesionale (Sunderman, 2004). Është vërtetur se nikeli ka efekt

kancerogjen dhe shkakton ndryshime në traktin respirator duke qenë shkatar i tumorëve.

Përveç se është gjenotoksik, nikeli mund të shkaktoj probleme në organet reproduktive dhe

sëmundje neurologjike dhe kardiovaskulare. Ingjestimi dhe inhalimi janë rrugët kryesore

të depërtimit të nikelit në organizëm, ndërsa deri në 55% e grimcave që depërtojnë me

inhalim mbesin në mushkëri. Resorbimi i nikelit në lëkurë është i lidhur me shfaqjen e

dermatitit.

Plumbi nuk gjendet në mënyrë natyrore në organizëm të gjallesave, dhe për shkak të

prezencës në mjedis është identifikuar si element që mund të shkaktoj dëme në shëndet.

Për fëmijët nën moshën shtatë vjeç është vërtetuar të këtë pasoja fatale: retadim mendor

dhe dëmtime të trurit (U.S. Department of Health and Human Services, 1991). Sipas EPA,

si rezultat i përdorimit të benzinës pa plumb te motorët e automjeteve, nivelet e plumbit në

ajër janë zvogëluar deri në 98% gjatë periudhës 1980 – 2014. Duke marrë parasysh vetitë

fiziko-kimike, joni Pb2+ lehtësisht mund të zëvendësoj jonin Ca2+ në indet e kalcifikuara

(kocka dhe dhëmbë), por edhe në komplekse të ndryshme të plumbit me bioligande në

tretësira biologjike dhe inde. Plumbi në kocka ndihmon zhvillimin e osteoporozës,

zvogëlimin e masës kockore, ndryshimin e strukturës dhe rritjen e resorbimit të kockave te

personat e moshuar (WHO, 1998). Konsumimi i disa ushqimeve të pasura me vitaminë C

dhe hekur, mund të sjell deri te mobiliteti i rritur i tij nga indet dhe rritjen e përqendrimit

të Pb2+ në gjak. Rritja e sasisë të këtij metali në organizëm shkakton hipertension, aritmi të

zemrës, ndryshime malinje në traktin digjestiv, respirator dhe veshka (Abdullahi,2013).

Plumbi inhibon edhe disa faza në sintezën e hemit (Florea and Buselberg, 2006).

Zinku. Është element esencial i domosdoshëm për funksionim të organizmit. Për

funksionim normal dhe shfrytëzim të vitaminës A nga mëlçia është e domosdoshme prania

e zinkut. Ai poashtu është i domosdoshëm për ruajtjen e syve, shqisave të shijes dhe

nuhatjes. Është i domosdoshëm për formimin e acidit klorhidrik në lukth dhe shndërrimin

e acideve yndyrore në prostaglandina të cilat i rregullojnë proceset në organizëm siç janë

ritmi i zemrës dhe presioni i gjakut. Zinku është i domosdoshëm për procesin e kontraktimit

të muskujve dhe për rregullimin e ekuilibrit acido-bazik në organizëm. Gjithashtu ndihmon

në procesin e detoksifikimit të organizmit nga alkooli.

Teprica e zinkut në organizëm paraqitet rrallë, por nëse ndodh një gjë e tillë (nëse

konsumohen më shumë se 200 mg Zn) shoqërohet me dhimbje të stomakut, mundim dhe

vjellje. Simptomet tjera përfshijnë dehidrimin e organizmit, letargji, anemi dhe humbje të

ndjenjave (Porea TJ, 2000).

Zinku është element me veti relativisht të ulta toksike. Në përgjithësi toksiciteti i zinkut

është i kufizuar në marrjen e dozave të larta p.sh., te punëtorët të cilët punojnë në shkrietore

të zinkut dhe marrin grimca të pluhurit të zinkut ose avuj të tij (“ethet e metaleve”).

Konsumimi për një kohë të gjatë të sasisë të lartë të zinkut në organizëm mund të shkaktojë

mungesë të bakrit në organizëm. Kjo mund të ndodhë nëse konsumohen më shumë se 25

mg Zn në ditë. Konsumimi i zinkut për një kohë të gjatë në sasi më të lartë se 150 mg në

ditë, si pasojë ka zvogëlimin e funksionit të sistemit imunitar dhe çrregullim në

metabolizmin e lipoproteinave me densitet të lartë (HDL) që shkakton sëmundje të zemrës

(Finkelman, 2005).



17

Kapitulli III

3. METALET E RËNDA TË ASIMILUESHME DHE MOBILITETI

Metalet luajnë një rol të rëndësishëm në proceset jetësore të mikroorganizmave. Disa

metale, si kalciumi, hekuri, magnezi, nikeli, kaliumi, natriumi etj., shërbejnë si

mikronutrientë dhe përdoren në procese redokse, për të stabilizuar molekulat ndaj

ndërveprimeve elektrostatike, si komponente të enzimeve të ndryshme dhe për rregullimin

e presionit osmotik. Me fjalë të tjera, metalet luajnë një rol jetësor në shumë procese

biokimike. Mirëpo, ka edhe metale të tjera si Ag, Al, Cd, Pb, Hg etj., që nuk kanë ndonjë

rol biologjik, pra janë të panevojshëm dhe mund të posedojnë veprim toksik për shumë

mikroorganizma. Në përqëndrime më të larta, këto jone të metaleve të rënda formojnë

komponime të pa specifikuara brenda qelizës, gjë që çon në efekte toksike, duke i bërë ato

shumë të rrezikshme për çdo funksion fiziologjik. Toksiciteti i këtyre metaleve ndodh për

shkak të zhvendosjes së metaleve esenciale nga vendet e tyre, ose nëpërmjet veprimeve të

ligandit (Bruins et al., 2000; Nies, 1999).

Hulumtime të shumta të realizuara në dekadat e fundit, tregojnë se të dhënat mbi

përqendrimin total të metaleve në mjedis nuk ofrojnë tablo të plotë për vetitë e tyre

gjeokimike siç janë mobiliteti dhe reaktiviteti ose vetitë biologjike si metalet e

asimilueshme dhe toksiciteti (Kabata-Pendias, 2004; Menzies et al., 2007). Me mobilitet

të metaleve të rënda në tokë nënkuptohet aftësia e tyre të kalojnë nga një formë kimike në

tjetrën me ç’rast me interes të veçantë janë format e tretshme. Në mobilitet dhe akumulim

të metaleve në tokë ndikojnë faktorë të ndryshëm me origjinë gjeokimike, klimatike dhe

biologjike (Kabata-Pendias, 2004), si: vlera pH e tokës, sasia e lëndës organike dhe

përbërja mekanike e tokës (sasia e argjilës) (Ewers&Schipkter 1991).

Në tokë të kontaminuar metalet e rënda akumulohen dukshëm më shumë në fraksione

këmbyese karbonate dhe okside të tokës, gjersa në tokë të pakontaminuar dhe sediment

metalet zakonisht ndodhen në profile reziduale të tokës. Hulumtimet aktuale gjithashtu

vërtetojnë se metalet e rënda në tokë me origjinë antropogjene, ndodhen në formë që është

më lehtë e asimilueshme në krahasim me metalet me origjinë natyrore.

Sipas Zeien (1995) në fraksione mobile të metaleve të rënda (të shfrytëzueshme për bimë)

bëjnë pjesë metalet e tretshme në ujë (në formë të joneve në tretësirën e dherave), fraksionet

e këmbyeshme dhe komplekset metalo-organike lehtë të tretshme. Potencialisht mund të

shfrytëzohen fraksionet e metaleve të cilat hynë në përbërjen e komplekseve organike me

stabilitet të ultë dhe metalet e lidhura për karbonate. Fraksioni rezidual (i lirë) dhe

fraksionet në të cilat metali është i lidhur për oksidet e Fe ose Mn dhe lëndë organike, nuk

janë të asimilueshëm për bimët për shkak se te këto metalet praktikisht janë imobilizuar

(Kabata-Pendias, A., Mukherjee 2007, Zeremski 2005).



18

3.1. Format e lidhjes së metaleve të rënda për përbërësit e tokës

Metalet e rënda lidhen për përbërësit e tokës në mënyra të ndryshme sepse ato

bashkëveprojnë me substanca të tretura në ujë (që ndodhen në poret e dherave) dhe me

material të ngurtë (sedimente, shkëmbinj, tokë) duke hyrë në procese të hidratimit,

adsorbimit/desorbimit, tretjes/precipitimit (koprecipitimit), oksido-reduktimit, formimit të

lidhjeve koordinative, etj. Ekzistojnë disa klasifikime dhe shënime të fraksioneve të

ndryshme të metaleve në tokë, ndërsa ajo që është e përbashkët për karakterizimin e

fraksioneve të ndryshme është qasja dhe mënyra e lidhjes së metaleve për disa nga

komponentet e tokës.

Mesi acid shkakton dukurinë e formave jonike të metaleve në tokë, të cilët janë të lëvizhëm

dhe të përshtatshëm për adsorbim nga bimët. Kjo do të thotë se në tokë acidike ekziston

mundësia e kontaminimit të bimëve me metale të rënda. Te vlera pH neutrale ose bazike e

dobët e tokës, metalet e rënda kalojnë në hidrokside p.sh. Zn(OH)+ ose Cu(OH)+ në mënyrë

që me rritjen e vlerës pH të kalojnë në hidrokside dhe okside të patretshme. Pra, metalet e

rënda imobilizohen në mjedis alkalin. Gjithashtu nëse përmbajtja e karbonateve është e

rritur në tokë, metalet e rënda dezaktivohen dmth. transformohen në formë që është vështirë

e arritshme për bimët. Përmbajtja e formave të përshtatshme të ndotësve inorganik dhe

organik në tokë është e ndryshueshme dhe në rend të parë varet nga substrati mëmë

(materiali bazë), vlera pH, përmbajtja e masës organike në dhera, CaCO3 etj.

Në tokë metalet e rënda lidhen në komplekse adsorbuese ose ndodhen në formë jonike në

tretësirën e dherave, nga të cilat bima mund t’i përvetësojë nga tretësira ujore ose të lidhur

në kompleks adsorbues. Aftësia e absorbimit të joneve të ndonjë metali kryesisht varet nga

forma në të cilën ndodhet në dhera dhe më pak nga sasia e tij. Aftësia e akumulimit të disa

metaleve të rënda është e ndryshme te llojet e ndryshme të bimëve (Lasat, 2002).

3.2. Bimët dhe metalet e rënda

Bimët për njerëzit janë burim primar i lëndëve ushqyese inorganike nga toka, ndërsa

prodhimet e shtazëve (mishi, qumështi, vezët) janë burim sekondar i këtyre elementeve.

Bimët kanë rol shumë të rëndësishëm në ciklin e metaleve të rënda në natyrë. Duke i

përdorë bimët që kultivohen në tokë të ndotur, lehtë mund të futen në organizëm edhe

metalet e rënda përmes zinxhirit ushqimor (Zeremski, 2005). Prandaj, është e

domosdoshme njohja e mekanizmit të akumulimit, distribuimit dhe metabolizmit të

metaleve toksike te bimët. Metalet e rënda si Zn dhe Cu janë elemente esenciale për

zhvillim normal të bimëve sepse janë përbërës në shumë pjesë të komplekseve të enzimeve

dhe të disa proteinave. Përqendrimet e rritura të metaleve esenciale dhe joesenciale në tokë

manifestohen te bimët me simptomet e toksicitetit dhe inhibimit të rritjes së bimëve. Për

shkak të lidhjes për grupet -SH të proteinave, vjen deri te inhibimi i aktivitetit enzimatik

dhe rrënimi i strukturës së bimëve, zëvendësimi i jonit esencial me atë joesencial duke

shkaktuar mungesën e metaleve esenciale dhe stimulimin e prodhimit të llojeve me radikalë

të lirë dhe shkaktimin e stresit oksidativ (Shah et al., 2001). Përveç pasojave të përmendura

ekspozimi ndaj përqendrimeve toksike të metaleve të rënda shkakton pasoja makroskopike

për bimët, si p.sh., klorozë dhe nekrozë të gjetheve, zvogëlim të mbirjes së farës dhe

zvogëlim të aparatit fotosintetik, që ndërlidhet me procesin e shpejtuar të mplakjes dhe



19

vdekjes së bimës. Të gjitha efektet e përmendura çojnë drejt ndryshimeve në proceset

biokimike, molekulare dhe në vetë strukturën e indit të bimëve dhe qelizave (Štajner

&Popović, 2008).

Bimët nuk mund të shfrytëzojnë të gjithë përbërësit e tokës me të cilët janë lidhur metalet

e rënda, por mund të shfrytëzojnë vetëm një pjesë të vogël të tyre. Sasia e metalit të cilën

bimët mund ta akumulojnë nga toka nuk varet vetëm nga sasia totale e pranishme në tokë,

por edhe sa janë të asimilueshëm këto elemente për bimë. Akumulimi i metaleve te bimët

është i përcaktuar me vetitë e tyre siç janë: forma kimike e metalit, tretshmëria dhe aftësia

e kompleksimit me lëndë organike. Bima vetëvetiu mund të rritë aftësinë e asimilimit të

metalit dhe të ndryshojë kiminë e tokës në të cilën kultivohet, duke i liruar jonet e

hidrogjenit dhe reagjentët kelatizues organik. Një pjesë e metaleve që asimilohen nga bimët

mbetet në rrënjë, ndërsa pjesa tjetër depërton deri te gjethet, frutat dhe farat ku mund të

akumulohen. Në figurën 3-1 skematikisht është ilustruar procesi i asimilimit të metaleve të

rënda nga dherat në bimë.

Figura 3-1 Asimilimi i metaleve të rënda nga dheu në bimë

Me qëllim që të mbajnë përqëndrimin e metaleve esenciale në kufij fiziologjikë dhe të

minimalizojnë efektet e dëmshme të metaleve joesenciale, bimët dhe organizmat tjerë gjatë

evolucionit kanë zhvilluar rrjetin kompleks të mekanizmave homeostatike, të cilët

shërbejnë për të kontrolluar dhe rregulluar hyrjen, akumulimin, transportin dhe

detoksifikimin e metaleve. Tolerimi ndaj metaleve të rënda deri tani kryesisht është

studiuar te jonet e Zn2+, Cu2+, Ni2+ dhe Cd2+. Hulumtimi i këtyre mekanizmave edhe më

shumë ndërlikohet nga fakti se disa nga metalet parqiten ne gjendje të ndryshme oksiduese,

si p.sh. Cu2+ është redoks aktiv, derisa disa si p.sh. Zn2+ dhe Cd2+, janë redoks inert.

Ekzistojnë edhe studime për mekanizmin e mbrojtjes së bimëve nga veprimi toksik i

metaleve të rënda, siç është kombinimi i metaleve me proteina dhe detoksifikimi i

enzimave. Këtu ekzistojnë dy aspekte të bashkëveprimit të bimëve dhe metaleve të rënda.

Nga njëra anë metalet e rënda kanë efekte negative në bimë, por edhe bimët në të njejtën

kohë posedojnë mekanizmat e tyre të mbrojtjes nga veprimi i dëmshëm i metaleve të rënda

(Shuiping-Cheng, 2003).



20

Në bazë të mënyrës së akumulimit të metaleve toksike, bimët mund të klasifikohen në tri

grupe: bimët me veti akumuluese, bimët indikatorë dhe ato të cilat metalet toksike i

akumulojnë në sasi të ulta. Në bimë me veti akumuluese bëjnë pjesë të gjitha ato lloje të

cilat në organet e bimës që zhvillohen mbi tokë, akumulojnë sasi të konsiderueshme të

metaleve toksike pavarësisht nga pjesëmarrja e tyre në tokë. Te bimët indikatorë akumulimi

dhe transporti i mikroelementeve në organet e bimës që zhvillohen mbi tokë është treguesi

i besueshëm i përqëndrimit të mikroelementeve në mjedisin e jashtëm. Këto bimë shpesh

përdoren si indikatorë biologjik për determinimin e elementeve toksike dhe elementeve

tjera të domosdoshme. Grupin e tretë e përbëjnë bimët te të cilat përqendrimi i metaleve

toksike në pjesën e bimës mbi tokë është kryesisht i pandryshueshëm dhe nuk varet nga

prania e tyre në tokë. Por, nëse te këto bimë përqendrimi i mikroelementeve toksike e kalon

vlerën kritike, mekanizmi i balansimit të joneve pëson dëmtime, prandaj akumulimi i

këtyre mikroelementeve në bimë është intenziv dhe nuk mund të kontrollohet (Baker,

2000).

Bimët që nuk i takojnë klasifikimit të përmendur, në veçanti kulturat bujqësore, kryesisht

janë të ndieshme ndaj përqendrimeve të rritura të joneve të mikroelementeve toksike në

shtresën ushqyese. Janë vërtetuar reaksione të ndryshme të bimëve në praninë e

mikroelementeve toksike dhe këtë jo vetëm ndërmjet disa llojeve të caktuara, por edhe te

gjenotipet e llojit të njejtë. Kështu p.sh. bima e lulediellit manifeston një tolerancë relative

ndaj sasisë së manganit (Edwards&Asher, 1982), domatja ndaj kadmiumit, ndërsa gruri

dhe soja e tolerojnë mirë praninë e plumbit në substratin ushqyes (Kastori, 1990). E

kundërta, gruri dhe misri janë shumë të ndjeshme ndaj përqendrimeve të larta të manganit

(Edwards, Asher, 1982), misri, luleshtrydha dhe spinaqi manifestojnë tolerancë të dobët

ndaj bakrit (Woolhouse, 1983), spinaqi klasifikohet në specie të ndjeshme ndaj plumbit etj.

Sot i kushtohet kujdes i veçantë studimit të ndikimit të përqendrimeve të ndryshme të

metaleve të rënda te bimët, jo vetëm nga aspekti i metabolizmit të tyre, por edhe me

qëllimin të formimit të gjenotipit tolerant ndaj përqendrimit të tyre të rritur, të cilat do të

karakterizoheshin me hiperakumulim të lartë të metaleve të rënda dhe kështu do të gjenin

zbatim për dekontaminimin e tokave të ndotura. Procesi i dekontaminimit të tokave të

ndotura me përdorimin e bimëve quhet fitoremedim, ndërsa proceset që kanë të bëjnë me

eliminimin e ndotësve inorganik, si p.sh. metalet e rënda nga toka me anë të përdorimit të

bimëve quhet fitoekstraktim.



21

Kapitulli IV

4. QYMYRI SI LËNDË E PARË NË ENERGJETIKË DHE EFEKTET NË

MJEDIS

Qymyri është substancë që përbëhet kryesisht nga karboni, së bashku me sasi të

ndryshueshme të elementeve tjera si hidrogjen, squfur, oksigjen dhe azot. Së bashku me

naftën dhe gazin i takon grupit të karburanteve me origjinë organike dhe paraqet burim

potencial të energjisë dhe njëkohësisht edhe burim potencial të ndotjes së mjedisit.

Në procesin e formimit të qymyrit, gjatë zbërthimit të materialit bimor zvogëlohet

përqendrimi i disa elementeve që ndodhen në bimë për shkak të tretjes, ndërsa elementet

tjera përqëndrohen me precipitim, si p.sh. Fe, Mn, Se, Sn, U dhe Ca. Në procesin e

transformimit të lëndës organike të qymyrit krijohet lidhja e joneve të metalit me grupet

funksionale organike siç janë: -COOH, grupi fenolik -OH, -SH, =NH dhe komplekset e

kelateve, duke përfshirë edhe porfirinat (Huggins&Huffman, 2004). Disa nga jonet me anë

të tretësirave ujore barten nga shtresa qymyrore, ndërsa të tjerët precipitojne në formë të

sulfureve, karbonateve dhe fosfateve ose adsorbohen në komponime inorganike në rend të

parë në argjilë.

Është e rëndësishme të dihet renditja e elementeve gjurmë në qymyr, për të parashikuar se

si do të sillen elementet gjatë procesit të shpërlarjes, ndezjes, gazifikimit, lëngëzimit etj.

(Finkelman, 1981). Elementet gjurmë siç janë: Zn, Cu, Cr dhe Sn lidhen me fraksionet

inorganike, derisa elementet: Ge, Be, B dhe Sb kryesisht shoqërohen me substanca

organike. Në përfaqësimin e elementeve gjurmë ndikon miniera e qymyrit, pozita

gjeologjike ose gjeografike. Variabiliteti, gjegjësisht përqendrimet maksimale dhe

minimale të elementeve në basenet qymyrore të Australisë, Amerikës dhe Kanadasë, janë

paraqitur në Tabelën 4-1 (Swaine, 1994).

Tabela 4-1 Përqendrimet maksimale dhe minimale të elementeve në basenet qymyrore në

vende të ndryshme

Elementi Përqendrimi,

ppm Elementi

Përqendrimi,

ppm

As 0,5 – 80 Mo 0,1 – 10

B 5 – 400 Ni 0,5 – 50

Ba 20 – 1000 Pb 2 – 80

Be 0,1 – 15 Sb 0,05 – 10

Cd 0,1 – 3 Se 0,2 – 10

Cl 50 – 2000 Sn 1 – 10

Co 0,5 – 30 Th 0,5 – 10

Cr 0,5 – 60 Tl <0,2 – 1

Cu 0,5 – 50 U 0,5 – 10

F 20 – 500 V 2 – 100

Hg 0,02 – 1 Zn 5 – 300



22

Pavarësisht rëndësisë së qymyrit dhe përdorimit të madh në shumë fusha të industrisë,

djegia e tij mund të shkaktojë dëme në mjedis dhe shëndet. Në Shtetet e Bashkuara në vitin

2004, termocentralet me qymyr u vlerësuan të kenë shkaktuar gati 24000 vdekje të

parakohshme çdo vit, duke përfshirë 2800 nga kanceri i mushkërive (NBC,2004).

Frymëmarrja në pluhurin e qymyrit shkakton pneumokonioza, që njihet ndryshe edhe si

"mushkëritë e zeza", sepse qymyri nga ngjyra e zakonshme rozë i kthen ato në ngjyrë të

zezë. Vetëm në Shtetet e Bashkuara, vlerësohet se 1500 ish punonjës të industrisë së

qymyrit vdesin çdo vit nga sëmundjet e organeve respiratore nga pluhuri i minierës së

qymyrit (WebMD, 2014).

Rreth 10% e qymyrit është hi, mbeturinë kjo e rrezikshme dhe toksike për qeniet njerëzore

dhe mjedisin në përgjithësi. Kjo hedhurinë së bashku me nënproduktet tjera që lirohen nga

djegia e qymyrit, mund të jenë shumë të rrezikshme për njerëzit dhe bujqësinë në rrethinë

për shkak të substancave të ndryshme që lirohen (www.epa.gov/coalash).

4.1. Elementet përbërëse në qymyr

Antimoni në qymyr gjendet i kooprecipituar në pirit dhe mund të paraqitet në formë të

sulfurës së antimonit – stibinit, Sb2S3 ose i shoqëruar me lëndë organike. Arseni në qymyr

është i lidhur në pirit, dhe paraqitet në formë të arsenopiritit (Finkelman, 1994). Grimcat e

tij oksidohen shumë shpejt dhe kalojnë në arsenat dhe mund të largohen gjatë procesit të

shpërlarjes së qymyrit. Poashtu arseni mund të jetë i shoqëruar me komponime organike

ose sulfure tjera. Kadmiumi në qymyr gjendet kryesisht në sfalerit. Sasi më të vogla të

kadmiumit mund të jenë të lidhura me minerale tjera, zakonisht me sulfure. Kobalti në

qymyr është i lidhur me sulfure të mineraleve, më së shpeshti me pirit dhe argjilë ose edhe

me komponime organike te qymyret e klasit më të ultë. Plumbi kryesisht paraqitet në formë

sulfure, shpesh me piritin (Finkelman 2000). Galeniti (PbS) është mineral i plumbit i cili

është më i përhapur në qymyr, paraqitet në disa forma të ndryshme dhe ndodhet në formë

të kristaleve të mëdha. Gjithashtu në sasi më të vogël plumbi ndodhet në formë të selenurit

të plumbit, PbSe, si mineral klaustohalit.

Mangani paraqitet i substituar në vend të hekurit në minerale karbonate. Mangani në

qymyre bituminoze gjendet në formë të mineraleve karbonate - siderit (FeCO3) dhe ankerit

Ca(Mg,Fe,Mn)(CO3)2. Në qymyre me klasë më të ulët, linjit dhe qymyr të murrmë,

mangani është i lidhur me lëndën organike. Merkuri është prezent në qymyr në përqendrim

relativisht të ultë, zakonisht më pak se 0,5 ppm, më së shpeshti ndodhet në pirit dhe për

shkak të avullimit të lartë nuk mund të përcaktohet në hi, prandaj ekzistojnë pak të dhëna

për ndodhjen e merkurit (Yudovich&Ketris, 2005). Nikeli në qymyr kryesisht është i lidhur

për lëndën organike (Finkelman, 1994). Fluori në qymyr ndodhet në formë të mineralit

vështirë të tretshëm, fluoroapatitit (Conrad&Brownlee, 1988). Seleni në shumicën e

qymyreve ndodhet i lidhur me përbërsit organik të qymyrit. Një pjesë më e vogël por e

rëndsishme e selenit është e lidhur me piritin, ndërsa një pjesë shumë më e vogël është e

asocuar me minerale siç janë klaustohaliti dhe galena.

Nga përbërja komplekse kimike e qymyrit mund të konkuldojmë se përdorimi i gjërë i tij

për përftimin e energjisë elektrike dhe nxehtësisë është një nga shkaktarët kryesor të

http://www.nbcnews.com/id/5174391/

http://www.epa.gov/coalash



23

ndotjes dhe degradimit të mjedisit. Kjo posaçërisht është e shprehur te termocentralet që

funksionojnë me qymyr të kualitetit të dobët – linjit i cili shfrytëzohet zakonisht te

termocentralet e ndërtuara në afërsi të minierave të linjitit. Emisioni i materieve të

dëmshme nga termocentralet përfshijnë gazrat e oxhaqeve, pluhurin, hirin dhe ujërat e

ndotura që dalin në procesin e punës. Qymyri konsiderohet me veti të mira nëse pas procesit

të djegies liron 2-3% hi, ndërsa kur tejkalon këtë vlerë vlerësohet si i dobët. Nga pasojat e

djegies së qymyrit vjen deri te ndotja e atmosferës, ndotja e ujërave sipërfaqësore dhe

nëntokësore si dhe ndotja dhe degradimi i tokës. Një termocentral me fuqi 1000 megavat

(MW) gjatë operimit për një vit shpenzon rreth 2,5 milion tonelata qymyr duke prodhuar 8

milon ton dioksid karboni, 40 milion ton dioksid squfuri, gjashtë milion ton pluhur dhe

gjysmë milioni ton të grimcave të suspenduara në ajër (hirit fluturues). Me termin hi

fluturues nënkuptojmë grimcat e imëta të cilat mbesin në suspension me gazrat e oxhaçeve.

Këto grimca përbëhen në pjesën më të madhe nga lënda inorganike që është e pranishme

në qymyr, e cila nuk është djegur në procesin e djegies dhe një pjesë e tyre gjatë procesit

të djegies transformohen në lëndë amorfe me strukturë qelqore. Hiri fluturues me grimcat

të madhësisë disa mikrona precipitohet në zonën e ngushtë dhe më të gjerë të

termocentralit. Në objektet e mëdha termoenergjetike, hiri fluturues eliminohet nga tymi i

oxhaçeve me anë të pastrimit me elektrofiltra. Grimcat e trasha të cilat përmbajnë më

shumë rërë dhe zhavor nuk mund të terhiqen nga rryma e gazit të oxhaqeve, por

precipitohen ne fund të vatrës dhe mblidhen si skorje (EPA, 2006, Meawad et al. 2010).

Hiri dhe skorja transportohen në deponi ku palosen bashkërisht ose ndaras. Mënyra e

palosjes dhe madhësia e deponisë varet nga sasia dhe karakteristikat e hirit dhe skorjes

(Tishmack, 1996). Përbërja elementare e hirit varet nga shumë faktorë sic janë: projektimi

i kalldajës (lloji i vatrës dhe teknologjia e djegies) në termocentrale, vjetërsia dhe përbërja

e qymyrit, aktiviteti i ujërave nëntokësore, ndikimi i të reshurave atmosferike në qymyr,

kushteve gjeologjike, përbërja e shkëmbinjëve dhe mineraleve rreth vendburimit si dhe

sistemit për transportin e hirit dhe skorjes në deponi (Ashman &Mullinger, 2005;

Adamidou et al., 2005; Swaine, 1990; Goodarzi, 1987).

Hiri ndikon negativisht në:

• procesin e djegies së qymyrit,

• zvogëlon vlerën kalorike të qymyrit,

• paraqet vështirsi në procesin teknologjik, sepse shtresohet,

• paraqet efekte shumë të dëmshme për mjedisin,

• shkakton ndotjen e ajrit (hiri fluturues),

• uzurpimin e tokave (si mbetje pas palosjes në deponitë e hirit),

• shkaton ndotjen e ujërave, etj.

Hiri kryesisht përbëhet nga oksidet e silicit dhe aluminit, ndërsa përbërsit që janë më pak

të përfaqësuar janë hekuri, magnezi, kalciumi, titani, natriumi dhe kaliumi. Silici dhe

alumini janë me prejardhje nga mineralet e argjilës (kaolinit, monmorionit dhe ilit),

oksideve (kuarc) dhe silikateve tjera (kloritet). Hekuri rrjedh kryesisht nga sulfuret sic janë

piriti, derisa kalciumi dhe magnezi rrjedhin nga karbonatet korresponduese dhe sulfatet

(Pontes et al., 2010).



24

Hiri bashkë me lagështinë paraqet pjesën e padjegshme të karburanteve që ndryshe quhet

edhe pjesa inorganike e qymyrit. Kjo pjesë përbërse e qymyrit paraqet pjesën mineralogjike

që rrjedh nga bimët dhe pjesët tjera të tokës prej nga është formuar qymyri. Një pjesë tjetër

e hirit e përbëhet nga pjesa e inflitruar në përbërje të qymyrit gjatë zhvillimeve të

mëvonshme. Kjo pjesë është më lehtë të largohet nga struktura e qymyrit përmes proceseve

të fisnjëkrimit të tij. Hiri gjithashtu përmban edhe rreth 40 elemente të ndryshme, në mesin

e tyre bëjnë pjesë edhe shumë elemente toksike (metale të rënda) në vlera të ndryshme ose

gjurmë: arsen, bakër, kadmium, krom, kobalt, plumb, mangan, merkur, nikel, molibden,

selen, zink, vanadium, hekur, galium, arsen, rubidium, stroncium, zirkonium, etj. Përveç

ndotjes nga atmosfera elementet toksike mund të transportohen në tokë edhe nga plehrat,

pesticidet dhe nga ujërat e zeza. Në tabelën 4-2 është paraqitur përqendrimi i elementeve

(mg/kg) në mbetje të ndryshme.

Tabela 4-2 Përqendrimi i elementeve në mg/kg në mbeturina të ndryshme

ELEMENTI PFa Llumib LPNc HFd

Antimoni, Sb 0.2 2.4 0.16 3.8

Arseni, As 9.1 2–26 1.3 60

Bariumi, Ba 123 150–4000 72 398

Beriliumi, Be 0.14 <0.6–13 0.13 11

Bismuthi, Bi 0.06 0.73 0.013 —

Bori, B 7.6 15–1000 28 509

Bromi, Br — 20–165 0.25 1.3

Kadmiumi, Cd 0.11 2–1500 0.25 1.3

Cerium, Ce 1027 20–1027 7.1 112

Cesiumi, Cs 0.32 0.63 0.14 16

Kromi, Cr 12 20–40,600 11 118

Kobalti, Co 5 2–260 1.1 29

Bakri, Cu 109 50–3300 113 72

Dysprosium, Dy 35 1.7 0.33 9.5

Erbium, Er 9.1 1 0.18 —

Europium, Eu 25 0.3 0.11 —

Gadolinium, Gd 87 2 0.77 —

Galiumi, Ga 0.69 3.5 0.45 11

Germaniumi, Ge 0.16 4.3 0.05 6.6

Ari, Au 0.003 0.8 0.002 —

Hafnium, Hf 0.48 1.3 0.45 —

Holmium, Ho 0.024 0.4 0.07 —

Indiumi, In <0.005 0.15 <0.01 —

Iridiumi, Ir 0.001 <0.4 <00001 —

Lantanumi, La 422 16 4.1 56.5

Plumbi, Pb 9.1 33–3000 2 52

Litiumi, Li 3.6 4.3 1.5 235

Lutetium, Lu 0.56 0.2 0.02 0.7



25

Mangani, Mn 307 60–9300 250 325

Mercuri, Hg 0.024 0.1–55 0.02 52

Molibdemi, Mo 0.56 1–40 6.8 14.6

Neodymium, Nd 594 11.3 2.9 —

Nikeli, Ni 11 16–5300 6.1 87.9

Niobium, Nb 0.83 4.5 0.34 —

Paladium, Pd <0.001 0.16 0.01 —

Platina, Pt 0.003 <0.04 <0.001 —

Praseodymium, Pr 136 2.8 0.8 —

Renium, Re 7E-04 <0.04 0.0008 —

Rodium, Rh 0.002 0.04 <0.001 —

Rubidium, Rb 6.8 15 224 106

Rutenium, Ru 0.003 0.08 <0.001 —

Samarium, Sm 113 1.8 0.49 —

Scandium, Sc 3.5 0.5–7 0.27 —

Seleni, Se 0.032 1.3–10 0.89 1.6

Argjendi, Ag <0.0005 7.4 0.018 —

Stronciumi, Sr 1720 40–360 76 720

Tantali, Ta 0.011 0.94 0.003 1.5

Teluri, Te <0.0005 0.16 0.006 —

Terbium, Tb 9.8 0.34 0.066 1.6

Talium, Tl 0.11 0.15 0.026 1.4

Torium, Th 48 2.4 0.35 22.1

Tulium, Tm 0.89 0.2 0.025 —

Kallaji, Sn 0.34 22–700 1.3 8.9

Titani, Ti 259 1800 57 —

Volframi, W 0.023 7.9 0.11 4.5

Urani, U 9.6 10 2.2 22.9

Vanadi, V 17 18 6.1 208

Yterbium, Yb 5 1.1 0.16 4.8

Ytrium, Y 114 11 2.1 43.8

Zinku, Zn 54 550–9,000 680 221

Zirkoniumi, Zr 21 5–90 2.6 194

Legjenda: e J.E, 2001 a Pesticidet fosfate (mg/kg). b Llumi i kanalizimit, Harmsen, K. and de Haan, F. A. M., Neth, 1980; Kabata-

Pendias, A. and Pendias, 1979; Kloke, A., Gesunde, 1980; Senesi, N. and

Polemio, M., 1981; Smith, I. C. and Carson, B. L., 1981; Stenström, T. and

Vahter, M., Ambio, 1974; Trudinger, P. A. and Swaine, D. J, 1979. d Lëndë pluhur i ngrirë (mg/kg). e Hiri fluturues, Llorens J.F., Fernandez J.L., 2000.



26

4.2. Korporata Elektroenergjetike e Kosovës dhe mjedisi

Kosova edhe pse është vend i vogël në sipërfaqe, llogaritet si vend shumë i pasur me qymyr

(linjit). Në figurën 4-1, në mënyrë skematike janë paraqitur rezervat e linjitit në Kosovë. Bazuar në resurset e shumta të qymyrit, energjia elektrike në Kosovë prodhohet 97% nga

termocentralet (Termocentrali Kosova A dhe Kosova B) dhe më pak se 3% nga burimet

tjera. Fushat e qymyrit në Kosovë llogariten të jenë në një shtrirje prej 250 km2 me rezerva

rreth 10.400 milion tonelata qymyr të llojit të linjit. Në figurën 4-2 janë të paraqitura

rezervat e qymyrit në Kosovë, përkatësisht: Baseni i Kosovës, Baseni i Dukagjinit dhe

Baseni i Drenicës. (Raporti i mjedisit, 2017)

Shfrytëzimi i linjitit ne Kosovë daton qe nga viti 1920 kur tipi i mihjeve ishte nëntokësore.

Linjiti ne Kosovë që nga kjo kohë është përdorur përveç si karburant edhe në degët e tjera

të industrisë. Linjiti eksploatohet për momentin vetëm nga Baseni i Kosovës, në të cilin

operon Korporata Elektroenergjetike të Kosovës (KEK), që ka shtrirje me gjatësi prej 85

km dhe gjerësi rreth 10 km, me sipërfaqe rreth 850 km2 dhe një trashësi të shtresës së linjitit

deri në 90 m. Lokacioni industrial është rreth tri kilometra ne veriperëndim të Prishtinës.

Në shtrirje gjeografike të ndarjes administrative të Kosovës KEK-u i përket territorit te

Kastriotit, Fushë Kosovës, Drenasit (palosjet e jashtme të sterilit), ndërsa në aspektin e

ndotjes kjo zonë është shumë më e gjerë.

Figura 4-1 Rezervat e qymyrit të Kosovës dhe krahasimi me shtetet tjera

Figura 4-2 Shtrirja e qymyrit në Kosovë



27

Në kuadër të KEK-ut ose në ndërlidhje me të tani operojnë këto subjekte me ndikim të

ndjeshëm në ndotjen e mjedisit.

• Mihja Sipërfaqësore në Mirash dhe Bardh

• Mihja Sipërfaqësore e Sibovcit, ne fazën projektuese përgatitore për fillim të

eksploatimit.

• Termocentrali Kosova A (Blloku III, IV dhe V),

• Termocentrali Kosova B (Blloku I dhe II),

• Deponia e hirit hedhurinë e termocentralit Kosova A,

• Deponia e hirit hedhurinë e termocentralit Kosova B,

• Tertorja / Ngrohtorja (deri në vitin 1988)

• Gazifikimi (projekti i fenolit, deri në vitin 1988)

• Rrjeti i bartjes së energjisë, etj.

Prodhimi i energjisë elektrike në Kosovë mbi 97% është i mbështetur në djegie të linjitit të

Basenit Qymyror të Kosovës (Strategjia e energjise se Republikes se Kosoves, 2009-2018).

Në procesin e prodhimit të energjisë nga termocentralet gjatë vitit digjen rreth 7-8 milionë

ton linjit me kualitet të dobët me përqendrim të lartë të hirit. Më 2016 shpenzimi i

përgjithshëm i qymyrit ka qenë 8 519 955 tonelata me përmbajtje mesatare të lagështisë

45,48% dhe 16,23% të hirit dhe elementet gjurmë: Sb, As, Pb, Ba, Be, B,Cd, Co, Cu, Hg,

Cr, Mo, Ni, V, Sn, Zn (Hajra, 2014). Sasia e përgjithshme e hirit të prodhuar për të dy

termocentralet ka qenë rreth 1 060 728 (Raporti i mjedisit, 2017). Nga djegia e linjitit në

Termocentralet e Kosovës ambienti ndotet me ndotës të ndryshëm, siç janë: pluhuri

fluturues, oksidet e squfurit (SOx), oksidet e azotit (NOx), dioksidi i karbonit (CO2),

hidrokarburet (CnHn), amoniaku (NH3), gazi sulfhidrik (H2S) dhe hi. Në hi bëjnë pjesë

metalet (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Se, Zn, V), elemente radioaktive etj. Kualiteti i hirit

që formohet është paraqitur në Tabelën 4-3. Përveç përbërsëve të paraqitur në Tabelën 4-

3, hiri përmban edhe shumë metale tjera. Në Kosovë hiri i deponuar, nuk mbrohet duke e

mbështjellur me një shtresë plastmasi siç bëhet në shumë vende tjera.

Tabela 4-3 Përbërja kimike e hirit i shprehur në përqindje të TC të Kosovës

Parametri Min Max Mes

SiO2 30.02 35.8 32.91

R2O3 (Fe2O3+Al2O3) 7.73 13.38 10.56

Fe2O3 6.45 9.00 7.73

Al2O3 1.28 8.63 4.96

CaO 26.45 38.05 32.25

MgO 0.15 1.28 0.715

Teknologjia e dikurshme e transportit dhe deponimit të hirit ka qenë mekanike dhe është

vlerësuar si teknologji me rrezik të lartë nga aspekti i mbrojtjes së mjedisit me theks të

veçantë në ndotjen e ajrit. Nga viti 1997 ka filluar të zbatohet teknologjia e re e deponimit

të hirit e njohur si teknologjia hidraulike e përgatitjes, transportit dhe e deponimit të hirit.

Për deponim hidraulik të hirit përdoret uji industrial i përdorur për qëllime të ndryshme në

termocentrale dhe në sasi të ndryshme. Deponia e hirit nga Termocentrali “Kosovës A” e



28

cila përdoret që nga fillimi i punës së termocentralit, ka zënë një sipërfaqe prej 104 hektarë

me sasi të hirit të deponuar afër 33 miliona ton, dhe Kosova B mbi 55 ha dhe mbi 17

miliona ton të hirit. Problemet që rrjedhin nga këto deponi janë grumbullimi i deritanishëm

i hirit që është problem historik dhe problemi tjetër që rrjedh gjatë deponimit të hirit të

freskët. Ky grumbullim i vazhdueshëm i hirit me një konfiguracion të palosjes të

papërshtatshme ka ndikuar negativisht në mjedisin jetësor duke tjetërsuar elementet e këtij

mjedisi si: tokën, regjimin e ujërave sipërfaqësore, botën bimore dhe shtazore si dhe ndotë

dhe varfëron ajrin. Palosja në të dy deponitë është bërë pa konfiguracion të mirëfilltë. Kur

kemi parsysh faktin se këto deponi janë afër vendbanimeve ku jetojnë njerëzit, atëherë

problemet janë edhe më të theksuara. Deponitë e hirit në këtë zonë kanë krijuar “male” nga

hiri që zënë hapsirë rreth 150 ha tokë punuese me më shumë se 40 milion ton të hirit. Në

figurat në vazhdim janë paraqitur deponitë e hirit nga termocentrali Kosova A (fig. 4-3)

dhe termocentrali Kosova B (fig. 4-4).

Figura 4-3 Deponia mbeturinë e hirit nga termocentrali Kosova A

Figura 4-4 Deponia mbeturinë e hirit nga termocentrali Kosova B

Tokat e zëna nga KEK-u që në një mënyrë ose tjetër e kanë ndërruar destinimin e tyre dhe

janë shndërruar në toka industriale janë rreth 5000 hektar. Kjo sipërfaqe i takon territorit

të komunave: Prishtinë, Kastriot, Drenas, Vushtrri dhe Lipjan. Këto toka janë të dëmtuara

nga Termocentralet Kosova A, Kosova B me Separacionet dhe deponitë e hirit përkatëse



29

dhe objekte të tjera përcjellëse të kompleksit elektroenergjetik, si dhe objektet e vjetra

industriale që gjenden në ketë zonë si Kimia dhe Energjetika, Ngrohtorja, Tertorja e objekte

të tjera përcjellëse.



30

Kapitulli V

5. SPEKTROMETRIA ATOMIKE E EMISIONIT ME PLAZME TË ÇIFTUAR

ME INDUKSION

Spektrometria atomike e emisionit me plazmë të çiftuar me induksion (ICP-AES), është

teknikë analitike që përdoret për detektim të elementeve në gjurmë. Kjo metodë e emisionit

spektroskopik e përdorë plazmën e çiftëzuar me induksion për të ekscituar atomet dhe jonet

që emitojnë rrezatim elektromagnetik në varësi nga gjatësia valore e elementit. Është

teknikë me flakë që funksionon në temperatura të larta, duke filluar nga 6000-10000 K, me

ndjeshmëri mjaftë të lartë. Kufijtë e detektimit për shumë elemente janë të rendit 1-10 ppb.

Me anë të kësaj teknike mund të përcaktohen më shumë se 60 elemente, që nga përbërsit

makro deri te ata në gjurmë. Preciziteti është i rendit 2-3%, me analizim në të njejtën kohë

të shumë elementeve. Matjet kryhen në mënyrë të automatizuar dhe përpunumi i të dhënave

është i kompjuterizuar (Çullaj, 2004).

Hittrof 1884 ka qenë ndër të parët që ka bërë përpjekje për të gjeneruar plazmë me nxemje

të indukuar të gazeve gjatë presionit të zvogëluar. Në vitin 1941 Babat ka bërë përpjekjen

e parë për aplikimin e plazmës të fituar në presion atmosferik në gjenerator me frekuencë

të radiovalëve për qëllime industriale (Wolf & Grosser, 1997). Kurse, në vitin 1961 Reed

ka përdorur teknikën ICP për përftimin e kristaleve të Al2O3 (Houk, 1986, Douglas, 1986).

Përpjekje të rëndësishme për zbatimin e ICP për përcaktime analitike, janë arritur më vonë

nga Greenfield dhe bashkëpuntorë të tij në Angli, të cilët për përftimin e ICP kanë

shfrytëzuar pishtarin i cili përbëhet nga tri tube koncentrike të kuarcit nëpër të cilët rrymon

gazi (argoni) për përftimin e plazmës (Jarvis, et al. 1992). Përderisa, injektimi i

drejtëpërdrejtë i mostrës në plazmë përgjatë gypit të saj qendror është zbuluar nga Veillon

dhe Margoshes (Isaac & Johnson ,1983). Më vonë në vitin 1969 grupi Fassel, ka

konstruktuar pishtarin ICP në të cilin mostra futet drejtpërdrejtë në kanalin qendror të

plazmës. Dickinson dhe Fassel kanë publikuar që është e mundur të arrihet kufiri i

detektimit në rangun 10-2 deri në 10-3 mg/l për shumë elemente (Babat, 1947). Instrumentet

e para komerciale ICP-AES janë konstruktuar në vitin 1974. Që nga ajo kohë kjo teknikë

ka përjetuar zhvillim të shpejtë. Sot metoda instrumentale ICP-AES është pranuar nga

shumë institucione serioze botërore, si metodë referente për përcaktimin e elementeve në

gjurmë në mostrat e ndryshme me rëndësi vitale për monitorimin e mjedisit.

Në këtë teknikë si gaz përdoret argoni, i cili garanton një mjedis inert, gjithashtu mënjanon

mundësinë e interferencave kimike. Mostra e lëngët që analizohet transportohet në

instrument në formë të gaztë. Brenda instrumentit, lëngu shndërrohet në një aerosol përmes

një procesi të njohur si pulverzator (nebulizator), në një rrymë argoni me prurje 0.3-1.5

l/min. Si e tillë mostra transportohet në plazmë, avullon dhe eksitohet nga plazma. Atomet

dhe jonet e eksituara emitojnë rrezatim elektromagnetik në varësi nga gjatësia valore e

secilit element. Temperatura e plazmës është e njëtrajtshme gjatë gjithë seksionit të saj dhe

si pasojë, dukuria e vetëabsorbimit nuk ndodh. Koha e qëndrimit të atomeve të mostrës në

temperaturën e plazmës është relativisht e gjatë, rreth 2 ms, prandaj sinjali i emisionit është

me intensitet mjaft të lartë.



31

Një skemë e ndërtimit të burimit të plazmës është paraqitur në figurën 5-1, ku dallohen tri

gypa koncentrikë prej kuarci nëpër të cilat kalojnë rryma të gazit argon.

Figura 5-1 Ndërtimi i burimit të plazmës

Instrumenti i spektrometrisë atomike të emisionit me plazmë të çiftuar me induksion në

parim përbëhet nga: futja e mostrës në plazmë, atomizimi dhe ekscitimi, detektimi i sinjalit

optik (instrumental), matja e intensitetit të tij dhe konvertimi i të dhënave në përbërje

kuantitative të mostrës së analizuar. Në figurën 5-2 është paraqitur skema e ndërtimit të

spektrometrit atomik të emisionit me plazmë induktive të çiftuar.

Figura 5-2 Pjesët përbërëse të spektrometrit atomik të emisionit me plazmë induktive të

çiftëzuar



32

Në figurën 5-3 është paraqitur sistemi periodik i elementeve dhe elementet të cilat mund të

përcaktohen me ICP-AES. Gjithashtu është treguar edhe kufiri i detektimit për secilin

analit.

Legjenda janë identifikuar (paraqitur) elementet të cilët me këtë teknikë nuk analizohen

Figura 5-3 Elementet që mund të përcaktohen me metodën ICP-AES dhe kufiri i

detektimit (μg/L)

Siç mund të shihet nga sistemi periodik i elementeve i prezentuar me metodën ICP-AES,

nuk mund të përcaktohen vetëm disa jometale që kanë linjat e emisionit që shtrihen në

fushën ultraviolete, siç janë p.sh. N, Cl, Br, I.

Për vlerësimin e performancës analitike të ndonjë instrumenti, me rëndësi janë analizat

multielementare, selektiviteti, ndjeshmëria, preciziteti, saktësia, përqendrimi etj. Mund të

thuhet lirisht se metoda ICP-AES i posedon të gjitha këto karakteristika.

Dy kritere të rëndësishme nga të cilët varet selektiviteti në metodën ICP-AES janë: gjërësia

e vogël e linjës analitike të spektrit atomik (10 −5 nm) dhe kualiteti i lartë i spektrometrit

optik (nga aspekti i aftësisë së ndarjes në linja atomike me vlera të afërta të gjatësisë

valore). Si ilustrim mund të përmendet fuqia e rezolucionit të rrjetit difraktues për

instrumentet ICP-AES (Liberty 110) e cila është 0,006-0,018 nm. Kufiri i detektimit në

mënyrë të drejtëpërdrejt varet nga vetitë e burimit të ekscitimit, efikasitetit të sistemit për

futjen e mostrës, kushteve të punës të plazmës, siç janë: fuqia e gjeneratorit me frekuencë

të radiovalëve, lartësia e përcjelljes së plazmës, shpejtësia e rrjedhjes së argonit si bartës i

mostrës si dhe nga matriksi i mostrës. Kushtet e punës shpesh janë të ndryshme për grupin

e ndryshëm të elementeve, prandaj për përcaktim multielementar bëhet përcaktimi i

parametrave optimal për tipin e dhënë të mostrës. Marrë në përgjithësi kufiri i detektimit

për ICP-AES është në fushën e vlerës 10-1-10-4 mg l-1, kështuqë për numrin më të madh të



33

elementeve është për 1 deri 50 herë më e ndjeshme në krahasim me metodën e

spektrometrisë së absorbimit atomik – teknika me flakë (Tabela 5-1).

Tabela 5-1 Krahasimi i kufijve të detektimit për disa teknika analitike (mg/kg)

Elementi SAAF SAAE ICP-AES

Al 30 5 2

As 100 0.0005 40

Ca 1 0,1 0,02

Cd 1 800 2

Cr 3 4 0,3

Cu 2 10 0,1

Fe 5 30 0,3

Hg 500 0,0004 1

Mg 0,1 5 0,05

Mn 2 5 0,06

Mo 30 100 0,2

Na 2 0,1 0,2

Ni 5 20 0,4

Pb 10 100 2

Sn 20 300 30

V 20 10 0,2

Zn 2 0,0005 2

Metoda ICP-AES karakterizohet me një fushë dinamike lineare të lartë. Kjo karakteristikë

e metodës ICP-AES bën të mundur që në të njëjtën kohë dhe pa hollim shtesë të bëhet

përcaktimi i elementeve në përqendrime të larta në mostër ose përcaktimi i elementeve në

gjurmë, dhe kjo përbën një karakteristikë pozitive të metodës.

Me gjithë përparësitë e përmendura më sipër, metoda ICP-AES ka kufizimet e veta, ndër

të cilat përmendim:

• interferencë spektrale, sidomos nga prania e elementeve që paraqesin spektra me një

numër të madh vijash.

• kosto të lartë dhe konsum relativisht të madh të argonit (nga 5 deri në 20 L/min).

•mostra duhet të futet në plazmë në gjendje tretësire (gjë që kushtëzon rendimentin e

analizave kimike në tërësi dhe paraqet rrezikun e ndotjeve ose të humbjeve të analitit). Vec

kësaj, përmbajtja e përgjithshme e kripërave në tretësirën që futet në plazmë, duhet të jetë

nën 1% (sepse në përqendrime më të larta ndodh bllokimi i pajisjeve të pulverzimit).

•Në disa raste, vijat intensive të përbërsëve makro mund të maskojnë plotësisht vijat e

dobëta të përbërësve mikro ose në gjurmë.

Megjithatë, mund të thuhet pa dyshim se metoda ICP-AES paraqet performancë më të mirë

në krahasim me të gjitha teknikat e tjera të SEA. Viteve të fundit, kjo teknikë është

kombinuar edhe me burim të plazmës me një spektrometër mase si detektor, që ka limit të

detektimit edhe më të vogël, i mënjanon interferencat spektrale, gjithashtu bënë edhe

analizën elementare të izotopeve.



34

Kapitulli VI

6. PJESA EKSPERIMENTALE

6.1. Marrja e mostrave të tokës

Mostrat e tokës janë marrë në disa lokacione në zonën e KEK-ut. Marrja e mostrave është

bërë sipas udhëzimeve Europiane për tokat e ndotura (Theocharopoulos, et al. 2001). Në

të njejtat lokacione janë marrë edhe mostrat e patates dhe lakrës. Për studim janë

grumbulluar 29 mostra të dheut, në tokat përreth zonës së KEK-ut dhe një mostër është

marrë si kontrollë, në një lokalitet 40 km larg nga zona e ndotur e KEK-ut në një fshat

malor të quajtur Keqekollë. Për lokalizim të saktë të vendmarrjes së mostrave është

përdorur Sistemi GIS. Në tabelën 6-1, janë paraqitur koodinatat e sakta për të gjitha mostrat

e grumbulluara. Marrja e mostrave ka filluar në muajin maj të vitit 2014.

Tabela 6-1 Koordinatat e vendmarrjes së mostrave

Mostra latitude longitude Lokacioni

1 42.60779 21.02992 Sllatinë

2 42.63033 21.02951 Bardh

3 42.61968 21.03418 Grabovc i Ulët

4 42.64579 21.0555 Grabovc i Epërm

5 42.66636 20.98694 Shipitullë

6 42.67576 21.00166 Hade

7 42.70275 21.07744 Obiliq

8 42.71376 21.04255 Plemetin

9 42.67206 21.09439 Kosova A

10 42.67559 21.09907 Dardhishtë

11 42.66997 21.07677 Dardhishtë

12 42.6416 21.06749 Lismir

13 42.67267 21.10628 Shkabaj

14 42.67636 21.1189 Shkabaj

15 42.70331 21.10401 Mazgit

16 42.702 21.1038 Llazarevë

17 42.70958 21.10256 Milloshevë

18 42.73276 21.07179 Bakshi

19 42.7368 21.05152 Prilluzhë

20 42.73952 21.05154 Prilluzhë

21 42.59954 21.04535 Dobrevë

22 42.71669 21.09427 Bakshi

23 42.72163 21.10677 Raskovë

24 42.7285 21.09889 Prugovc

25 42.72922 21.10134 Bardhosh



35

26 42.74302 21.12626 Bërnicë e Ulët

27 42.726 21.13387 Kuzmin

28 42.63896 21.06049 Lismir

29 42.74351 21.11116 Barilevë

30 42.73858 21.32719 Keçekollë

Në figurën 6-1 është paraqitur harta ku janë treguar lokalitetet e vendmostrimit (figura 6.1.

harta e terenit). Janë marrë mostra kompozite, që përfaqësojnë dheun e grumbulluar në një

mostër qendrore nga pesë pika në radius 50 m rreth vendmostrimit qendror në drejtimet

veri, lindje, jug dhe perëndim. Mostrat janë marrë me sondë të konstruktuar për

grumbullimin e mostrave të dherave në thellësi 20-30 cm (Figura 6-2). Para marrjes së

mostrave është bërë pastrimi i vendmostrimit në sipërfaqe nga përmbajtja e lëndës

organike. Masa e një mostre kompozite që është marrë ka qenë rreth 1 – 2 kg (Darnley et

al., 1995). Mostrat janë ruajtur në qese të plastmasit deri në përgaditje të tyre të mëtejme.

Figura 6-1 Harta e zonës së studimit dhe e vendmostrimeve

6.2. Përgatitja e mostrave të tokës

Mostrat kompozite të dheut fillimisht janë tharë në temperaturë të dhomës në laborator për

një kohë 7-8 ditë. Pas kësaj kohe me kujdes me çekan të gomës janë imtësuar copat e mëdha

të mostrës, janë larguar pjesët e padobishme, e pastaj është bërë procesi i ndarjes duke i

kaluar mostrat në sitë me vrimë 2 mm (Darnley et al., 1995, Salminen et al., 2005), para

bluarjes së mëtejme. Materiali i situr është bluar deri në madhësi të grimcave nën 75 μm

(Salminen et al., 2005, Miesch, 1976). Nga këto mostra pastaj është bërë përcaktimi i

parametrave kimik të tokës dhe përcaktimi i elementeve tjera.

Figura 6-2 Marrja e mostrave të dheut



36

6.3. Përcaktimi i parametrave kimik të tokës

Përcaktimi i vlerës pH. Reaksioni kimik i tretësirës së dherave konsiderohet një nga

karakteristikat më të rëndësishme kimike dhe fiziologjike të fazës së lëngët të dherave

(Miljković, 1997). Reaksioni kimik i tokës është përcaktues për drejtimin dhe intensitetin

e zbërthimit të mineraleve në tokë, intensitetin e proceseve mikrobiologjike dhe ushqimin

e bimëve. Aciditeti i tokës i shprehur si vlerë e pH ndikon në specien e metaleve, transportin

dhe akumulimin e tyre. Duke u nisur nga fakti se të gjitha jonet e adsorbuara në sipërfaqe

të grimcave koloidale nuk janë të lidhur me fortësi të njejtë, dallojmë aciditetin aktual dhe

potencial të tokës. Dallimi bëhet nga ajo se disa nga ata kalojnë në tretësirën e dherave më

lehtë, ndërsa disa të tjerë më vështirë.

• Aciditeti aktual (aktiv), shpreh aciditetin e acideve dhe kripërave acidike të tokës

të tretshme në ujë, ndërsa

• Aciditeti potencial konsiderohet shuma e joneve të hidrogjenit që është adsorbuar

në sipërfaqe të kompleksit adsorbues si dhe aftësia e tij që bazat e dobëta të atij

kompleksi t’i këmbej me kationet e kripërave neutrale dhe kripërat e bazave të

dobëta me acide të dobëta.

Pra, aciditeti aktual, është aciditeti i tretësirës së dherave (fazës së lëngët të dherave) të

cilin e shkatojnë jonet e lira të hidrogjenit në tretësirën e dherave, ndërsa aciditeti potencial

është aciditeti i kompleksit adsorbues të dherave (faza e ngurtë e tokës), të cilin e shkatojnë

jonet e hidrogjenit të adsobuara në sipërfaqe të grimcave koloidale.

Aciditeti aktual përcaktohet në suspensionin e dherave me ujë, ndërsa aciditeti potencial

përcaktohet në suspension të dheut me tretësirën 1M të KCl. Në varshmëri nga aciditeti,

toka klasifikohet në disa klasë (Tabela 6-2). Të dhënat në vazhdim tregojnë klasifikimin e

tokave sipas Soil Survey Division Staff, 1993.

Tabela 6-2 Klasifikimi i tokave në varësi të vlerës pH

Reaksioni i tokës Vlera pH

Ultra acidike <3.5

Aciditet ekstrem 3.5 – 4.4

Aciditet të theksuar 4.5 – 5.0

Shumë acidike 5.1 – 5.5

Aciditet të lehtë (moderuar) 5.6 – 6.0

Aciditet të dobët 6.1 – 6.5

Neutrale 6.6 – 7.3

Alkalitet të dobët 7.4 – 7.8

Alkalitet të lehtë (moderuar) 7.9 – 8.4

Shumë alkaline 8.5 – 9.00

Alkalitet të theksuar <9.00

Në poret e tokës mbizotëron ekuilibri dinamik në mes të fazës së ngurtë dhe të lëngët,

gjegjësisht në mes të tretësirës së dheut dhe siperfaqës së ngurtë. Grimcat e ngurta në



37

sipërfaqe janë të elektrizuara kryesisht me elektricitet negativ dhe fuqimisht i tërheqin jonet

H+. Për shkak të kësaj tërheqjeje, shtresa e tretësirës e cila ndodhet drejtpërdrejt afër

sipërfaqes së elektrizuar me elektricitet negativ (e ashtuquajtura shtresa difuze) posedon

përqendrim më të lartë të joneve H+ në krahasim me pjesën tjetër të tretësirës. Në momentin

e hollimit të tretësirës së dheut, shtresa difuze zgjerohet dhe për këtë shkak rritet vlera pH

e pjesës së mbetur të tretësirës. Ky konstatim është me rëndësi për matjen e vlerës pH në

laborator. Vlerat që fitohen për mostrat e dherave të tretura në ujë janë më të larta për 1 ose

1.5 njësi të vlerës pH nga vlerat e vërteta në tretësirën e dherave në afërsi të sipërfaqës së ngurtë ku kryhen reaksionet. Efekti i hollimit mund të anashkalohet me matjen e vlerës pH

në tretësirë të ndonjë kripe neutrale, p.sh. KCl.

Mënyra e përcaktimit të aciditetit aktual. Tretësira ujore e dherave është përgatitur në

gotë laboratorike 50 cm3 duke shtuar nga 10 g mostër të dheut të tharë në temperaturë të

dhomës (<2mm) dhe 25 ml ujë të destiluar. Mostrat janë përzier për 5 minuta në përzierse

magnetike dhe pas kësaj është bërë matja e vlerës pH. Rezultatet e vlerës pH të mostrave

të dherave në suspensionin ujor janë paraqitur në Tabelën 6-3.

Mënyra e përcaktimit të aciditetit potencial. Suspensionet e dherave me tretësirë të KCl

janë pregatitur në gotë laboratorike 50 cm3 duke shtuar nga 10 g nga secila mostër e dheut

të tharë në temperaturë të dhomës dhe të situr (madhësia e grimcave <2mm) dhe 25 ml

tretësirë 1 molare të KCl. Mostrat janë pëzier mirë për 15 minuta në përzierse magnetike

dhe pas kësaj është bërë matja e vlerës pH. Rezultatet e vlerës pH të mostrave të dherave

në tretësirë të KCl janë paraqitur në Tabelën 6-3.

Tabela 6-3 Vlerat eksperimentale të pH së dheut në H2O dhe KCl

Mostra H2O KCl Mostra H2O KCl

1 7.38 6.69 16 7.87 6.43

2 8.26 7.04 17 7.92 6.85

3 7.37 6.48 18 7.06 6.05

4 7.23 6.33 19 7.24 5.98

5 7.13 5.67 20 7.41 6.24

6 7.03 6.16 21 7.22 7.09

7 7.83 6.95 22 6.99 6.51

8 8.02 6.75 23 7.52 6.66

9 7.71 7.2 24 7.09 5.98

10 8.13 7.12 25 7.33 6.44

11 8.2 7.14 26 7.16 6.22

12 7.85 6.98 27 8.05 6.92

13 7.47 6.81 28 7.72 7.07

14 7.32 6.58 29 7.5 6.86

15 7.83 7.1 30 7.91 7.05

Nga rezultatet e fituara vërejmë se vlera pH e mostrave tona sillet nga pH=6.99 deri në

pH=8.26, që tregon se toka ku ne i kemi marrë mostrat është në bazë të kritereve nga tabela



38

e mësipërme (tabela 6-2) dhe i takon tipit të tokave neutrale me një alkalinitet të dobët.

Vlera pH konsiderohet që është parametri më i rëndësishëm i cili kontrollon praninë e

metaleve në tokë, sepse ndikon në precipitimin ose zbërthimin e hidroksideve të patretshme

dhe formimin e komplekseve minerale dhe organike në tokë. Rënia e vlerës pH ndikon në

rritje të përqendrimit të metaleve të rënda të tokës, siç janë zinku, kadmiumi dhe nikeli.

Përkundër faktit se aktiviteti i metaleve zvogëlohet nëse vlera pH rritet mbi 7, ekzistojnë

bashkëveprime të caktuara në tretësirë të dherave që tregojnë për akumulimin e metaleve

në bimë. Shumica e kulturave bujqësore kushtet më optimale për zhvillim i manifestojnë

në toka me aciditet mesatar deri në neutral. Acidifikimi i tokave është proces natyror në të

gjitha tokat, por mund të rritet edhe me aktivitetet e njeriut.

Përcaktimi i humusit në tokë. Përcaktimi i sasisë së humusit në dhera gjithnjë e më

shumë po shfrytëzohet për qëllime praktike në prodhimtarinë e bimëve. Në kohën e fundit

ka ardhur deri te ndryshimi i botëkuptimit dhe mënyrës së ruajtjes së bilancit të lëndës

organike në tokë duke shfrytëzuar burime të ndryshme. Për kontrollin e këtij bilansi është

i domosdoshëm përcaktimi i karbonit organik, gjegjësisht humusit në tokat bujqësore.

Përveç kësaj disa nga laboratoret shfrytëzojnë rezultatet e përcaktimit të humusit edhe për

vlerësim indirekt të sasisë së azotit organik në tokë.

Humusi në tokë ndikon në shumë veti fizike dhe kimike të saj. Humusi, përveç që është

burim i nutrientëve bimorë, është edhe faktor bazë i strukturës së dherave, kështuqë ndikon

në mënyrë të favorshme në mbajtjen e ujit, pengon erozionin, lehtëson lëvizjen e ujit dhe

ajrit në tokë etj. Humusi është kompleks i lëndës organike të tokës i formuar me procesin

e zbërthimit jo të plotë të mbetjeve bimore dhe shtazore të falimentuara. Ai nuk është lëndë

me përbërje kimike të definuar dhe as grup i komponimeve të ngjashme lehtë të definuara,

por është kompleks i prodhimeve të ndryshme të humifikimit të lëndës primare organike

(karbohidrateve, aminoacideve etj.) dhe bashkëveprimit të tyre, të cilat shumë autorë i

konsiderojnë si lëndë humike. Humusi karakterizohet me ngjyrë kafe, me përmbajtje të

lartë të karbonit (55-58% C), por është edhe mjaft i pasur me azot (36% N).

Karboni organik (humusi) në dhera përcaktohet me oksidim në dy mënyra: a) me mënyrën

e thatë – në furrë në rrymë të oksigjenit, me ç’rast CO2 i formuar absorbohet dhe b) me

rrugë të njomë – me anë të mjeteve të ndryshme oksiduese, me titullim përcaktohet sasia

proporcionale e reagjentit oksidues që harxhohet për oksidimin e karbonit. Kryesisht

shfrytëzohet përcaktimi i karbonit organik në laborator në rrugë të njomë duke e oksiduar

me tretësirë të KMnO4 ose K2Cr2O7 me përqendrim të njohur.

Mënyra e përcaktimit (metoda Kotzman). Në peshore analitike maten 200-500 mg të

dheut të bluar imtë dhe të tharë në ajër dhe në mënyrë kuantitative bartet në erlenmajer.

Pastaj me menzurë shtohen 130 ml ujë të destiluar, dhe nga muret e brendshme të

erlenmajerit shpërlahen thërmijat që eventualisht janë ngjitur për mure, pastaj shtohen edhe

20 ml acid sulfurik 1:3. Në fund nga bireta shtohen 50 ml tretësirë 0.1M të KMNO4 me

ç’rast tretësira në erlenmajer merr ngjyrë rozë. Tretësira e KMNO4 nga bireta lëshohet

ngadalë në mënyrë që në muret e biretës të mos mbeten pika të KMnO4. Në erlenmajer

vendosen hinka të vogla, që pengojnë humbjen e lëngut nga erlenmajeri gjëtë proceist të

vlimit.



39

Erlenmajeri i përgatitur në këtë mënyrë vendoset në ngrohëse, dhe posa të filloj tretësira

në erlenmajer të vloj, rregullohet ngrohësja që të vloj ngadalë për 15 minuta. Procesi i

vlimit është pjesë e analizës ku më së shumti bëhen gabime. Përndryshe nëse tretësira vlon

me intensitet të lartë, fitohen rezultate më të larta nga ato të vërtetat. Prandaj, intensitetin e

vlimit e rregullojmë në atë mënyrë që tretësira të vlojë qetësisht dhe njësoj në të gjitha

mostrat. Kjo rregullohet duke përdorur rregullatorin te mjeti pë ngrohje që vlimi të bëhet

në mënyrë konstante te të gjitha mostrat. Gjithashtu duhet bërë përpjekje që gjatë ngrohjes

fundi i erelenmajerit të jetë me sipërfaqe dhe trashësi të njejtë për të gjitha mostrat. Gjate

kesaj kohe KMnO4 zbërthehet dhe lirohet oksigjeni sipas reaksionit:

2KMnO4 → K2O + 2MnO + 5O

Oksigjeni i liruar bën oksidimin e karbonit të materies organike dhe formohet dioksidi i

karbonit i cili lirohet në formë të fluskave. Pasi që ka kaluar koha e vlimit të mostrave (15

minuta), erlenmajeri largohet nga ngrohësja dhe menjëherë, ashtu i nxehtë titullohet me

tretësirë 0,1 M të acidit oksalik. Acidi oksalik shtohet deri në momentin e humbjes së

ngjyrës (çngjyrosjes) së tretësirës në erlenmajer. Humbja e ngjyrës është graduale, prandaj

acidi oksalik shtohet në një tepricë të lehtë dhe pastaj teprica e tij rititullohet me tretësirë

të KMNO4 me përqendrim 0.1M derisa të paraqitet ngjyra e kuqe e zbehtë (rozë) e cila

është e qëndrueshme.

Vëllimit të KMnO4 (50 ml) i shtohet edhe vëllimi i KMnO4 i shpenzuar për rititullim i acidit

oksalik të shtuar në tepricë. Nga shuma e fituar e KMnO4 zbritet vëllimi i acidit oksalik që

është harxhuar per çngjyrosjen e tretësirës.

Llogaritja e rezultateve është bërë në bazë të fomulës së mëposhtme

A - Vëllimi (ml) i KMnO4 i shpenzuar për oksidimin e karbonit në mostrën e hulumtuar

0,514 - koeficienti i cili tregon se për çdo ml të shpenzuar të KMnO4 oksidohen 0,514 mg

C në CO2.

1,72 - koeficienti për shndërrimin e mg të C në humus

C - mostra e dheut e shprehur në mg që është marrë për analizë

100 - numri për llogaritjen e rezultatit në përqindje

Në bazë të përmbajtjes së fituar të humusit interperetimi i rezultateve bëhet në këtë mënyrë

(Ilijanić& Gračanin, 1977):

< 1% - tokë me përmbajtje shumë të ultë të humusit

1-3% – tokë me përmbajtje të ultë të humusit

3-5% – tokë e pasur me humus

5-10% - tokë me përmbajtje të lartë të humusit

> 10% - tokë me përmbajtje shumë të lartë të humusit



40

Rezultatet eksperimentale të përcaktimit të humusit në mostrat e dherave të marrë në tokat

bujqësore të zonës së KEK-ut janë paraqitur në Tabelën 6-4.

Tabela 6-4 Vlerat eksperimentale të humusit në mostrat e dherave (%)

Mostra M. e dheut (g) V ac.oksal.(ml) VKMnO4 (ml) % Humusit

1 0.2036 15.1 3 5.25

2 0.2 11.3 2.1 4.06

3 0.2063 14.5 3.2 4.84

4 0.206 14.8 3 5.06

5 0.206 14.3 2.6 5.02

6 0.206 14 2 5.14

7 0.204 15.3 3.2 5.24

8 0.202 15 3 5.25

9 0.204 14 2.1 5.15

10 0.209 9 2.4 2.79

11 0.2073 14.8 2.3 5.33

12 0.2002 10.5 1.3 4.06

13 0.2034 11.4 2.3 3.95

14 0.2005 13.5 3.4 4.45

15 0.2036 13.2 1.6 5.03

16 0.2 13.1 1.4 5.17

17 0.2048 14.5 2.3 5.27

18 0.2033 14.1 2.7 4.95

19 0.2018 14 2.3 5.12

20 0.2094 16 4.1 5.02

21 0.206 15 4 4.72

22 0.2062 12.3 2 4.41

23 0.2065 14.2 2.9 4.84

24 0.2001 15.5 4.1 5.03

25 0.206 13.2 1.8 4.89

26 0.2007 14.9 3.5 5.02

27 0.2024 17 6 4.8

28 0.2074 14 2.2 5.03

29 0.2034 11 3.5 3.26

30 0.2030 13.9 2.5 4.96

Nga rezultatet e fituara vërejmë se përmbajtja e humusit në mostrat tona sillet nga 2.79 –

5.27 që tregon se toka ku ne i kemi marrë mostrat është në bazë të kritereve të mësipërme

dhe i takon tokave të pasura me humus. Përveç sasisë së humusit në tokë me rëndësi është



41

edhe kualiteti i tij. Pra, humusi në bazë të kualitetit mund të jetë acidik, që dmth se përmban

acide të lira humike ose i butë nëse humusi është në formë të kripërave të tij (humatet).

6.4. Përgatitja e mostrave të dherave për analizë

Për ndarje të fraksioneve të metaleve (për përcaktimin e formës kimike ose mënyrës së

lidhjes të tij në tokë), janë në përdorim shumë metoda analitike. Në përgjithësi metodat

analitike të përcaktimit të metaleve të rënda në tokë ndahen në metoda që përbëhen nga një

hap (,,single-step”) dhe metoda të analizës sekuenciale (në vazhdimësi ose kontinuale).

Përqendrimi total i metalit (Metot) mund të përcaktohet me zbërthimin e mostrave së tokës

me ujë mbretëror (ISO 11466:1995) ose me acid nitrik dhe peroksid hidrogjeni. Në këtë

fraksion bëjnë pjesë metalet të cilat ndodhen në tretësirën e dherave në formë të absorbuar,

në minerale primare dhe sekondare, në formë të kripërave vështirë të tretshme dhe

komplekseve organo-minerale, por jo edhe metali i lidhur në formë të silikateve. Asnjëra

nga këto metoda nuk shpie deri te tretja e silikateve dhe komplekseve të silikateve, prandaj

në literaturë përmbajtja e fituar quhet përmbajtja pseudo totale. Zbërthimi i silikateve bëhet

me acid fluorhidrik, HF. Duke u nisur nga ajo që u tha më lartë, zbërthimi i mostrave të

dherave është bërë me metodën ISO 14869-1:2001 (ISO 14869-1:2001, 2000), tretja dhe

zbërthimi i elementeve totale në mostra të dherave me përzierje të HF dhe HClO4.

Mënyra e zbërthimit. Afërsisht 0.25 g prej secilës mostër të dherave janë hedhur në enë

tefloni për tretje, dhe pastaj u janë shtuar 5 mL acid nitrik të përqendruar. Mostrat janë

vendosur në burim të zjarrit mbi një pllakë të azbestit, dhe janë ngrohur në temperaturë

rreth 150oC deri në paraqitjen e avujve me ngjyrë kafe të HNO3, duke vazhduar me

ngrohjen e mostrave deri në vëllim afërsisht 1 ml në mënyrë që të largohet lënda organike.

Procedura është vazhduar me shtim të 5 ml HF të përqendruar dhe 1.5 ml HClO4, dhe janë

ngrohur deri në humbjen e ngjyrës së tretësirës, por gjithnjë duke pasur kujdes që mos të

vjen deri te tharja e plotë e mostrave. Në fund u largua nga zjarri, u shtuan nga 1 ml HCl

të përqendruar dhe 5 mL H2O. Mostrat pas zbërthimit u ftohën dhe u filtruan në letër

filtruese kuantitative në enë normale me vëllim 50 mL dhe pjesa tjetër u mbush me ujë të

ridestiluar deri në shenjë. Nga këto tretësira të përgaditura u bë matja (përcaktimi) i

elementeve me metodën ICP-AES, në Institutin e Kimisë të Fakultetit të Shkencave

Matematike Natyrore në Shkup. Në figurën 6-3 është ilustruar trajtimi dhe përgatitja e

mostrave të dherave.

Nga mostrat e përgatitura të dherave janë përcaktuar 21 elemente: Ag, Al, As, Ba, Ca, Cd,

Co, Cr, Cu, Fe, K, Li, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, Sr, V dhe Zn.

Figura 6-3 Trajtimi dhe pregaditja e mostrave të dheut sipas standardit ISO 14869-1:2001



42

Përgaditja e tretësirave standarde. Tretësirat standarde për elementet e analizuara u

përgaditën duke bërë hollimin e tretësirës bazë me përqendrim 1000 mg/L (11355-ICP

multi Element Standard). Nga kjo është përgaditur seria e tretësirave standarde me

përqendrim të ndyshëm (1 µg/mL, 10 µg/mL, 100 µg/mL, 200 µg/mL). Të gjithë reagjentët

dhe standardet që u përdorën janë të pastërtisë së lartë analitike: acidi nitrik 69%, trace pure

(Merck, Germany), acidi klorhidrik 36%, trace pure (Merck, Germany), acidi fluorhidrik

48%, trace pure (Fluka, Zvicër) dhe acidi perklorik 70% p.a. (Alkaloid, Shkup). Uji i

ridistiluar është përdorur për përgatitjen e serisë së tretësirave standardeve nga përqendrimi

bazë 1000 mg/L (11355-ICP multi Element Standard).

Instrumenti. Përcaktimi i sasisë së elementeve është bërë me metodën e spektrometrisë

atomike të emisionit me plazmë të çiftuar me induksion (ICP-AES), Varian 715-ES (ICP-

АЕS). Parametrat optimal të instrumentit për metodën ICP-AES janë paraqitur në Tabelën

6-5.

Tabela 6-5 Kushtet instrumentale të punës për sistemin ICP-AES (Varian, 715ES)

Operating frequency 40.68 MHz free-running, air-cooled RF generator

Power output of RF generator 700-1700 W in 50 W increments

Power output stability better than 0, 1%

Introduction area

Sample Nebulizer Ultrasonic nebulizer CETAC (ICP/U-5000AT)

Spray Chamber Double-pass cyclone

Peristaltic pump 0 – 50 rpm

Plasma configuration radially viewed

Spectrometer

Optical Arrangement Echelle optical design

Polychromator 400 nm focal length

Echelle grating 94.74 lines/mm

Polychromator purge 0.5 L min-1

Megapixel CCD detector 1.12 million pixel’s

Wavelength coverage 177 nm to 785 nm

Conditions for program

RFG Power 1.0 kW Pump speed 25 rpm

Plasma Ar flow rate 15 L min-1 Stabilization time 30 s

Auxiliary Ar flow rate 1.5 L min-1 Rinse time 30 s

Nebulizer Ar flow rate 0.75 L min-1 Sample delay 30 s

Background correction Fitted Number of replicates 3

Element Wavelength nm Element Wavelength nm Element Wavelength nm

Ag 328.068 Cu 324.754 Na 589.592

Al 396.152 Cr 267.716 Ni 231.604

As 188.980 Li 670.783 P 213.618

Ba 455,403 Fe 238.204 Pb 220.353

Ca 370.602 K 766.491 Sr 407.771

Cd 226.502 Mg 279.553 V 292.401

Co 238.892 Mn 257.610 Zn 213.857



43

Kapitulli VII

7. DISKUTIMI I REZULTATEVE

7.1. Distribuimi antropogjen i disa elementeve kimike në mostrat e dherave

Distribuimi antropogjen paraqet ndotjen me elemente kimike të mjedisit si pasojë e

aktivitetit të njeriut në mjedis. Në rast të ndotjes antropogjene, përqendrimet e elementeve

kimike janë më të larta për disa herë në krahasim me përqendrimin e tyre në mjedis të

pastër. Kjo “anomali” ndodh në mjedis në rrugë me trafik të dendur, në udhëkryqe të

rrugëve, afër deponive me materiale hedhurinë, zona industriale ose zona me impiante

energjetike, etj. Për shpërndarjen antropogjene të asocimeve gjeokimike është

karakteristikë zvogëlimi i përqendrimit të elementeve kimike në shtresa më të thella të

tokës, ndërsa te shpërndarja natyrore e elementeve në dhera edhe në profile të tokës në

shtresa të thella përqendrimi i elementeve nuk ndryshon dukshëm.

Në tabelën 7-1 janë paraqitur rezultatet e elementeve të mostrave të dherave të zonës së

KEK-ut, të shprehur në formë të minimumit, maksimumit, mesatares, medianës dhe

devijimit standard (tabela e plotë në SHTOJCË). Gjithashtu, në tabelën 7-2 është paraqitur

tabela me përqendrimet maksimale të lejuara të metaleve toksike në dhera dhe vlerat

intervenuese të standardit holandez (Dutch List, intervention and target value).

Tabela 7-1 Paraqitja e rezultateve të elementeve të shprehur si vlerë minimale,

maksimale, mesatare, mediana dhe devijimi standard në mostrat e dherave (mg/kg)

Elementet Njesia Minimumi Maksimumi Mesatarja Mediana DS*

Ag mg kg-1 0.52 4.97 2.55 2.45 1.03

Al mg kg-1 14034 39787 20705 19922.5 5559.82

As mg kg-1 58.2 119 74.8 64.7 24.96

Ba mg kg-1 259 574 339.7 321.5 13978.67

Ca mg kg-1 3114 31831 9399.53 5723 4124.58

Cd mg kg-1 1.15 12.6 4.88 3.74 9.2

Co mg kg-1 - - - - -

Cr mg kg-1 53 204 136.71 141 267.25

Cu mg kg-1 24.1 273 43.85 37.65 882.86

Fe mg kg-1 25340 39996 33443.37 33860 49.8

K mg kg-1 9066 24158 13880.53 13588.5 3308.54

Li mg kg-1 20.39 54.61 34.24 33.34 7.58

Mg mg kg-1 52.69 11282 7198.92 6865.5 2435.77

Mn mg kg-1 533 1380 895.67 885.5 260.83

Na mg kg-1 1987 9434 4621.33 4568 1662.33

Ni mg kg-1 33 228 120.77 118 41.77

P mg kg-1 204 3930 674.2 451.5 694.22



44

Pb mg kg-1 5.5 425 73.94 26.6 120.91

Sr mg kg-1 24.7 78.1 41.71 38.35 13.77

V mg kg-1 48.3 105 83.72 86 11.76

Zn mg kg-1 0.06 583 108.52 56.35 122.31

DS* Devijimi standard, - nën limit të detektimit

Tabela 7-2 Përqendrimet maksimale të lejura të metaleve toksike dhe vlerat e ndërhyrjes

në mostra të dherave sipas standardit Holandez (Dutch List)

Lista

Holandeze

Elementi, në mg kg-1

As Ba Cd Cr Cu Ni Pb V Zn Ag

Targeti 29 160 0.8 100 36 35 85 42 140 -

Ndërhyrja 55 625 12 380 190 210 530 250 720 15

Të dhënat në vazhdim tregojnë përqendrimet e metaleve të rënda në dhera dhe krahasimin

e tyre me përqendrimet maksimale të lejuara në mostra të dheut sipas Listës Holandeze.

Këto të dhëna janë ilustruar me diagramet përkatëse dhe hartat e vendmostrimeve.

Arseni. Është element që zë vendin e 52 për përhapjen në korën e Tokës. Arseni ndodhet

në formë të mineraleve sulfure, arsenopirit (FeAsS), auripigment (As2S3) dhe realgar (AsS)

(Filipovic, Lipanovic, 1996). Burim kryesor i ndotjes së tokave me arsen janë djegia e

qymyrit dhe shkrietoret e bakrit dhe zinkut, por edhe përdorimi i pesticideve që përmbajnë

arsen (Gosar &Šajn, 2005). Arseni formon numër të madh të komponimeve me veti toksike

të ndryshme prej të cilëve dukshëm veçohet oksidi i arsenit (III). Kontakti për për një kohë

të gjatë me arsen ose ingjestimi i arsenit mund të shkaktojë pasoja të rënda në sistemin

digjestiv dhe atë nervor si dhe mund të sjell deri te çrregullimi i aktivitetit të zemrës (WHO,

2001). Vlera mesatare e arsenit në dhera në botë është 5 mg/kg (Rösler et al. 2011), ndërsa

Adriano (2001) si vlerë mesatare të arsenit në dhera në botë shënon vlerën 7.2 mg/kg. Në

shtresën sipërfaqësore të tokës në Europë shënohet vlera mesatare e arsenit 7.0 mg/kg

(Salminen et al. 2005). Burim kryesor i ndotjes së tokave me arsen janë djegia e qymyrit

dhe shkrietoret e bakrit dhe zinkut, por edhe përdorimi i pesticideve që përmbajnë arsen

(Gosar &Šajn, 2005).

Përqendrimi mesatar i As në shtresën sipërfaqësore të tokës në zonën e hulumtuar është

74.86 mg/kg dhe shtrihet në interval nga 58.20 mg/kg deri në 119.30 mg/kg (Tabela 7-1).

Arseni në pesë mostra të dherave e tejkalon përqendrimin e lejuar në tokë sipas Dutch list

(Tabela 7-2). Nëse analizohet shtrirja e përqendrimit të arsenit në vendmostrime në zonën

e hulumtuar, atëherë mund të konkludojmë se në vendmostrimet 2, 11, 12, 15, 28 që

shtrihen në rrethinën e Termocentralit Kosova A është regjistruar përqendrimi më i lartë i

As). Vlera më e lartë 119.30 mg/kg është regjistruar në vendmostrimin 12 që shtrihet në

drejtimin jugor të TC A (Tabela 7-1).

Në figurën 7-1 është paraqitur në mënyrë grafike përqendrimi i As në mostrat e dherave të

zonës së KEK-ut dhe përqendrimi maksimal i lejuar i As i shprehur në mg/kg në dhera



45

sipas Dutch List (vijëza horizontale). Në figurën 7-2 është paraqitur harta e

vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar vlera më të larta të arsenit.

PML*-Parametri maksimal i lejuar sipas Listes Holandeze

Figura 7-1 Paraqitja grafike e përqendrimit të As në mostrat e dherave të zones së KEK-

ut i shprehur në mg/kg dhe PML i As në dhera sipas Dutch List.

Figura 7-2 Harta e vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar vlera

më të larta të arsenit.

Kadmiumi. Është metal relativisht i rrallë, i butë me ngjyrë blu në të bardhë. Minerali më

i njohur i tij është sulfura e kadmiumit CdS, që gjendet në sasi të vogël i shoqëruar me

mineralet e plumbit, galenit (PbS) dhe të zinkut, sfalerit (ZnS), kështuqë përftohet si

produkt sekondar në metalurgjinë e plumbit dhe zinkut. Kadmiumi përdoret për

konstruktimin e baterive Ni-Cd, në aliazhe për procesin galvanizimit dhe si pigment për

prodhimin e produkteve të plastikës (Dunnick, et al.1987). Kadmiumi lirohet në atmosferë

gjatë procesit të djegies së karburanteve fosile (qymyrit), në metalurgjinë e metaleve me

ngjyrë, në prodhimin e gizës dhe çelikut. Përqendrimi i kadmiumit në dhera në shumë

regjione vjen duke u rritur dhe tejkalon kufirin natyror prej 1 mg/kg (Greenwood, 1984).

Kadmiumi është element me veti të larta toksike (disa herë më të larta në krahasim me

arsenin). Përmbajtja mesatare e kadmiumit në dhera në botë është 0.41 mg/kg (Kabata-

0.0

20.0

40.0

60.0

80.0

100.0

120.0

140.0

2 11 12 15 28

mg

/kg

Vendmostrimet

As PML*



46

Pendias and Mukherjee 2007), ndërsa në shtresën sipërfaqësore të tokës në Europë vlera

mesatare e përqendrimit të kadmiumit është 0.15 mg/kg (Salminen, et al. 2005).

Vlera mesatare e kadmiumit në mostrat e analizuara të tokës në zonën e KEK-ut është 4.88

mg/kg dhe shtrihet në interval nga 1.15 - 12.6 mg/kg (Tabela 7-1). Pra, përqendrimi i

kadmiumit në 19 mostra të dherave e tejkalon përqendrimin e lejuar në dhera sipas Dutch

list (Tablela 7-2).

Nëse analizohet shtrirja e përqendrimit të kadmiumit në mostrat e hulumtuara në zonën e

KEK-ut, atëherë mund të konkludojmë se përqendrimi më i lartë i kadmiumit është

regjistruar në mostrën 29 që ka vlerë 12.6 mg/kg dhe nëse krahasohet me vlerën e

kadmiumit në mostrën kontrollë nr. 30, që ka përqendrim të kadmiumit <1 mg/kg, del se

mostra nr. 29 ka gati 13 herë më shumë Cd.

Në figurën 7-3 është paraqitur në mënyrë grafike përqendrimi i Cd në mostrat e dherave të

zonës së KEK-ut dhe përqendrimi maksimal i lejuar i Cd i shprehur në mg/kg në dhera


vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar vlera më të larta të

kadmiumit.

Figura 7-3 Paraqitja grafike e përqendrimit të Cd në mostrat e dherave të zones së KEK-

ut i shprehur në mg/kg dhe PML i Cd në dhera sipas Dutch List.

0.00

2.00

4.00

6.00

8.00

10.00

12.00

14.00

1 3 4 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 18 20 23 24 28 29

mg

/kg

Vendmostrimet

Cd PML



47

Figura 7-4 Harta e vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar

vlera më të larta të kadmiumit

Kromi. Është element që zë vendin e 17 në korën e Tokës, me një përqendrim 126-185

mg/kg. Kromi në dhera është i pranishëm në formë të kromit trivalent Cr3+ dhe

gjashtëvalent Cr6+. Kromi karakterizohet me veti gjeokimike mjaft komplekse sepse me

lehtësi kalon nga njëra gjendje oksiduese te tjetra. Gjendet në shkëmbinj vullkanik në formë

të mineralit kromit (FeCr2O4). Në dhera kryesisht gjendet në formë të fraksionit rezidual

imobil (Kabata-Pendias and Pendias, 2001, Kabata-Pendias and Sadurski 2004). Kromi

përdoret në industri të çelikut dhe industri kimike, sidomos si pigment për përftimin e

bojrave, prodhimin e plehrave fosfatike si dhe për përpunimin e lëkurës dhe drurit. Lirohet

në procesin e djegies së qymyrit, por mund të arrijë në tokë pas shkarkimit të mbeturinave

të lymit. Sipas Adriano (2001) përmbajtja mesatare e kromit në dhera në botë është 40

mg/kg, ndërsa sipas Kabata-Pendias and Mukherjee (2007) ky përqendrim është 54 mg/kg,

kurse në Europë është 66 mg/kg (Salminen et al. 2005). Kromi është regjistruar në të gjitha mostrat e hulumtuara duke filluar nga përqendrimi më

i ultë 53 mg/kg (mostrën kontrollë), deri në 204 mg/kg (mostra 6) (Tabela 7-1). Vlera

mesatare e kromit për të gjitha mostrat është 136.71 mg/kg. (Tabela 7-1). Origjina e kromit

në dhera është nga substrati mëmë nga i cili është formuar shtresa e tokës si burim

gjeokimik dhe nga burimet antropogjene. Në hulumtimet e tyre Antić-Mladenović, (2004)

për përmbajtjen totale të kromit në dhera me origjinë gjeokimike dhe distribuimin e tij në

fraksione kimike të tokës, kanë konstatuar se përqendrime më të larta të kromit janë

regjistruar në fraksione argjilore të tokës.

Hulumtimet e shumta për distribuimin e kromit nga burime natyrore, kanë vërtetuar se

përqendrimi i kromit me rritjen e thellësisë të profilit të tokës nuk ndryshon (Whitby et al.

1978). Shpërndarja e kromit në shtresën sipërfaqësore të zonës së hulumtuar varet nga

litologjia e terrenit dhe mund të konkludojmë së përhapja e kromit është rezultat i

distribumit natyror. Mirëpo, mund të konstatojmë se edhe ndotja antropogjene ka ndikim.

Nëse analizohet përqendrimi i Cr në mostrën kontrollë (mostra 30) është 53 mg/kg, ose në

mostrën 5 (80 mg/kg), kurse përqendrimi i kromit në mostrën 6 është 204 mg/kg dhe është

mostra më e ndotur me krom. Distanca në mes të pikave 5 dhe 6 është fare e vogël, por

vendmostrimi nr. 5 shtrihet në terren të pjerrtë dhe ndodhet prapa një kodrine që mund të

shërbejë si “mburojë” nga ndikimi atmosferik i ndotjes, ose për shkak të pjerrtësisë së



48

terenit ka mundësi që të reshurat atmosferike kanë bërë shpërlarjen e dherave, sepse siç mund të vërejmë nga rezultatet, kemi dallim qenësor në përqendrimin e kromit te mostrat

30, 5 dhe 6.

Nga rezultatet e fituara të Cr në 28 mostra nga gjithsej 30, përqendrimi i Cr dukshëm

tejkalon përqendrimet e lejuara të tij në dhera krahasuar me standardin holandez (The New

Dutch list) (Tabela 7-2), që parasheh vlerën maksimale të lejuar 100 mg/kg të këtij metali.

Distribuimi i kromit në tokat në zonën e KEK-ut, përfshinë një sipërfaqe mjaft të madhe,

si rezultat i ndotjes natyrore dhe antropogjene (Figura 7-6).

Në figurën 7-5 është paraqitur në mënyrë grafike përqendrimi i Cr në mostrat e dherave të

zonës së KEK-ut dhe përqendrimi maksimal i lejuar i Cr i shprehur në mg/kg në dhera sipas

Dutch List (vijëza horizontale). Në figurën 7-6 është paraqitur harta e vendmostrimeve në

të cilën janë shënuar vendmostrimet ku janë regjistruar vlera më të larta të kromit.

Figura 7-5 Paraqitja grafike e përqendrimit të Cr në mostrat e dherave të zones së KEK-ut

i shprehur në mg/kg dhe PML i Cr sipas Dutch List.


më të larta të kromit

0

50

100

150

200

250

1 2 3 4 6 7 8 9 10111213141516171819202122232425262728

mg

/kg

Vendmostrimet

Cr PML



49

Bakri. Është element që zë vendin e 25 në përbërjen e litosferës, menjëherë pas zinkut.

Duke iu falënderuar vetive të mira të bakrit, ai ka përdorim të gjërë në teknologji

bashkëkohore. Përdoret në industrinë e motorëve dhe pajisjeve elektrike, në prodhimin e

aliazheve, fungicideve dhe baktericideve. Përqendrimet e larta të bakrit në shtresën

sipërfaqësore të tokës tregojnë për origjinën e tij antropogjene. Bakri është element esencial

për njeriun dhe ndodhet në përbërjen e disa proteinave dhe metaloenzimeve. Përkundër

përdorimit të gjërë në industri, te njerëzit nuk janë vërejtur helmime profesionale me bakër.

Vlera mesatare e përmbajtjes së bakrit në litosferë është 70 mg/kg. Vlera mesatare e

përqendrimit të bakrit në dhera në botë është 20 mg/kg (Xie & Lu 2000.), ndërsa në Europë

13 mg/kg (Salminen, 2005). Në toka në Gjermani në të cilat janë deponuar mbeturinat

urbane dhe janë përdorur llumrat e mbeturinave, vlera mesatare e përmbajtjes së bakrit ka

shënuar vlerën 250 mg/kg (Keller et al., 2001).

Sa i përket mostrave tona, vlera mesatare e bakrit është 43.85 mg/kg dhe shtrihet në interval

nga 41.1 mg/kg deri në 273 mg/kg (Tabela 7-1). Pra, përqendrimi i bakrit në 16 mostra të

dherave e tejkalon përqendrimin e lejuar në tokë krahasuar me standardin holandez (36

mg/kg). Nëse analizohet shtrirja e përqendrimit të bakrit në mostrat e hulumtuara në zonën

e KEK-ut, atëherë mund të konkludojmë se përqendrimi më i lartë i bakrit është regjistruar

në mostrën 29 që ka vlerë 273 mg/kg dhe nëse krahasohet me vlerën e bakrit në mostrën

kontrollë nr. 30, që ka përqendrim të bakrit 29.2 mg/kg del se mostra nr. 29 ka diku 9.5

herë më shumë Cu. Nëse analizohet përqendrimi i bakrit nëpër vendmostrime, atëherë

mund të konkludojmë se në vendmostrimet 8,9,10, 14, 16,17,18 dhe 21-29 janë regjistruar

vlera më të larta të Cu. Nga rezultatet e shënuara për përqendrimin e bakrit në dhera në

zonën e KEK-ut mund të konkludojmë se janë rezultat i ndotjes nga Termocentralet e KEK-

ut.

Në figurën 7-7 është paraqitur në mënyrë grafike përqendrimi i Cu në mostrat e dherave të

zonës së KEK-ut dhe përqendrimi maksimal i lejuar i Cu i shprehur në mg/kg në dhera


vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar vlera më të larta të bakrit.

Figura 7-7 Paraqitja grafike e përqendrimit të Cu në mostrat e dherave të zones së KEK-

ut i shprehur në mg/kg dhe PML i Cu sipas Dutch List.

0.0

50.0

100.0

150.0

200.0

250.0

300.0

8 9 10 12 16 17 18 21 22 23 24 25 26 27 28 29

mg

/kg

Vendmostrimet

Cu PML



50


më të larta të bakrit

Nikeli. Zë vendin e 23 përsa i përket përhapjes në korën e Tokës. Lënda organike tregon

aftësi të theksuar të absorbojë nikelin, kështuqë ai është mjaft i përhapur në qymyr dhe

naftë. Së fundmi gjithnjë e më shumë është e shprehur ndotja e mjedisit me nikel i cili

lirohet në procese të ndryshme të industrisë së metaleve dhe pas djegies së qymyrit dhe

naftës. Veprimi i nikelit në shëndet është vërejtur te punëtorët të cilët janë në kontakt me

nikelin dhe komponimet e tij duke u shfaqur si sëmundjeve profesionale (Sunderman,

2004). Zbërthimi i shkëmbinjëve vullkanik është burim primar i Ni në tokë (dhera).

Llumrat hedhurinë dhe plehrat fosforike mund të jenë burime të rëndësishme të nikelit në

toka bujqësore. Vlera mesatare e Ni në dhera në botë është 29 mg/kg (Kabata-Pendias and

Mukherjee 2007), ndërsa në shtresën sipërfaqësore të tokës në Europë është 18 mg/kg

(Salminen, et al. 2005).

Vlera mesatare e përqendrimit të nikelit në mostrat e analizura të tokës në zonën e KEK-ut

është 120.77 mg/kg dhe shtrihet nga 33 deri në 228 mg/kg (Tabela 7-1). Distribuimi i

nikelit në shtresën sipërfaqësore të tokës varet nga litologjia e terrenit dhe është një dëshmi

se në zonën e hulumtuar ndotja me nikel është rezultat i distribuimit natyror të nikelit.

Mirëpo shpërndarja jo e njëtrajtshme e nikelit në vendmostrime është dëshmi se kemi të

bëjmë edhe me ndotje antropogjene. Përqendrimi i Ni në mostrën kontrollë (mostra 30)

është 33 mg/kg, në mostrën nr. 5 është 72 mg/kg, ndërsa në mostrën 6 është 228 mg/kg

(Tabela 7-1). Nëse krahasohet përqendrimi i nikelit me mostrën kontrollë del se në msotrën

6 është për 7 herë më i lartë, ose nëse krahasohet me mostrën 5 përqendrimi i nikelit është

tri here më i lartë. Nga kjo vërejmë se kemi dallim qenësor në përqendrimin e Ni në dhera

në një distancë shumë të vogël të shtrirjes së këtyre vendmostrimeve. Prandaj, mund të

konkludojmë se përqendrimi i regjistruar i Ni në tokë në zonën e hulumtuar është me

origjinë natyrore por edhe ndotja antropogjene ka ndikim në rritjen e përqendrimit të nikelit

në mostrat e zonës së hulumtuar.

Përmbajtja e nikelit në zonën e hulumtuar nëse krahasohet me përqendrimet e lejuara të

nikelit në dhera me Standardin holandez (The New Dutchlist) sipas të cilit vlera e lejuar e

nikelit është 35 mg/kg tregon se në të gjitha mostrat e analizuara përveç mostrës kontrollë

(mostra 30) është tejkaluar ky përqendrim duke shkaktuar ndotjen e dherave.



51

Në figurën 7-9 është paraqitur në mënyrë grafike përqendrimi i Ni në mostrat e dherave të

zones së KEK-ut dhe përqendrimi maksimal i lejuar i Ni i shprehur në mg/kg në dhera sipas

Dutch List (vijëza horizontale). Në figurën 7-10 është paraqitur harta e vendmostrimeve në

të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar vlera më të larta të nikelit.

Figura 7-9 Paraqitja grafike e përqendrimit të Ni në mostrat e dherave të zones së KEK-ut

i shprehur në mg/kg dhe PML i Ni sipas Dutch List

Figura 7-10 Harta e vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku jane regjistruar

vlera me te larta te nikelit

Plumbi. Mineralet kryesore prej nga nxirret ky element janë galeniti (PbS) dhe ceruziti

(PbCO3), por plumbi është prezent edhe në mineralet anglezit (PbSO4) dhe krokoit

(PbCrO4) (Jia, et. al 2004). Emisioni i Pb nga aktivitetet e njeriut është shumëfish më i lartë

në krahasim me atë natyror. Pjesëmarrjen më të madhe në këtë e kanë impiantet për djegien

e karburanteve, djegia e mineraleve që përmbajnë Pb, përdormimi i materialeve hedhurinë

që përmbajnë Pb, prodhimi i bojrave, përdorimi i insekticideve të ndyshme etj (Greenwood,

0

50

100

150

200

250

1 2 3 4 5 6 7 8 9 1011121314151617181920212223242526272829

mg

/kg

Vendmostrimet

Ni PML



52

1984.). Përdorimi i Pb si aditiv për përmirësimin e kualitetit të benzinës ka shkaktuar si

pasojë rritjen enorme të përqendrimit të tij në mjedis në 80-100 vitet e fundit (Hill, 1992).

Plumbi është helm kumulativ. Në organizëm deponohet në kocka. Toksiciteti i plumbit

është i lidhur me afinitetin që ka ai për membranat qelizore dhe mitokondriet. Emisioni i

Pb nga aktivitetet e njeriut është shumëfish më i lartë në krahasim me atë natyror. Si vlerë

mesatare e përqendrimit të plumbit në dhera në botë është 27 mg/kg (Kabata-Pendias and

Mukherjee, 2007) ndërsa në shtresën sipërfaqësore të tokës në Europë 23 mg/kg (Salminen,

2005).

Vlera mesatare e plumbit në mostrat e analizuara të tokës në zonën e KEK-ut është 73.9

mg/kg dhe shtrihet në interval nga 5.5 mg/kg deri në 425.1 mg/kg (Tabela 7-1). Nëse

analizohet shtrirja e përqendrimit të plumbit në mostrat e hulumtuara, atëherë mund të

konkludojmë se përqendrimi më i lartë i plumbit është regjistruar në mostrën 21 që ka vlerë

425.1 mg/kg dhe nëse krahasohet me vlerën e plumbit në mostrën kontrollë nr. 30, që ka

përqendrim të plumbit 12.5 mg/kg del se mostra nr. 21 ka gati afër 40 herë më shumë Pb.

Nëse analizohet përqendrimi i plumbit nepër vendmostrime atëherë mund të konkludojmë

se në pikat 7, 8, 9, 14, 19 janë regjistruar vlera më të larta të Pb në dhera, ndërsa në mostrat

12, 21, 28 dhe 29 janë regjistruar vlera që për disa herë i tejkalojnë përqendrimin e lejuar

të Pb në dhera krahasuar me Dutch List.

Nga rezultatet e shënuara, mund të konkludojmë se përqendrimet e regjistruara janë të larta,

dhe janë rezultat i ndotjes antropogjene. Përqendrimet e katër vendmostrimeve

(12,21,28,29) i tejkalojnë vlerat maksimale të lejuara sipas Standardit holandez (Dutch list)

të plumbit në dhera, që është 85 mg/kg (Tabela 7-2).

Në figurën 7-11 është paraqitur në mënyrë grafike përqendrimi i Pb në mostrat e dherave

të zonës së KEK-ut dhe përqendrimi maksimal i lejuar i Pb i shprehur në mg/kg në dhera



plumbit.

Figura 7-11 Paraqitja grafike e përqendrimit të Pb në mostrat e dherave të zones së KEK-

ut i shprehur në mg/kg dhe PML i Pb sipas Dutch List

0.0

50.0

100.0

150.0

200.0

250.0

300.0

350.0

400.0

450.0

12 21 28 29

mg

/kg

Vendmostrimet

Pb PML



53


vlera me te larta te plumbit

Zinku. Minerali kryesor i zinkut është sfaleriti (ZnS), kurse si komponime të tij të

rëndësishme vlen të përmenden; kloruri, oksidi, sulfura dhe sulfati i zinkut. Burimi kryesor

antropogjen i zinkut është metalurgjia e zinkut, djegia e karburanteve fosile si dhe xehtaria

dhe përpunimi i mineraleve. Zinku përdoret në industrinë e automobilave, për aliazhe, në

procesin e galvanizimit, prodhimin e bojrave etj. Zinku shpesh është i pranishëm në zona

urbane, ku arrin më së shpeshti nga industria dhe trafiku (Adriano, 1986). Zinku është metal

me toksicitet të ultë. Vlera mesatare e përmbajtjes së zinkut në dhera në botë është 90

mg/kg (Xie & Lu, 2000), ndërsa për dherat në Europë 48 mg/kg (Salminen, et al.2005).

Vlera mesatare e zinkut në mostrat e analizuara të tokës në zonën e KEK-ut është 108.5

mg/kg dhe shtrihet në interval nga 0.06 mg/kg deri në 583 mg/kg (Tabela 7-1). Nëse

analizohet shtrirja e përqendrimit të zinkut në vendmostrime atëherë mund të konkludojmë

se në vendmostrimet 10, 12, 18, 20, 21, 28 janë regjistruar vlera të larta të Zn në dhera, që

i tejkalojnë përqendrimet e lejuara te Zn në dhera sipas standardit Holandez (Dutch list).

Në figurën 7-13 është paraqitur në mënyrë grafike përqendrimi i Zn në mostrat e dherave

të zonës së KEK-ut dhe përqendrimi maksimal i lejuar i Zn i shprehur në mg/kg në dhera


vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar vlera më të larta të zinkut.



54

Figura 7-13 Paraqitja grafike e përqendrimit të Zn në mostrat e dherave të zones së KEK-

ut i shprehur në mg/kg dhe PML i Zn sipas Dutch List

Figura 7-14 Harta e vendmostrimeve në të cilën janë shënuar pikat ku janë regjistruar

vlera më të larta të zinkut

Vanadi. Ky element ndodhet në natyrë në karburante fosile si nafta, qymyri, torfa,

qymyrguri, bitumi dhe rrepshe bituminoze. Nafta e papërpunuar e Shqipërisë përmban

0,034% vanad, ajo e Uralit 0,061% dhe e Venezuelës deri në 0.12% vanad (Rehder 2008a).

Vanadi në korën e Tokës ka përqindje 0.015% dhe zë vendin e 21 së bashku më zinkun

(Rehder 2011). Me përpunimin e karburanteve të ndryshme që përmbajnë vanad, i cili në

formë të oksidit mund të depërtoj në atmosferë ku ka aftësi të bëj oksidimin e SO2 në SO3

dhe në këtë mënyrë ndihmon në sintezën e acidit sulfurik që është një nga shkakatarët e

shirave acide që ndikon në jetën në tokë (Rehder 2008b)., Vanadi përdoret për prodhimin

e baterive reduktuese të vanadit dhe baterive oksiduese të vanad-litium-argjendit, në

industri përdoret pentoksidi i vanadit (Rehder 2008b). Për shkak të reciklimit joadekuat

mund të pritet që në të ardhmen të shtohet prania e vanadit në mjedis.

Njerëzit në jetën e përditshme janë në kontakt me përqendrime të ulëta të vanadit përmes

ushqimit, ajrit dhe ujit. Në varshmëri nga lloji i ushqimit ky element është prezent në sasi

0.0

100.0

200.0

300.0

400.0

500.0

600.0

700.0

10 12 18 20 21 28

mg

/kg

Vendmostrimet

Zn PML



55

5 deri 2500 µg/kg të masës së thatë (Anke et al. 2005). Ekzistojnë hulumtime në të cilat

është treguar që sasia ditore e vanadit e konsumuar me ushqim te njeriu është 0.5 µg (Anke

et al. 2005). Supozohet se pentoksidi i vanadit në përqendrim mbi 70 mg/m3 shkakton

vdekjen, ndërsa në ambientet e punës kufiri i lartë i pranisë së këtij komponimi toksik është

0.5 mg/m3 (Cohen 1996). Përqendrimi i vanadit në dhera në botë vlerësohet me një

mesatare prej 129 mg/kg (Kabata Pendias 2011).

Vanadi është regjistruar në të gjitha mostrat e hulumtuara me mesatare 83.7 mg/kg dhe

shtrihet në nivel të përqendrimit nga 48.3 mg/kg deri në 104.9 mg/kg (Tabela 7-1). Vlera

maksimale e lejuar e vanadit në dhera bazuar në standardin holandez (Dutch list) është 42

mg/kg (Tabela 7-2). Nga rezultatet tona të përfituara nga matja e vanadit në mostrat e

hulumtuara në zonën e KEK-ut mund të konstatojmë se të gjitha mostrat e hulumtuara

përfshirë këtu edhe mostrën kontrollë, e tejkalojnë përqendrimin maksimal të lejuar

krahasuar me standardin holandez, që mund të konstatohet se këto toka janë të ndotura me

vanad. Por, në bazë shtrirjes së vanadit mund të konstatojmë se përhapja është rezultat i

distribumit natyror. Prandaj, mund të thuhet se përqendrimi i regjistruar i vanadit në tokë

në zonën e hulumtuar është me origjinë natyrore.

Në figurën 7-15. është paraqitur në mënyrë grafike përqendrimi i V në mostrat e dherave

të zonës së KEK-ut dhe përqendrimi maksimal i lejuar i V i shprehur në mg/kg në dhera

sipas Dutch List (vijëza horizontale). Në figurën 7-16. është paraqitur harta e


vanadit.

Figura 7-15 Paraqitja grafike e përqendrimit të V në mostrat e dherave të zones së KEK-

ut i shprehur në mg/kg dhe PML i V sipas Dutch List

0.0

20.0

40.0

60.0

80.0

100.0

120.0

1 2 3 4 5 6 7 8 9 101112131415161718192021222324252627282930

mg

/kg

Vendmostrimet

V PML



56


vlera me te larta te vanadit

Njësoj sikur për vanadin mund të konkludojmë edhe për bariumin i cili në bazë të

rezultateve nga matjet e bëra në mostrat e zonës së ndotur të KEK-ut e tejkalon

përqendrimin maksimal të lejuar në dhera që është 160 mg/kg, ndërsa mesatarja e bariumit

në mostrat tona është 340 mg/kg, që dmth në të gjitha mostrat përqendrimi i bariumit është

2-3 herë më i lartë se sa përqendrimi maksimal i lejuar. Por, meqenëse distribuimi i

bariumit është gati njësoj në të gjitha mostrat, duke përfshirë këtu edhe mostrën kontrollë,

mund të konkludojmë se përqendrimi i regjistruar i bariumit në tokë në zonën e hulumtuar

është me origjinë natyrore.

Si përfundim, për distribuimin e metaleve të rënda në dhera në zonën e KEK-ut mund të

konkludojmë se për të pasur një pasqyrë më të qartë të ndotjes së zonës, është bërë

distribuimi në hapësirë për secilin metal veçmas dhe janë dhënë përqendrimet për seciln

metal të cilat janë krahasur me PML sipas Standardit holandez (Dutch list). Në bazë të

rezultateve të fituara del se zona është mjaft e ndotur me metale toksike. Brengosës është

fakti se fare afër Termocentraleve të Kosovës ndodhen fshatrat e banuara. Këto fshatra në

mënyrë kontinuele i nënshtrohen përqendrimeve të larta të metaleve si arseni, bakri,

kadmiumi, kromi, plumbi, nikeli, zinku dhe metaleve tjera të rënda që manifestojnë efekte

negative në shëndetin e popullatës. Duke përdorur një numër të caktuar të mostrave të

dherave si monitor të ndotjes së mjedisit në zonën e KEK-ut, është fituar një pasqyrë reale

për një efekt negativ të ndotjes nga aktiviteti antropogjen. Monitorimi i aplikuar na jep një

rezultat real për përmbajtjen e metaleve të rënda në mjedis dhe aktivitetin e TC të Kosovës

në akumulimin e përmbajtjes së metaleve të rënda në shtresën sipërfaqësore të dherave për

një periudhë të gjatë.

Në mbështetje të hulumtimeve të bëra mund të konstatojmë se grupi i elementeve kimike:

Ag, Al, Ba, Ca, Co, Fe, Mn, K, Li, Mg, Na, P, Sr, V, kanë pak ndikim në mjedis pavarësisht

përqendrimit të lartë të tyre. Grupi i elementeve kimike: As, Cd, Cu, Pb, Cr, Ni dhe Zn janë

elemente që me ndotje antropogjene kanë arritur në tokën e zonës së KEK-ut. Është

vërtetuar se kjo zonë karakterizohet me ndotje me metale të rënda me origjinë antropogjene

dhe shumë nga këto elemente tejkalojnë përqendrimin e lejuar të elementeve bazuar në

Standardin Holandez (Dutch list). Por, distribuimi i metaleve është i ndryshëm në

vendmostrime të zonës së hulumtuar. Ndotje më e lartë është treguar në zonën e tokave të



57

Termocentralit Kosova A. Një ndotje e tillë e dherave është e pritshme duke pasur parasysh

se TC Kosova A është në operim nga viti 1962 me teknologji të vjetër dhe për një kohë të

gjatë nuk kanë funksionuar impiantet për pastrimin e tymit të oxhaqeve. Poashtu, edhe

mënyra e deponimit të hirit ka qenë palosje në terren të hapur dhe nuk ka qenë e mbrojtur

nga ndikmi i kushteve atmosferike duke krijuar mundësi të bartjes së ndotjes në distancë

disa kilometra nga burimi i ndotjes.



58

7.2. Distribuimi antropogjen i disa elementeve kimike në mostrat e patates

7.2.1. Marrja e mostrave të patates

Mostrat e patates janë mbledhur në pikat e njejta të vendmostrimit në zonën e KEK-ut ku

janë marrë dherat për përcaktimin e metaleve të rënda. Mostrat, afërsisht 2-3 kg patate,

pasi është larguar dheu dhe primesat tjera janë ruajtur në qese të plastmasit dhe janë bartë

deri në laboratorin e Departamentit të Kimisë të Fakultetit të Shkencave Matematike

Natyrore në Prishtinë ku është bërë pregatitja e mëtutjeshme për analizë kimike.

7.2.2. Përgatitja e mostrave të patates

Mostrat e patates janë pastruar me ujë të destiluar dhe pastaj u është larguar lëvozhga, janë

prerë në pjesë më të vogla dhe janë tharë në temperaturë 60-70oC për një kohë deri në 24

orë. Pas tharjes deri në peshë konstante mostrat janë bluar në bluarse deri në madhësi të

grimcave rreth 1 mm. Mostrat e tilla të thara dhe të deponuara, mund të ruhen deri në 10

vjet për analizë të shumë elementeve kimike si p.sh. Al, Ba, Ca, Cl, Cu, Fe, K, Mg, Mn, N,

Na, P, S, Zn, Se, Ti, Cr, Cd, Ni, etj. (Đurđević, 2014). Në figurën 7-17 është paraqitur

pregatitja e mostrave të patates.

Figura 7-17 Pregatitja e mostrave të patates

Afërsisht 5g prej secilës mostër të patates u hodh në enë tefloni për tretje, dhe në të është

shtuar HNO3 dhe H2O2 dhe mostrat janë zbërthyer në sistemin mikrovalor (Berghof) në

laboratorin Agrovet, Fushë Kosovë. Pas zbërthimit, mostrat janë filtruar në letër filtruese

kuantitative në enë normale me vëllim 50 mL dhe pjesa tjetër është mbushur me ujë të

ridestiluar deri në shenjë. Nga këto tretësira të përgatitura u bë matja e elementeve me

metodën ICP-AES.

Në tabelën 7-3 janë paraqitur rezultatet për 22 elemente të përcaktuara në patate të zonës

së KEK-ut, të shprehur në mg/kg të masës së thatë. Rezultatet janë paraqitur në formë të

minimumit, maksimumit, mesatares, medianës dhe devijimit standard (tabela e plotë në

SHTOJCË).



59

Tabela 7-3 Paraqitja e rezultateve të elementeve në mostrat e patates të shprehur si vlerë

minimale, maksimale, mesatare, mediana dhe devijimi standard në mg/kg të peshës së

thatë

Elementet Njësia Minimumi Maksimumi Mesatarja Mediana DS*

Al mg kg-1 9.51 197.91 44.83 32.93 40.89

Ba mg kg-1 0.2 0.9 0.39 0.3 0.17

Cd mg kg-1 0.12 0.15 0.14 0.14 0.02

Cr mg kg-1 0.08 6.67 1.55 0.97 1.6

Cu mg kg-1 2.16 9.66 5.84 6.25 1.8

Fe mg kg-1 30.76 856 139.03 74.95 175.46

K mg kg-1 6227 13844 8677.86 8550 1767.93

Li mg kg-1 - - - - -

Mn mg kg-1 1.82 4.14 2.8 2.72 0.64

Mo mg kg-1 1.05 10.56 2.13 1.29 2.56

Na mg kg-1 7 61.32 24.14 23.08 11.97

Ni mg kg-1 0.36 15.47 3.08 2.24 3.05

P mg kg-1 761 1982 1305.59 1264 288.75

Pb mg kg-1 3.01 4.24 3.71 3.82 0.38

Sr mg kg-1 0.34 1.16 0.67 0.65 0.21

Zn mg kg-1 0.72 23.87 4.7 3.05 4.98

Mg mg kg-1 494 977 715.31 708 135.11

As mg kg-1 - - - - -

Ag mg kg-1 - - - - -

V mg kg-1 - - - - -

Co mg kg-1 - - - - -

Ca mg kg-1 190.67 2035.93 494.97 396.47 343.72

DS*-Devijimi standard, - nën limit të detektimit

Bimët janë akumulatorë dhe indikatorë potencial të metaleve të rënda, por përqendrimi

total i tyre në dhera nuk është tregues i besueshëm i sasisë të cilën bima mund ta akumulojë

duke bërë të mundur depërtimin e metaleve të akumuluara në zinxhirin ushqimor

(Manojlović&Singh, 2012). Të gjitha bimët kanë mundësi të akumulojnë nga toka dhe uji,

metalet të cilat janë esenciale për rritjen dhe zhvillimin e tyre. Këto janë hekuri (Fe),

mangani (Mn), zinku (Zn), bakri (Cu), magnezi (Mg), molibdeni (Mo) dhe nikeli (Ni).

Poashtu disa bimë kanë mundësi të akumulojnë metale të rënda të cilët nuk kanë funksion

biologjik, e këta janë: kadmiumi (Cd), kromi (Cr), plumbi (Pb), argjendi (Ag), seleni (Se)

dhe merkuri (Hg) (Li Ming, 2008). Këto metale mund të akumulohen deri në nivelin i cili

kufizon rritjen e bimëve dhe zhvillimin e tyre të mëtutjeshëm. Disa metale të rënda mund

të jenë jashtëzakonisht toksike edhe në përqendrime shumë të ulëta dhe të rrezikshme për

botën e gjallë. Metalet e rënda vazhdimisht qarkullojnë në natyrë dhe ndikojnë në furnizim



60

me minerale, regjimin e ujit (lagështisë), fotosintezë, frymëmarrje, gjegjësisht në të gjitha

proceset fiziologjike-biokimike të cilat kryhen te bimët. Si rezultat i rritjes së akumulimit

të metaleve të rënda te bimët mund të vjen deri te ndryshimet anatomike dhe morfologjike

dhe deri te zvogëlimi i reprodukimit dhe ndryshimit të gjendjes kimike të bimëve (Ovečka,

2014).

Nga matjet e bëra të përqendrimit të metaleve të rënda në mostrat e patates të kultivuara në

zonën e KEK-ut janë regjistruar disa metale të rënda si: Cd, Cr, Cu, Ni, Pb dhe Zn.

Kadmiumi. Patatet janë veçanërisht të ndjeshme ndaj niveleve të rritura të Cd, ndërsa

konsiderohen edhe si burim kryesor në dietat e disa popujve (Piotrowska, et al. 1997).

Prandaj, përqendrimi i Cd në patate monitorohet në shumë shtete. Mesatarja e Cd në patate

është 0.016–0.3 mg/kg (Kabata-Pendias 2011). Pas përcaktimit të përqendrimit të Cd në

patate të grumbulluar në të gjithë territorin e Polonisë, është gjetë se patatet përmbanin një

mesatare prej 0.11 mg/kg Cd (Michna et al. 1999; Kabata-Pendias&Pendias, 1999), ndërsa

patatet të grumbulluara në Gjermani kanë pasur 0.108 mg/kg Cd (Brüggemann et al. 1996).

Vlera mesatare e përqendrimit të Cd të përcaktuar në patate për Shtetet e Bashkuara është

0.15 mg/kg të masës së thatë (McLaughin et al. 1994).

Në mostrat e patates të zonës së KEK-ut kadmiumi është regjistruar në dy mostra me

përqendrim 0.12 mg/kg të masës së thatë (mostra 3) dhe 0.15 mg/kg të masës së thatë

(mostra 6) (Tabela 7-3). Sipas Rregullores të Komisionit Europian (2006), nivelet

maksimale për Cd (në mg/kg FW, fresh weight) për shumicën e perimeve, duke përfshirë

edhe patatet është 0.05 mg/kg të masës së lëngët (freskët), ose 0.15 mg/kg Cd të masës së

thatë. Prandaj mund të konstatojmë se përqendrimi i Cd në mostrat e analizuara është në

kufijtë e përqendrimit të Cd në mostrat e patates të shumë vendeve në botë dhe nuk e

tejkalon përqendrimin e lejuar të Cd sipas Rregullorës të KE (2006).

Kromi. Sipas të dhënave në literaturë përqendrimi i kromit në bimë është i ultë, që mund

të shpjegohet me përqendrimin e ultë të tij në dhera. Përqendrimi i Cr te bimët është nga

0.2-0.4 mg/kg në lëndën e thatë të bimëve (Kabata Pendias 2011). Patatet përmbajnë nga

0.02-0.05 mg/kg krom (ATSDR, 2002). Përqendrim i Cr për disa perime është: karrota

0.13 mg/kg, qepa 0.16 mg/kg, lakra 0.13 mg/kg, arra 0.16 mg/kg dhe bajamet 0.11 mg/kg

(Kabata Pendias 2011). Sasi më të mëdha të Cr janë gjetur në perimet e kultivuara në toka

të ndotura me krom të cilat akumulojnë dukshëm sasi më të madhe të kromit. Kështu

perimet e kultivuara në kopshte pranë rafinerisë së naftës në Plock (Poloni), kanë

përqendrime të larta të kromit, përmbajtja maksimale në mg/kg është: rrënjët e karrotës, 13

mg/kg; gjethet e karrotës 148 mg/kg; rrënjët e panxharit 6 mg/kg, ndërsa gjethet 154 mg/kg

(Mikula et. al 1997).

Në mostrat e patates të zonës së KEK-ut kromi është detektuar në të gjitha mostrat me

përqendrim mesatar 1.55 mg/kg dhe shtrirje të përqendrimit nga 0.08-6.67 mg/kg të masës

së thatë (Tabela 7-3). Përqendrimi kromit te bimët i shprehur në materie të thatë është 0.1-

1 mg/kg, kurse vlerat kritike janë mbi 1 mg/kg (Kabata Pendias 2011). Prandaj mund të

konstatojmë se duke u nisë nga përqendrimet e përcaktuara të Cr në mostrat e patates të

kultivuar në zonën e termocentraleve, 11 mostra i tejkalojnë vlerat maksimale të lejuara,

përderderisa në tri vendmostrime të tjera është në kufijtë kritik të lejuar për kromin në

bimë. Në figurën 7-18 është paraqitur vlera e tejkaluar e kromit në vendmostrime të zonës

së KEK-ut, në krahasim me vlerën rekomanduese (PML).



61

Figura 7-18 Përqendrimi i Cr në mostra të patates në krahasim me vlerat e rekomanduara

Bakri. Përmbajtja e Cu si element esencial për bimë është me rëndësi për shëndetin e bimës

dhe për furnizimin me lëndë ushqyese për njeriun dhe kafshët. Disa specie bimore kanë një

tolerancë të madhe ndaj përqendrimeve të rritura të Cu dhe mund të grumbullojnë sasi

jashtëzakonisht të larta të këtij metali në indet e tyre. Përqendrimet e larta të bakrit ndikojnë

në rritjen dhe zhvillimin e bimëve, uljen e mbirjes (mugullimit) së bimëve dhe në mënyrë

antagoniste veprojnë në mikrolelemente tjera. Përqendrimi i bakrit në bimë është 3 deri në

15 mg/kg të masës së thatë. Përqendrimi mbi 15 mg/kg tregon për praninë e lartë të bakrit.

Përqendrimi i Cu në patate zakonisht është 3–6.6 mg/kg (Kabata Pendias, 2011). Nga

hulumtimet e bëra në Poloni janë gjetur 4,5 mg/kg të Cu në patate bazuar në studimet e

monitorimit në 7000 mostra (Terelak, et al., 1997). Këto vlera janë mjaft të ngjashme me

ato të paraqitura për vendet e tjera. Në mostrat tona, bakri është detektuar në të gjitha me

përqendrim mestar 5.84 mg/kg Cu dhe shtrirje të përqendrimit nga 2.16 – 9.66 mg/kg të

masës së thatë (Tabela 7-3). Prandaj mund të konstatojmë se duke u nisë nga përqendrimet

e përcaktuara të Cu në mostrat e patates të kultivuara në zonën e KEK-ut, asnjëra nga këto

mostra nuk e kalon vlerën mbi 15 mg/kg, që i bie të jenë konform vlerave të Cu për patate

që janë përcaktuar edhe në vende tjera.

Nikeli. Përmbajtja e Ni te bimët që rriten në tokë të pandotur mund të ndryshojë dhe është

nga 0.06-2 mg/kg të masës së thatë (Kabata Pendias, 2011). Ndotja e mjedisit në masë të

madhe ndikon në përmbajtjen e Ni në bimë. Nikeli formon kelate dhe mund të zëvendësoj

metalet tjera të rënda me rëndësi të theksuar fiziologjike për bimët. Përqendrimi i lartë i Ni

në tretësirë të dherave ndikon në uljen e shfrytëzimit të nutrientëve nga toka.

Në mostrat e patates të zonës së KEK-ut, nikeli është diktuar në të gjitha mostrat me

përqendrim mestar 3.08 mg/kg Ni dhe shtrirje të përqendrimit nga 0.36–15.47 mg/kg të

masës së thatë (Tabela 7-3). Prandaj mund të konstatojmë se duke u nisë nga përqendrimet

e përcaktuara të Ni në mostrat e patates të kultivuara në zonën e KEK-ut, disa

vendmostrime janë më të larta se përqendrimet e zakonshme të Ni në mostrat e patates për

toka të pandotura, dhe kjo ndotje e rritur është pasojë e ndotjes së tokave me këtë element.

Në figurën 7-19 është paraqitur përqendrimi i Ni të tejkaluar në vendmostrime të zonës së

KEK-ut, në krahasim me vlerën rekomanduese (PML)

0

2

4

6

8m

g/k

g

Vendmostrimet

Cr PML



62

Figura 7-19 Përqendrimi i Ni në mostra të patates në krahasim me vlerat e rekomanduara

Plumbi. Plumbi është një ndotës i madh kimik i mjedisit, kështu që përqendrimi i tij në

vegjetacion në disa vende është rritur në dekadat e fundit për shkak të aktiviteteve

antropogjene. Përqendrimi i Pb që mund të akumulohet është i ultë, për shkak se është i

lidhur për lëndë organike, okside të Fe-Mn, argjilë dhe i precipituar në formë të karbonatit,

hidrokisidit dhe fosfatit të Pb (Shen et al. 2002). Plumbi që ndodhet në formë inorganike

me vështirësi e akumulojnë bimët dhe e transportojnë në organe që ndodhen mbi tokë, me

përjashtim në toka acidike ku akumulohen sasi më larta të Pb (Melo et al., 2008; Freitas et

al., 2013). Në përgjithësi, akumulimi i plumbit në rrënjë të perimeve është më i ultë, ndërsa

gjethet e perimeve janë akumulues të lartë të Pb (Alexander et al., 2006). Përmbajtja e Pb

në bimët e kultivura në zonat e pakontaminuara shënojnë vlerë mesatare të Pb 1.5-2.4

mg/kg për perime (duke qenë më e lartë për marule) dhe për drithërat 0.2-0.5 mg/kg

(Kabata - Pendias, 2011). Monitorimit të Pb i kushtohet vëmendje në ushqimet bimore,

sidomos në bukë dhe patate, si burim të rëndësishëm në dietat e njeriut, (Brüggemann et

al., 1996), megjithëse të dhënat e fundit zbulojnë një prirje drejt një rënie globale të

emetimit Pb, pas ndërprerjes së përdorimit të benzinës pa Pb (dhe ndoshta edhe për shkak

të metodave analitike më të sakta). Nivelet e rekomanduara për Pb në ushqime nga ATSDR

(2007) janë: 0.2 mg / kg, të masës së lëngët për drithërat dhe 0.1, të masës së lëngët për

patatet. Në mostrat e patates të zonës së KEK-ut, përqendrimi mesatar i plumbit është 3.71

mg/kg të masës së thatë të Pb me një shtrirje të përqendrimit nga 3.01 – 4.24 mg/kg (Tabela

7-3). Duke pasur parasysh se përqendrimi maksimal i lejuar i plumbit në patate është 1

mg/kg të masës së thatë, atëherë mund të konstatojmë se 9 mostra të patates të kultivuara

në zonën e KEK-ut e tejkalojnë përqendrimin maksimal të lejuar të Pb në patate. Kjo vjen

si shkak i ndotjes së tokës me Pb nga veprimtaria antropogjene.

Në figurën e më poshtme (figura 7-20) është paraqitur përqendrimi i Pb të tejkaluar në

vendmostrime të zones së KEK-ut, në krahasim me vlerën rekomanduese (PML)

0

5

10

15

20

mg/k

g

Vendmostrimet

Ni PML



63

Figura 7-20 Përqendrimi i Pb në mostra të patates në krahasim me vlerat e rekomanduara

Zinku. Zinku bën pjesë në metale me toksicitet të ultë për bimët, është më pak toksik në

krahasim me bakrin. Bimët zinkun e akumulojnë kryesisht nga toka, pjesërisht në formë të

kationit dyvalent Zn2+, ndërsa në vlera të larta të pH si kation monovalent Zn(OH)+. Zinku

bënë pjesë në elemente që te bimët ka lëvizshmëri mesatare. Nëse përqendrimi i tij në

mjedis është i lartë akumulohet në rrënjë. Përmbajtja e Zn te bimët ndryshon shumë dhe në

lëndën e thatë të bimëve zakonisht është nga 20 deri në 50 mg/kg, (Sarić, 1983).

Përqendrimet e larta të Zn manifestojnë veprim toksik te bimët. Simptomet bëhen të

dukshme nëse përqendrimi i zinkut në lëndën e thatë të bimëve tejkalon vlerën 300 deri në

5000 mg/kg (Kabata Pendias 2011). Vlerat mesatare për Zn në kokrrat e drithërave janë

24 mg/kg te gruri dhe deri në 33 mg / kg te tërshëra. Përqendrimi i Zn në patate është 10–

26 mg/kg me vlerë mesatare 17 mg/kg (Kabata Pendias 2011). Vlerat referente për

përbërësit e ushqimit në Shtetet e Bashkuara (Ensminger et al. 1995) për Zn në disa kategori

të bimëve ushqimore (mg/kg FW të vlerës së lëngët) rekomandohen të jenë: 0.7-8.0 për

perime, (vlera më e ulët për rrënjë selinoje dhe më e larta për spinaq); fruta 0.4-3.0, vlera

më e ulët për rrush dhe më e larta për rrush të zi pa fara (Evropian); drithërat 0.7-32.5, vlera

më e ulët për perlat e elbit (gatuar), më e larta për thekër (kokërr); gjethet e çajit kinez

përmbajnë Zn nga 26 deri në 40 mg/kg, nga të cilat deri në 50% ekstraktohet me ujë të

nxehtë. Çaji përmban nga 0.08 deri 0.17 ng / L Zn (Wong, et al. 1998).

Në mostrat e patates të zonës së KEK-ut, përqendrimi mesatar i zinkut është 4.69 mg/kg të

masës së thatë me një shtrirje të përqendrimit nga 0.72 – 23.87 mg/kg Zn (Tabela 7-3).

Këto vlera janë në përputhje me vlerat e rekomanduara për ushqime në SHBA (Ensminger

et al. 1995).

Në figurën e mëposhtme (fig 7-21) është paraqitur mesatarja e elementeve Cd, Cr, Ni, Pb,

Zn dhe Cu në mg/kg të matura në mostra të patateve. Gjithashtu për krahasim në figurë

është paraqitur edhe sasia maksimale e lejuar e këtyre metaleve në patate sipas standardeve

krahasuese (PML).

0

1

2

3

4

5m

g/k

g

Vendmostrimet

Pb PML



64

Figura 7-21 Krahasimi i përqendrimit maksimal të lejuar (PML) me mesatarën e vlerave

të regjistruara të metaleve të rënda në patate (mg/kg) të masës së thatë

Pra siç shihet nga figura 7-21, nëse i krahasojmë si vlera mesatare, kemi tejkalim të vlerave

maksimale të lejuara për kromin, nikelin dhe plumbin, përderisa për zinkun, bakrin dhe

kadmiumin, nëse i marrim si mesatare, por edhe nëse i krahasojmë vlerat veç e veç shohim

se janë në kufijtë e lejuar të përqendimit të këtyre metaleve të rekomanduara në ushqim.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

Cd Cr Ni Pb Zn Cu

mg/k

g

Elementet

PML Patatja



65

7.3. Distribuimi antropogjen i disa elementeve kimike në mostrat e lakrës

7.3.1. Marrja e mostrave të lakrës

Mostrat e lakrës janë mbledhur në pikat e njejta të vendmostrimeve në zonën e KEK-ut, ku

janë marrë dherat për përcaktimin e metaleve të rënda. Mostrat, afërsisht 1-2 kokrra lakër,

janë ruajtur në qese të plastmasit dhe janë bartur deri në laboratorin e Departamentit të

Kimisë të Fakultetit të Shkencave Matematike Natyrore në Prishtinë, ku është bërë

përgatitja e mëtutjeshme për analizë kimike.

7.3.2. Përgatitja e mostrave të lakrës

Mostrat e lakrës janë ndarë në dy pjesë të studimit, në formë të lakrës së pastruar dhe asaj

të pa pastruar me ujë, me qëllim që të përcjellet edhe ndotja nga ndikimi i atmosferës.

Mostrat e grupit të parë janë pastruar me ujë të kronit fillimisht dhe pastaj me ujë të

destiluar, janë prerë në pjesë të vogla dhe janë tharë në temperaturë 60-70oC për një kohë

deri në 24 orë (peshë konstante). Pas tharjes mostrat janë bluar deri në madhësi të grimcave

rreth 1mm. Mostrat e bluara dhe të thara janë deponuar në një vend të errtë dhe të thatë, në

qese plastmasi.

Mostrat e tilla mund të ruhen deri në 10 vjet për analizë të shumë elementeve kimike si

p.sh. Al, Ba, Ca, Cl, Cu, Fe, K, Mg, Mn, N, Na, P, S, Zn, Se, Ti, Cr, Cd, Ni, etj. (Đurđević,

2014).

Afërsisht 5g prej secilës mostër të lakrës u hodh në enë tefloni për tretje, dhe në të është

shtuar HNO3 dhe H2O2 dhe mostrat janë zbërthyer në sistemin mikrovalor (Berghof) në

laboratorin “Agrovet” Fushë Kosovë. Pas zbërthimit, mostrat janë filtruar në letër filtruese

kuantitative në enë normale me vëllim 50 mL dhe pjesa tjetër u mbush me ujë të ridestiluar

deri në shenjë. Nga këto tretësira të përgatitura u bë matja e elementeve me metodën ICP-

AES.

Në tabelën 7-4 janë paraqitur rezultatet për 21 elemente të përcaktuara në lakër të pastruar,

të zonës së KEK-ut, të shprehur në mg/kg të masës së thatë. Rezultatet janë paraqitur në

formë të minimumit, maksimumit, mesatares, medianës dhe devijimit standard (tabela e

plotë në SHTOJCË).

Në tabelën 7-5 janë paraqitur rezultatet për 21 elemente të përcaktuar në lakër të papastruar,

të zonës së KEK-ut, të shprehur në mg/kg të masës së thatë. Rezultatet janë paraqitur në

formë të minimumit, maksimumit, mesatares, medianës dhe devijimit standard (tabela e

plotë në SHTOJCË).



66

Tabela 7-4 Paraqitja e rezultateve të elementeve në mostrat e lakrës së pastruar të

shprehur si vlerë minimale, maksimale, mesatare, mediana dhe devijimi standard në

mg/kg të peshës së thatë

LAKRA E PASTRUAR

Elementet Njesia Minimumi Maksimumi Mesatarja Mediana DS*

Ag mg kg-1 - - - - -

Al mg kg-1 2.6 18.09 7.41 6.45 4.36

As mg kg-1 - - - - -

Ba mg kg-1 0.39 2.38 1.36 1.33 0.57

Ca mg kg-1 1545 7993 3394 3136 1345

Cd mg kg-1 0.15 0.26 0.19 0.18 0.05

Co mg kg-1 - - - - -

Cr mg kg-1 0.01 1.42 0.17 0.1 0.26

Cu mg kg-1 1.11 8.37 2.7 2.1 1.75

Fe mg kg-1 29.64 488.69 95.55 72.27 86.77

K mg kg-1 6723 14261 9089 8716 1917

Li mg kg-1 - - - - -

Mg mg kg-1 435 1267 806 788 183

Mn mg kg-1 3.86 12.27 7.01 6.84 1.78

Na mg kg-1 33.81 580.8 268.29 238.48 160

Ni mg kg-1 0.37 2.31 1.09 0.98 0.5

P mg kg-1 710 2289 1346 1234 368

Pb mg kg-1 2.18 2.54 2.39 2.46 0.19

Sr mg kg-1 1.96 12.42 5.44 4.84 2.42

V mg kg-1 - - - - -

Zn mg kg-1 4.13 28.16 8.2 7.18 4.84


Akumulimi i përqendrimeve të larta të metaleve të rënda te bimët mund të shkaktoj pasoja

të mëdha makroskopike dhe toksicitet. Pasojat manifestohen në formë të inhibimit të rritjes

dhe zhvillimit të bimëve, klorozë dhe nekrozë të gjetheve, zvogëlim të mbirjes të farës etj.,

që shkatojnë ndryshimin në procese biokimike dhe molekulare dhe në strukturë të indeve

të bimëve (Štajner& Popović, 2008). Duke marrë parasysh se bimët mund të absorbojnë

jone të metaleve të ndryshme jo vetëm përmes rrënjëve por edhe gjetheve, atëherë për të

vërtetuar ndikimin e ndotjes nga atmosfera, të gjitha elementet janë përcaktuar në lakër të

larë (pastruar) dhe atë të palarë (papastruar).



67

Tabela 7-5 Paraqitja e rezultateve të elementeve në mostrat e lakrës së papastruar të

shprehur si vlerë minimale, maksimale, mesatare, mediana dhe devijimi standard në

mg/kg të peshës së thatë

LAKRA E PAPASTRUAR

Elementet Njesia Min Max Mesatarja Mediana SD*

Ag mg kg-1 0.29 0.29 0.29 0.29 -

Al mg kg-1 3.04 39.57 9.79 7.5 7.34

As mg kg-1 - - - - -

Ba mg kg-1 0.42 3.5 1.34 1.09 0.76

Ca mg kg-1 1648 7301 3153 3110 1171

Cd mg kg-1 0.11 0.29 0.17 0.15 0.06

Co mg kg-1 - - - - -

Cr mg kg-1 0.02 1.7 0.33 0.18 0.42

Cu mg kg-1 1.28 13.51 3.52 2.48 2.73

Fe mg kg-1 44.8 232.83 82.62 74.41 43

K mg kg-1 7158 11579 9218 9170 1243

Li mg kg-1 - - - - -

Mg mg kg-1 499 1038 774 749 143.5

Mn mg kg-1 4.64 11.71 7.18 7.24 1.45

Na mg kg-1 42.15 604.69 252.5 213.68 157.82

Ni mg kg-1 0.51 2.35 1.19 1.12 0.53

P mg kg-1 670 2165 1358 1293 375.7

Pb mg kg-1 2 3.86 2.55 2.07 0.81

Sr mg kg-1 1.9 11.04 4.81 4.44 2.08

V mg kg-1 - - - - -

Zn mg kg-1 3.88 16.87 8.38 7.59 3.18


Nga matjet e bëra të përqendrimit të metaleve të rënda në mostrat e lakrës (të larë dhe të

palarë) të kultivuara në zonën e KEK-ut janë regjistruar disa metale të rënda si: Cd, Cr, Cu,

Ni, Pb dhe Zn.

Kadmiumi. Te bimët ky element mund të inhiboj ndarjen e qelizave dhe të tregoj efekte

toksike në morfologjinë e kromozomeve (Liu and Kottke, 2004). Në përgjithësi, simptomet

që shkatohen nga përmbajtja e lartë e Cd te bimët janë ngecja në rritje, dëmtime të rrënjëve

dhe klorozë e gjetheve. Kadmiumi më së shumti akumulohet në domate, sallatë dhe spinaq.

Te këto lloje të bimëve nëse kultivohen në toka të ndotura, përqendrimi i kadmiumit në

organet mbi tokë mund të arrijë deri në 160 mg/kg (Kabata Pendias, 2011). Disa

hulumtime kanë treguar se Cd akumulohet në murin e qelizave (Küper at al., 2000), derisa

hulumtimet tjera kanë konstatuar se teprica e kadmiumit ndodhet kryesisht në vakuola dhe

nukleus (Liu and Kottke, 2004). Përqendrimi i kadmiumit në lakra të kultivuara në tokë të

pandotur është 0.005–0.01 mg/kg (Kabata Pendias 2011). Niveli i rritur i kadmiumit në

lakër ose fletë të lakrës të kultivuara në tokë të ndotur nga minierat e metalurgjisë në Britani



68

të Madhe ka qenë: 1.1–3.8 mg/kg (Thornton, et al. 1975) ndërsa në fletë të lakrës në ish

Bashkimin Sovjetik ka qenë 130 mg/kg (Vlasyuk, 1980). Në mostrat e lakrës të larë dhe

palarë të zonës së KEK-ut kadmiumi është regjistruar me përqendrim mesatar 0.19 mg/kg

në lakrën e larë (Tabela 7-4) dhe 0.17 mg/kg në mostrat lakrës së palarë (Tabela 7-5).

Dallimi në mes të përqendrimit të Cd në lakrën e larë dhe të pa larë është i vogël. Sipas

Rregullores të Komisionit Europian (2006), nivelet maksimale për Cd (në mg / kg FW,

fresh weight) për shumicën e perimeve, duke përfshirë edhe lakrën është 0.05 mg/kg të

masës së lëngët (freskët), gjegjësisht 0.15 mg/kg në masë të thatë. Prandaj, mund të

konstatojmë se përqendrimi i Cd në lakër në mostrat e analizuara është pak më i lartë në

krahasim me përqendrimin e rekomanduar të tij sipas Rregullorës të KE (2006).

Kromi. Efektet toksike në bimë paraqiten në përqendrim nga 0.5 mg/kg në tretësirë të

dherave dhe në përqendrim 5 mg/kg në dhera, ndërsa simptomet e toksicitetit manifestohen

në ngecjen e rritjes së rrënjëve dhe paraqitjes së gjetheve të ngushta me ngjyrë kafe në të

kuqe, të mbuluara me njolla të imëta nekrotike (Mengel and Kirkby 1982). Përqendrimi i

Cr në lakra është nga 0.05 –0.210 mg/kg dhe vlerë mesatare 0.130 mg/kg (ATSDR, 2002,

Bratakos et al. 2002, Czekała, 1997, Eriksson, 2001). Në mostrat e lakrës të larë dhe palarë

të zonës së KEK-ut kromi është regjistruar në të gjitha mostrat me përqendrim mesatar 0.17

mg/kg të masës së thatë në lakrën e larë (Tabela 7-4) dhe 0.33 mg/kg në mostrën e palarë

(tabela 7-5). Dallimi në mes të përqendrimit të Cr në lakrën e larë dhe të pa larë është

evident. Përqendrimi i kromit te bimët i shprehur në materie të thatë është 0.1 deri 1 mg/kg.

Vlerat kritike janë mbi 1 mg/kg. Prandaj mund të konstatojmë se duke u nisë nga

përqendrimet e përcaktuara të Cr në mostrat e lakrës së larë dhe të palarë të kultivuar në

zonën e ndotur të KEK-ut, nëse i krahasojmë si vlera mesatare, nuk i tejkalojnë vlerat

maksimale të lejuara.

Bakri. Një përqendrim i ultë është i domosdoshëm dhe ka veprim stimulues për rritjen dhe

zhvillimin e bimëve, ndërsa në përqendrim të lartë te bimët ka efekt toksik. Përmbajtja e

Cu në bimë është në kufij të gjërë, në varshmëri nga lloji dhe gjenotipi. Përqendrimi i

zakonshëm i Cu në bimë është 2-20 mg/kg. Sasia 30 mg/kg e Cu në bimë ka efekt fitotoksik

(Kabata-Pendias dhe Piotrowska, 1984). Sipas Ross-it (1994), përqendrimi i bakrit në bimë

të kontaminuara është 20-100 mg/kg dhe ka veprim toksik. Bimët asimilojnë përqendrime

të ulëta të bakrit, kryesisht si jone Cu2+ dhe në formë të kelateve. Bakri ndikon në

metabolizmin e komponimeve të azotit dhe të karbohidrateve, formimit të fertilitetit të

polenit dhe rezistencë të bimëve ndaj sëmundjeve (Kastori, 1990). Jonet Cu2+ mund të jenë

të lidhura fort për proteina, dhe duke iu falëndëruar kësaj në indet e bimëve ekziston

varshmëri në mes të përmbajtjes së bakrit dhe azotit (Pederson et al., 2002; Krzyëy-

Gawrońska 2010). Përqendrimet e zakonshme të Cu në lakra sillen nga 3–4 mg/kg (Kabata

Pendias 2011). Përqendrimi i Cu për perime ne SHBA i shprehur në mg/kg të masës së

lëngët është 0.1-3.2 mg/kg (Kabata Pendias, 2011). Në mostrat e lakrës të zonës së KEK-

ut, bakri është detektuar në të gjitha mostrat me përqendrim mestar 3.52 mg/kg te lakrat e

palara (Tabela 7-5) dhe 2.70 mg/kg te lakrat e lara (Tabela 7-4) për masë të thatë. Prandaj

mund të konstatojmë se duke u nisë nga përqendrimet e përcaktuara të Cu në mostrat e

lakrës të kultivuara në zonën e ndotur të KEK-ut janë konformë vlerave të Cu për lakër që

janë përcaktuar edhe në vende tjera.



69

Nikeli. Është i rëndësishëm për bimët e larta dhe bimët leguminoze sepse prania e Ni është

e domosdoshme për aktivizimin e enzimës së ureazës nëse përdoret urea si pleh (Shimada

& Ando, 1980). Në mungesë të Ni vjen deri te rritja e uresë në inde në përqendrime që janë

toksike (Eskew et al., 1984). Përqendrimet e ulëta të Ni te bimët p.sh. te drithërat

ndihmojnë procesin e mbirjes së farës (Brown et al., 1990; Krogmeier et al., 1991).

Përqendrimet e larta të Ni ngjashëm me metalet tjera të rënda janë toksike për bimë sepse

e pengojnë procesin e fotosintezës dhe frymëmarrjen, funksionin e membranës, ngadalëson

aspirimin e ujit, sintezën e klorofilit e me këtë edhe rritjen dhe zhvillimin e bimëve (Yang

et al., 1996). Në bimët që përdoren për ushqim dhe perime përmbajtja e Ni varion nga 0.06-

2 mg/kg. Lakra përmban zakonisht 0.6–3.3 mg/kg me një vlerë mesatare 1.03 mg/kg

(Kabata Pendias 2011). Ndotja e mjedisit rreth një shkrietore të Ni në Gadishullin e

Niagarës gjatë 60 vjetëve të fundit ka shkaktuar akumulimin e Ni në përqendrim 500-1500

mg/kg në tokë në një sipërfaqe rreth 3 km. Një pronë rreth 1 km në lindje të shkritores me

mbetje të Ni 600-6455 mg/kg u përzgjodh të mbjelljet me lakër, selino, marule dhe rrepë.

Bimët manifestuan simptoma të klorozës dhe nekrozës duke përfshirë edhe rrënjët dhe

gjethet. Pas analizimit të Ni te bimët e mbjella është konstatuar grumbullimi i Ni në indet

e thata të bimëve deri në 400 mg/kg në kokë të lakrës dhe të selinos (Frank et al. 1982).

Në mostrat e lakrës së larë të zonës së KEK-ut, nikeli ka përqendrim mesatar 1.09 mg/kg

Ni (Tabela 7-4) dhe në mostrat e lakrës së palarë ka përqendrim mesatar 1.19 mg/kg Ni të

masës së thatë (Tabela 7-5). Prandaj mund të konstatojmë se duke u mbështetur në

rezultatet që dalin nga përcaktimi i përqendrimit të Ni në mostrat e lakrës të kultivuara në

zonën e ndotur të KEK-ut janë në përputhje me përqendrimet e lejuara të Ni për mostrat e

lakrës.

Plumbi. Është element toksik për bimët. Përqendrimi më i lartë se 5 mg/kg konsiderohet

sasi mbi të cilën bimët nuk mund të zhvillohen normalisht. Sipas Allen (1989), niveli

normal i përqendrimit të Pb në bimë është më i ultë se 3 mg/kg. Si vlerë mesatare ECCE

(1990) propozon 0.1-5 mg/kg Pb. Në përgjithësi, rrënjët e perimeve janë akumulues të

moderuar, ndërsa gjethet e perimeve janë akumulues të lartë të Pb (Alexander et al., 2006).

Përqendrimet e larta të Pb ndikojnë në inhibimin dhe zhvillimin e rrënjëve dhe rritjen e

gjetheve por gjithashtu ndikojnë edhe në inhibimin e fotosintezës. Bimët plumbin e

absorbjnë nga dy burime, toka dhe ajri. Bioakumulimi më i lartë i Pb në përgjithësi

raportohet për perimet me gjethe (kryesisht marule) të kultivuara në mjedisin e shkrietoreve

metalurgjike, ku bimët ekspozohen ndaj burimeve të Pb të tokës dhe ajrit. Në këto vende,

janë gjetur marule shumë të ndotura që mund të përmbajnë më shumë se 0.15% Pb (Roberts

et al. 1974). Një efekt relativisht i vogël i përqendrimeve të Pb në bimë është raportuar

nga kontaminimi i tokës për shkak të aktiviteteve bujqësore dhe nuk vërehet asnjë lidhje

me aplikimin e plehrave fosoforike (Chen et al. 2008). Përqendrimet e Pb në lakër

zakonisht janë 1.7–2.4 mg/kg të masës së thatë. Përqendrimi maksimal i lejuar i Pb në

lakra është 0,30 mg/kg të masës së lëngët (fresh) dhe 1 mg/kg të masës së thatë. Në mostrat

e lakrës së larë të zonës së KEK-ut, përqendrimi mesatar i plumbit është 2.39 mg/kg të

masës së thatë (Tabela 7-4), ndërsa te mostrat e palara përqendrimi mesatar i Pb është 2.55

mg/kg të masës së thatë (Tabela 7-5). Duke pasur parasysh se përqendrimi maksimal i

lejuar i plumbit në lakër është 1 mg/kg të masës së thatë, atëherë mund të konstatojmë se

në 8 mostra gjithsej të lakrës të kultivuara në këtë zonë, tejkalohet përqendrimi maksimal

i lejuar i Pb për lakra. Kjo vjen si shkak i ndotjes antropogjene të tokës me Pb.



70

Zinku. Është metal që luan rol thelbësor në metabolizmin e bimëve dhe në aktivitetin e një

sërë enzimesh të tilla si dehidrogjenaza, proteinaza, peptidaza dhe fosfohidrolaza. Nëse

përqendrimi i zinkut në mjedis është i lartë, ai akumulohet në rrënjë. Përqendrimi i zinkut

në lëndë të thatë te bimët sillet më së shpeshti nga 20-50 mg/kg (Kabata Pendias, 2011).

Sipas disa hulumtimeve përqendrimi i Zn është deri 20 mg/kg të masës së thatë (Sarić,

1983). Distribuimi i Zn te bimët është specifik. Ai në masë të madhe akumulohet në rrënjë

dhe gjethe të reja (Kastori & Petrović, 1993). Sasia e lartë e Zn mund të shkaktojë efekte

negative te bimët, ndërsa mungesa e Zn manifestohet negativisht në qeliza dhe inde të cilat

janë në procesin e rritjes dhe të zhvillimit (Welch et al., 1982; Alloway, 2008). Përqendrimi

i Zn në lakër është 24-31 mg/kg. Ndotja e mjedisit me zink ndikon në masë të madhe në

përqendrimet e këtij metali në bimë. Kështu p.sh. në gjethet e lakrës kineze të kultivuara

në mjedis të ndotur nga shkrietorja e Zn në Japoni është regjistruar vlera të Zn 1300 mg/kg

(Kobayashi, et al. 1971, Kabata Pendias 2011). Megjithatë, bimët e rritura në tokat e

ndotura me Zn grumbullojnë një pjesë të madhe të metaleve në rrënjë. Gazrat që lirohen

pas djegies së karburanteve poashtu janë burim i përqendrimit të lartë të Zn në bimë,

pavarësisht nga pH e tokës (Dos Santos et al., 2006). Zinku është detektuar në të gjitha

mostrat e lakrës. Në mostrat e lakrës së larë vlera mesatare e përqendrimit të zinkut ka qenë

8.20 mg/kg Zn të masës së thatë (Tabela 7-4), ndërsa në mostrat e lakrës të pa larë

përqendrimi mesatar i Zn është 8.38 mg/kg Zn të masës së thatë (Tabela 7-5). Prandaj,

mund të konstatojmë se përqendrimi i Zn në mostrat e analizuara është në suaza të vlerave

të lejura të Zn për lakër dhe konform me vlerat e rekomanduara për ushqime ne SHBA

(Ensminger et al. 1995).

Në figurën e mëposhtme (figura 7-22) është paraqitur vlera mesatare e elementeve Zn, Pb,

Cu, Ni, Cr dhe Cd në mg/kg të masës së thatë të përcaktuar në mostra të lakrës së larë dhe

palarë.

Figura 7-22 Krahasimi i përqendrimit maksimal të lejuar me mesatarën e vlerave të

regjistruara në lakër të larë dhe palarë (mg/kg)

Nëse i krahasojmë rezultatet e fituara të metaleve të rënda të përcaktuar në formë të

mesatares në lakër të larë dhe të palarë (fig.7-22), shohim se kemi të bëjmë me një ndryshim

të vogël në përqendrim të metaleve të rënda në lakër të larë krahasuar me lakrën e palarë.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Cd Cr Cu Pb Zn Ni

mg/kgLare Palare



71

Kapitulli VIII

8. PËRCAKTIMI I METALEVE TE SHFRYTEZUESHËM NË MOSTRAT E

DHERAVE

Prania e metaleve të rënda në tokë nuk nënkupton se ato janë në dispozicion për bimët. Për

të ditur mobilitetin e metaleve të rënda nga toka te bimët, është me rëndësi të matet

përqendrimi i metaleve në formën e shfrytëzueshme, sepse kjo formë tregon nëse një metal

i caktuar mund të absorbohet nga bimët. Shfrytëzimi i joneve të metaleve të rënda varet

nga faktorë egzogjenë dhe endogjenë. Faktorët kryesor që ndikojnë në asimilimin e

elementeve nga toka janë: vlera pH dhe potenciali redoks, përbërja mekanike, lënda

organike – sasia dhe kualiteti, përbërja minerale, temperatura dhe regjimi i lagështisë si

dhe interaksioni në mes të elementeve kimike (Kabata-Pendias, 2004). Kulturat bujqësore

manifestojnë ndieshmëri të ndryshme ndaj joneve të metaleve të asimiluara. Forma e

asimilueshme e metaleve të rënda në tokën e kontaminuar ndryshon edhe për elementet e

njejta, dhe në masë të madhe varet nga tipi i tokës dhe kushtet meteorologjike. Në dhera

metalet e rënda lidhen në komplekse adsorbuese ose ndodhen në formë jonike në tretësirën

e dherave.

Metalet në tokë mund të ndodhen në disa forma (Tessier et al., 1979);

1. si tretësirë e dherave ose jone dhe komplekse të tretshme të metaleve

2. të adsorbuar si përbërës inorganik të tokës dhe të përshtatshëm për këmbim jonik

3. të lidhur për lëndën organike të tokës,

4. të komponuar në formë të oksideve, hidroksideve dhe karbonateve dhe

5. të inkorporuar në strukturë të mineraleve silicate.

Nga klasifikimi i mësipërm vetëm metalet në formën 1 dhe 2 janë të gatshëm që të

asimilohen nga bimët, sepse bima metalet mund t’i shfrytëzoj nga tretësira ujore ose të

lidhur në kompleks adsorbues të dherave. Aftësia e adsorbimit të joneve të ndonjë metali

kryesisht varet nga forma në të cilën ndodhet në dhera dhe më pak nga sasia e tij. Aftësia

e akumulimit të disa metaleve të rënda është e ndryshme te llojet e ndryshme të bimëve

(Lasat, 2002). Përcaktimi i asimilimit të metaleve të rënda në dhera për ndonjë lloj të bimës

në mënyrë të konsiderueshme varet nga përzgjedhja e tretësirës për ekstraktim, gjegjësisht

metodës analitike e cila duhet të simuloj fraksionet e asimilueshme të elementit

individualisht në bimë. Për përcaktimin e fraksioneve të këmbyeshme të elementeve në

dhera janë zhvilluar shumë metoda të cilat në mes veti dallohen për nga forca e veprimit

në mostër. Varësisht nga lloji, mjetet ekstraktuese mund të ndahen në të përbëra dhe të

veçanta. Nëse mjeti ekstraktues është i fortë, i njejti mund të përdoret për ekstraktim të një

numri më të madh të mikroelementeve. Për ekstraktimin e veçantë të mikroelementeve sot

kryesisht përdoren këto tretësira për ekstraktim (HCl, H2SO4, HNO3, pastaj EDTA, DTPA,

NH4NO3, CaCl2, NH4OAc+EDTA etj.). Për ekstraktim zakonisht për të gjitha

mikroelementet përdorën më së shpeshti HCl 1M ose (NH4)2CO3 dhe EDTA në vlerë

pH=8,6 (Lončarić et al., 2008).



72

8.1. Ekstraktimi i metaleve të shfrytëzueshme me HCl

Mesi acid shkakton dukurinë e formave jonike të metaleve në tokë, të cilët janë të

lëvizshëm dhe të përshtatshëm për adsorbim nga bimët. Kjo do të thotë se në toka acidike

ekziston mundësia e kontaminimit të bimëve me metale të rënda. Për ekstraktimin e

metaleve të rënda në tokë nga radha e acideve përdoren HCl 1M, H2SO4 0,1M, HNO3 1M,

etj.

Përgaditja e mostrave për ekstraktim në HCl 1M. Rreth 10 g mostër të dheut të tharë

është vendosur në një gotë plastmasi dhe pastaj i janë shtuar 20 ml HCl 1M. Enët me mostër

janë vendosur në aparatin përkatës dhe janë përzier për rreth 2 orë (Đurđevic, 2014).

Suspensioni i formuar është filtruar në letër filtruese me shirit të kaltër, me ç’rast filtrati

është analizuar për përcaktim të elementeve Pb, Mn, Cu, Ni, Zn, V, Cr, As dhe Cd në

teknikën ICP -OES, Optima 2100DV, Perkin-Elmer në Laboratorin e akredituar “Agrovet”

në Fushë Kosovë.

Në figurën e më poshtme (Figura 8-1) është shprehur vlera mesatare e metaleve të

ekstraktuara (mg/kg) në krahasim me përqendrimin e metaleve në mostra të dheut.

Figura 8-1 Ekstraktimi i metaleve të rënda në tokë dhe HCl (mg/kg)

Nga rezultatet laboratorike të ekstraktimit të metaleve në tretësirën 1M HCl (Figura 8-1)

kemi konstatuar se përqendrimet e metaleve të rënda të asimilueshme në dhera janë shumë

më të ulëta në krahasim me përqendrimin total të metalit, të zbërthyer me metodën e ISO

14869-1:2001, në përzierje të HNO3, HF dhe HClO4. Asimilimi varet edhe nga secili metal

individualisht.

Në figurën 8-2 është paraqitur mesatarja e llogaritur në përqindje e ekstraktimit të metaleve

në mostra të dheut në tretësirë të 1 M të HCl.

0

200

400

600

800

1000

Pb Mn Cu Ni Zn V Cr As Cd

mg/k

g

Ekstraktimi i metaleve të rënda në HCl

(mg/kg)

Dheu HCl



73

Figura 8-2 Ekstaktimi i metaleve në mostrat e dherave në acid klorhidrik 1M i shprehur

në përqindje

Kadmiumi nuk është regjistruar në asnjërën mostër të dherave të ekstraktuar me HCl 1M,

pra është nën kufirin e detektimit (<0.01 mg/kg). Përqendrimi mesatar i As te ekstraktuar

me HCl 1M është 2.04% krahasuar me përqendrimin total të As në dhera. Ngjajshëm hasim

edhe te kromi një përqindje më të ulët të ekstraktimit (2.17%), se ai total në dhera, ku në

shumicën e vendmostrimeve të dherave kalohet përqendrimi maksimal i lejuar.

Sa i përket vanadit të ekstaktuar në tretësirën e acidit klorhidrik, përqendrimi mesatar është

4.72%, kurse zinku sillet rreth 12.2%. Nikeli është ekstraktuar rreth 1/5 e përqendrimit total

në dhera (19.4%). Te bakri sasia e ekstraktuar e llogaritur në përqindje është 21.73% që

është pak më shumë se 1/5 e përqendrimit të bakrit në dhera.

Përqindje më të lartë të ekstraktimit kemi hasur te mangani (39.25%) dhe tek plumbi

(42.01%).

Nëse i klasifikojmë metalet e ekstraktuara në HCl 1M ne bazë të prioritetit atëherë ato

ndjekin këtë renditje: Pb>Mn>Cu>Ni>Zn>V>Cr>As.

8.2. Ekstraktimi i metaleve të shfrytëzueshme me EDTA

Metalet e shfrytëzeshëm nga toka mund të përcaktohen edhe me EDTA. Ekstraktimi i

metaleve nga toka me këtë metodë bazohet në shfrytëzimin e një mjeti alkalin të dobët

(NH4)2CO3 dhe EDTA në vlerë pH=8,6. Në reaksionin jon-këmbyes me dherat joni NH4+

i zëvendëson elementet që asimilohen në kompleksin adsorbues të dherave, ndërsa EDTA

formon komplekse stabile me mikroelemente në tretësirë. Reagjentët kelatizues bëjnë

reduktimin e aktivitetit të joneve të lira të metaleve në tretësirë duke formuar komplekse të

tretshme metal-kelat. Sasia e metalit të ekstraktuar me reagjent kelatizues është funksion i

dy faktorëve: përqendrimit të metalit në tokë dhe mundësisë për asimilim. Për këtë shkak

reagjentët kelatizues mund të shfrytëzohen për përcaktimin e sasisë së metalit të

asimilueshëm sepse “simulojnë” procesin natyror të transportit të metaleve përmes sistemit

të rrënjëve. Si mjet ekstraktues EDTA është test më i besueshëm dhe i qëndrueshëm për të

parashikuar grumbullimin e metaleve të rënda në bimë në krahasim me ekstraktimin me

DTPA, NH4NO3 dhe CaCl2 (Hooda, 1997). Duke krahasuar metoda të ndryshme për

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45


Përqindja e ekstraktimit në HCl

HCl



74

ekstraktim, studiuesit kanë vërtetuar që mesatarisht më së shumti ekstrakton tretësira NH4-

OAc+EDTA, HCl, EDTA, ndërsa sasi më të ulët ka ekstraktuar tretësira e DTPA

(Teodorović et al., 2009., Lončarić et al., 2010). Fraksionet e metalit pas ekstraktimit të

dherave me EDTA përbëhen nga: fraksioni i tretshëm në ujë, fraksioni këmbyes dhe i

shoqëruar me karbonate.

EDTA në bujqësi përdoret për të rritur shfytëzimin e elementeve si dhe marrjen e

nutrientëve esenciale nga bima (Kumar, et.al, 2011; Peverill et al., 1999). EDTA mund të

formoj komplekse pothuajse me të gjitha jonet e metaleve të rënda. Studime të ndryshme

kanë treguar se ky agjent kompleksues është shumë efektiv për tretjen e metaleve të rënda

në dhera, për atë arsye përdoret shumë për ekstraktim të metaleve të rënda nga tokat e

ndotura. (Pociecha and Lestan, 2010; Pociecha et al. 2011; Firdaus-e Bareen and Tahira,

2011; Jalali and Tabar, 2013; Oh and Yoon, 2013).

Trajtimi i mostrave për ekstraktim me EDTA. Metoda me EDTA për ekstraktim të

metaleve të rënda në dhera kryhet me anë të tretësirës të cilën e përbëjnë perzierja e 1 M

(NH4)2CO3 dhe 0.01 M EDTA, me ç’ rast vlera pH e tretësirës rregullohet me HCl të

holluar ose NH4OH në vlerë të pH=8.6. Për këtë ekstraktim, janë peshuar 10 g të dheut i

cili paraprakisht është terur dhe është vendosur në enë plastike me vëllim 200 ml dhe i janë

shtuar 20 ml tretesirë të përzierjes 1 M (NH4)2CO3 + 0.01 M EDTA. Mostrat përzihen në

përziese rrotulluese për 30 minuta dhe pastaj filtrohen në letër filtruese me shirit te kaltër,

janë acidifikuar dhe lexuar elemntet As, Cr, Cd, V, Zn, Ni, Mn, Pb, Cu në ICP-AES në

Laboratorin e akredituar “Agrovet” në Fushë Kosovë.

Në figurën 8-3 e është shprehur vlera mesatare e metaleve të ekstraktuara (mg/kg) në

krahasim me përqendrimin e metaleve në mostra të dheut.

Figura 8-3 Ekstraktimi i metaleve të rënda në tokë dhe EDTA (mg/kg)

Ekstraktimi i metaleve në dhera me metodën EDTA ka dhënë rezultate më të ulta për të

gjitha metalet e ekstraktuara krahasuar me përqendrimet mesatare totale të metaleve në

mostrat e dherave. Këto rezultate janë po ashtu më të ulëta krahasuar me metodën e

ekstraktimit me HCl 1M. Kjo është e pritshme dhe është plotësisht e justifikueshme me

0

200

400

600

800

1000

Cu Pb Mn Ni Zn V Cd As Cr

mg/k

g

Ekstraktimi i metaleve të rënda në EDTA

(mg/kg)

Dheu EDTA



75

faktin se tretësira EDTA bënë ekstraktimin vetëm të fraksionit për të cilën supozojmë se

është i shfrytëzueshëm për bimët.

Në figurën 8-4 është paraqitur mesatarja e llogaritur në përqindje e ekstraktimit të metaleve

në mostra të dheut në tretësirë të EDTA.

Figura 8-4 Ekstaktimi i metaleve në mostrat e dherave në EDTA i shprehur në përqindje

Nga metalet e ekstraktuara me EDTA përqendrimi mesatar i Cr të ekstraktuar është 0.15%,

krahasuar me përqendrimin total të Cr në dhera të ekstraktuar me metodën 14869-1:2001

(E). Kadmiumi është ekstraktuar 0.4%, kurse vanadit 0.64% krahasuar me përqendrimin

total të këtyre metaleve në dhera që është shumë më i lartë. Përqendrimi mesatar i nikelit

të ekstraktuar me EDTA i shprehur në përqindje ka vlerë 3.02% që është përqendrim shumë

i ultë në krahasim me Ni e ekstraktuar në mostrat e dherave. Përqindja e arsenit të

ekstraktuar është 0.33% që është poashtu përqendrim shumë i ultë në krahasim me

përqendrimin e arsenit në dhera. Zinku është ekstraktuar 2.15%, kurse manganit 5.27%.

Përqindje më të lartë të ekstraktimit kanë shënuar bakri dhe plumbi. Në mostrat e

ekstraktuara të EDTA, përqindja e Pb është 6.62%, respektivisht 11.7% për bakrin që është

pak më shumë se 1/12 e përqendrimit të bakrit në dhera të ekstraktuar me metodën 14869-

1:2001.

Nëse i klasifikojmë metalet e ekstraktuara me EDTA në bazë të prioritetit, atëherë ato

ndjekin këtë renditje: Cu>Pb>Mn>Ni>Zn>V>Cd>Cr>As

Në figurën e mëposhtme (Figura 8-5) është paraqitur krahasimi i metaleve të ekstraktuara

në tretësirë të acidit klorhidrik dhe EDTA.

0

2

4

6

8

10

12

Cu Pb Mn Ni Zn V Cd Cr As

Përqindja e ekstraktimit në EDTA

EDTA



76

Figura 8-5 Krahasimi i rezultateve të ekstraktimit të dheut në tretësirë të HCl dhe EDTA i

shprehur në përqindje

Përqindja e elementeve është llogaritur në bazë të vlerave mesatare të metaleve në dhera

dhe atyre të ekstraktuara, që në një formë tregon edhe përqindjen e mobilitetit të metaleve

(asimilimit), që mund të kalojnë nga dheu në bimë.

Nëse i krahasojmë rezultatet e ekstraktimit të metaleve të rënda me HCl 1M dhe EDTA,

atëherë mund të konkludojmë se në HCl ekstraktimi është më i lartë për të gjitha metalet

(Figura 8-5). Dilek Bakircioglu et.al, 2010, ka gjetur përqindje më të lartë të ekstraktimit

në HCl se sa në EDTA. Rezultate të ngjajshme ka komentuar edhe Zahid O. Alibrahim et.

al, (2016) për ekstraktimin në 0.05 M EDTA, që ekstraktim më të lartë ka pasur për Cu,

Pb, Zn dhe Mn, kurse më e ultë për Cr, Ni dhe V.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45


Përqindja e ekstraktimit në HCl dhe

EDTA

HCl

EDTA



77

Kapitulli IX

9. ANALIZA STATISTIKORE

Hipoteza statistikore është një përmbledhje e përgjithshme që mund të shprehet me një

shpërndarje probabiliteti mbi hapësirën e mostrës, gjegjësisht përcakton një probabilitet

për secilën prej mostrave prezente. Në figurën e mëposhtme (Figura 9-1) është paraqitur

interval plot (Minitab 17) në formë të mesatares (pika e kuqe) të metaleve të rënda (Cr, Ni,

Zn, As, Pb, Cu dhe Cd) në dhera.

Figura 9-1 Paraqitja e mesatares së metaleve të rënda në dhe (mg/kg)

Nga fig 9-1 nëse i krahasojmë mostrat si mesatare të përbërjes në dhera, nga 30 mostra të

lexuara, shohim se vlerë mesatare më të lartë ka shënuar Cr>Ni>Zn>As>Pb>Cu>Cd.

Mirëpo, nëse i krahasojmë si vlera veçmas të detektimit të përqendrimit të tyre, shohim që

renditja është Zn>Pb>Cu>Ni>Cr>As>Cd, sipas figurës së mëposhtme (fig 9-2)

Figura 9-2 Shperndarja e metaleve te renda ne dhe (mg/kg)

CdCuPbAsZnNiCr

160

140

120

100

80

60

40

20

0

mg

/kg

136.70

120.77

108.52

74.8 73.94

43.85

4.88

Interval Plot per Cr, Ni, Zn, As, Pb, Cu, Cd

CdAsCrNiCuPbZn

600

500

400

300

200

100

0

Shpërndarja e Zn, Pb, Cu, Ni, Cr, As dhe Cd në tokë (mg/kg)



78

9.1. Analiza e korrelacionit

Analiza e korrelacionit bëhet për të vlerësuar dhe treguar shkallën e varshmërisë në mes të

secilit çift të ndryshoreve që marrin pjesë në një hulumtim. Lidhjet në mes të elementeve

mund të na japin informata për prejardhjen e metaleve, gjegjësisht, korrelacionet e forta në

mes të përqendrimit të metaleve mund të na tregojnë në burimin e përbashkët të prejardhjes

së tyre (psh burim antropogjen apo natyror) (Romic and Romic, 2003).

Në tabelën e mëposhtme është paraqitur korrelimi në mes të V, Zn, Pb, Ni, Mn, Cd, Cr,

Cu, Fe dhe As (tabela 9-1)

Tabela 9-1 Analiza e korrelacionit për disa elemente në mostra të dheut

V Zn Pb Ni Mn Cd Cr Cu Fe As

V 1.000

Zn 0.047 1.000

Pb 0.042 0.458 1.000

Ni 0.067 0.321 0.289 1.000

Mn 0.020 0.129 0.432 0.590 1.000

Cd 0.033 -0.063 -0.079 0.032 -0.035 1.000

Cr 0.306 0.263 0.172 0.849 0.526 0.000 1.000

Cu -0.076 -0.160 0.117 -0.318 -0.106 0.548 -0.354 1.000

Fe 0.698 0.040 0.220 0.411 0.546 0.095 0.563 -0.046 1.000

As -0.189 0.083 0.469 0.227 0.207 -0.111 0.214 -0.093 0.095 1.000

Nga tabela e sipërme, shohim se korrelacion i mirë pozitiv është ne mes te Cr me Ni që

kanë ngjashmëri (R=0.849), pastaj në mes të Fe me V (R=0.698), Mn me Ni (R=0.59), Fe

me Mn (0.546), Cd me Cu (0.548), Mn me Cr (0.526), Cr me Fe (0.526).

Nga rezultatet e mostrave të dheut është llogaritur edhe përpunimi statistikor duke përdorur

analizën Cluster (Minitab 17). Në figurën 9-3 është dhënë dendogrami për elementet: V,

Zn, Pb, Ni, Mn, Cd, Cr, Cu, Fe dhe As. Analiza statistikore është grupuar në dy clustera

në bazë të koeficientëve pozitiv të korrelacionit të tyre.



79

Figura 9-3 Dendogrami i metaleve kundrejt përqendrimit të tyre në mostra të dheut

Grupi 1: Në këtë grup të elementeve bëjnë pjesë V, Cd, Cu dhe Fe. Nëse krahasohet ky

cluster, shohim se korrelim pozitiv ka treguar kadmiumi me bakrin, (ngjashmëri 78%) që

dëshmojmë që kanë prejardhje antropogjene në mostrat e analizuara të dheut. Ngjashmeri

të korrelimit hasim edhe tek hekuri me vanadin (ngjashmëri 80%) që tregojnë për

prejardhjen natyrore të tyre (litogjenike) në dhera.

Grupi 2: Tek ky grup hyjnë elementet Zn, Pb, Ni, Mn, Cr dhe As. Korrelim i fortë pozitiv

është në mes të kromit dhe nikelit (ngjashmëri 85%) dhe kjo është e arsyeshme për shkak

të burimit të tyre në toka nga burimet natyrore dhe antropogjene. Nje arsye tjeter është se

keto dy metale kanë vlera te përafërta të përqendrimit të tyre në mostra të dheut. Sa i përket

korrelimeve më të vogla pozitive, ato i hasim tek plumbi me arsen (ngjashmëri 75%) dhe

tregon për prejardhjen e përbashkët antropogjene të tyre (Manta et.al, 2002: Massas et.al,

2010).

Zinku paraqitet i vetëm me ngjashmëri 55% me grupin e dytë dhe 45 % grupin e parë.

Zinku ka origjinë antropogjene, nga djegia e karburanteve fosile si dhe xehtaria dhe

përpunimi i mineraleve. Zinku shpesh është i pranishëm në zona urbane, ku arrin më së

shpeshti nga industria dhe trafiku (Adriano, 1986). Poashtu edhe Mn paraqitet i vetëm me

ngjashmëri 55% me grupin e dytë dhe 75% me grupin e parë (figura 9-3). Mangani ka

kryesisht origjinë natyrore në dhera (Kabata Pendias, 2011)

Me qëllim që të përcjellim shpërndarjen e metaleve të rënda në varësi nga përqendrimi,

janë paraqitur histogramet për elementet: Zn, Ni, Pb, Cu, Cr, Cd dhe As të shpëndrara në

dhera kundrejt frekuencës së paraqitjes së këtyre mostrave në vendmostrimet e marra të

tokave (Figura 9-4 – 9-13).

MnCrNiAsPbZnCuCdFeV

32.29

54.86

77.43

100.00

Variables

Sim

ilari

ty

DendrogramComplete Linkage, Correlation Coefficient Distance



80

Figura 9-4 Shpërndarja e Mn (mg/kg) në mostra të dheut

Figura 9-5 Shpërndarja e Zn (mg/kg) në mostra të dheut

Figura 9-6 Shpërndarja e V (mg/kg) në mostra të dheut

140012001000800600400

6

5

4

3

2

1

0

Mean 895.7

StDev 256.3N 30

Mn mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogrami i Mn

4803201600-160

16

14

12

10

8

6

4

2

0

Mean 108.5

StDev 122.3N 30

Zn mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogram i Zn

1101009080706050

12

10

8

6

4

2

0

Mean 83.72

StDev 11.76N 30

V mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogram i V



81

Figura 9-7 Shpërndarja e Pb (mg/kg) në mostra të dheut

Figura 9-8 Shpërndarja e Ni (mg/kg) në mostra të dheut

Figura 9-9 Shpërndarja e As (mg/kg) në mostra të dheut

4003002001000-100-200

12

10

8

6

4

2

0

Mean 73.94

StDev 120.9N 25

Pb mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogram i Pb

2001601208040

9

8

7

6

5

4

3

2

1

0

Mean 120.8

StDev 41.77N 30

Ni mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogrami i Ni

12010080604020

3.0

2.5

2.0

1.5

1.0

0.5

0.0

Mean 74.8

StDev 24.96N 5

As mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogrami i As



82

Figura 9-10 Shpërndarja e Fe (mg/kg) në mostra të dheut

Figura 9-11 Shpërndarja e Cu (mg/kg) në mostra të dheut

Figura 9-12 Shpërndarja e Cr (mg/kg) në mostra të dheut

40000360003200028000

7

6

5

4

3

2

1

0

Mean 33443

StDev 3645N 30

Fe mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogrami i Fe

240160800

30

25

20

15

10

5

0

Mean 43.85

StDev 43.81N 30

Cu mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogrami i Cu

2001751501251007550

16

14

12

10

8

6

4

2

0

Mean 136.7

StDev 32.37N 30

Cr mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogram i Cr



83

Figura 9-13 Shpërndarja e Cd (mg/kg) në mostra të dheut

Në mostrat e analizuara të patates, korelim më të lartë nga dheu tek patatja, hasim tek zinku

(R=0.994), pastaj tek bakri (R=0.726) dhe plumbi (R=0.665). Kromi ka treguar korelim

pozitiv të ultë (R=0.210), poashtu edhe Mn, (0.097). Nikeli dhe hekuri kanë treguar

korrelacion negativ, Ni (R = -0.034) dhe Fe (R= -0.351). Në tabelën 9-2 janë paraqitur

vlerat e korrelacionit vetëm për metalet që kanë treguar korrelacion pozitiv të mirë në mes

të mostrave të dherave dhe mostrave të patates.

Tabela 9-2 Analiza e korrelacionit ne mes te mostrave të patates dhe dheut

Zn p Cd p Pb p Cu p Cu 1 Cd 1 Pb 1 Zn 1

Zn p 1.000 Cd p -0.126 1.000 Pb p 0.181 -0.180 1.000 Cu p 0.309 -0.148 0.166 1.000 Cu 1 0.038 -0.055 0.295 0.726* 1.000 Cd 1 0.020 0.626* -0.041 -0.065 0.053 1.000 Pb 1 0.479 -0.089 0.665* 0.140 0.240 -0.148 1.000 Zn 1 0.994* -0.122 0.200 0.331 0. 035 0.035 0.480 1.000

*p<0.001 p-patate, 1-dheu

Sipas studimeve të ndryshme të literaturës (Burlingame et al. 2009; Mansour et al. 2009;

Madejón et al. 2011; Corguinha et al. 2012; Yeganeh et al. 2013; Cherifi et al. 2014) hasim

në përqendrime të ngjajshme të metaleve të rënda në patate për Zn (2-7 mg/kg), për Cu

(0.5–5.9 mg/kg), për Ni 0.01 deri 28.0 mg/kg për Pb 0.02–4.752 mg/kg dhe për Cd 0.01deri

në 0.069 mg/kg.

Në figurat e mëposhtme janë paraqitur histogramet e shpërndarjes për Zn, Pb, Ni, Mn, Fe,

Cu, Cr, Mo dhe Cd në mostra të patates.

121086420-2

10

8

6

4

2

0

Mean 4.881

StDev 2.841N 19

Cd mg/kg

Fre

qu

en

cy

Normal

Histogrami i Cd



84

Figura 9-14 Shpërndarja e Zn (mg/kg) në mostra të patates

Figura 9-15 Shpërndarja e Pb (mg/kg) në mostra të patates

Figura 9-16 Shpërndarja e Ni (mg/kg) në mostra të patates

24181260-6

18

16

14

12

10

8

6

4

2

0

Mean 4.782

StDev 4.981

N 29

Zn në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of ZnNormal

4.44.03.63.22.8

2.0

1.5

1.0

0.5

0.0

Mean 3.711

StDev 0.3803

N 9

Pb në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of PbNormal

1612840-4

12

10

8

6

4

2

0

Mean 3.081

StDev 3.057

N 29

Ni në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of NiNormal



85

Figura 9-17 Shpërndarja e Mn (mg/kg) në mostra të patates

Figura 9-18 Shpërndarja e Fe (mg/kg) në mostra të patates

Figura 9-19 Shpërndarja e Cu (mg/kg) në mostra të patates

4.23.63.02.41.8

6

5

4

3

2

1

0

Mean 2.799

StDev 0.6450

N 29

Mn në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of MnNormal

8006004002000-200

20

15

10

5

0

Mean 139.0

StDev 175.5

N 29

Fe në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of FeNormal

108642

9

8

7

6

5

4

3

2

1

0

Mean 5.838

StDev 1.806

N 29

Cu në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of CuNormal



86

Figura 9-20 Shpërndarja e Cr (mg/kg) në mostra të patates

Figura 9-21 Shpërndarja e Mo (mg/kg) në mostra të patates

Figura 9-22 Shpërndarja e Cd (mg/kg) në mostra të patates

Kontaminimi i drejtëpërdrejt i dheut nga atmosfera nga ndotjet e ndryshme të ajrit mbi

sipërfaqe të bimëve, e ndryshon përmbajtjen e metalit të bimës që akumulohet nga toka.

Sipas studimit të (Roberta Ferri, et.al., 2015), nga hulumtimi i korrelimit të elementeve në

spinaq kanë gjetur se nuk ka ndonjë korrelim të lartë të metaleve për shkak të ekspozimit

të gjetheve në ajër dhe akumulimit të elementeve nga atmosfera. Në rezultate të ngjashme

kanë hasur edhe autorët (Bargagli, 1998; Rossini and Valdès, 2004; De Temmerman and

Hoenig, 2004), që kanë treguar se bimët kanë aspiruar përmbajtje të elementeve nga

atmosfera. Për shkak të ekspozimit të lakrës në atmosferë dhe prezencës së grimcave të

6420-2

12

10

8

6

4

2

0

Mean 1.548

StDev 1.601

N 29

Cr në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of CrNormal

1086420-2-4

12

10

8

6

4

2

0

Mean 2.131

StDev 2.561

N 13

Mo në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of MoNormal

0.180.160.140.120.10

1.0

0.8

0.6

0.4

0.2

0.0

Mean 0.135

StDev 0.02121

N 2

Cd në mostra të patates (mg/kg)

Fre

qu

en

cy

Histogram of CdNormal



87

ndryshme në ajër ka ardhur deri te një disbalancim në mes të korrelimit të elementeve në

tokë dhe lakër. Nga analiza e korrelimit të mostrave të lakrës me dherat, kemi hasur në

vlera shumë të ulta të tyre, për Cu (R=0.266), Pb (R=0.260), Zn (R=0.119). Bimët mund t’i marrin metalet jo vetëm nga dheu, por edhe nga depozitimi atmosferik dhe

uji. Për të parë ndotjen atmosferike rreth zones së KEK-ut, mostra e lakrës është punuar

në formën e pastruar dhe papastuar. Në figurat në vazhdim (figura 9-23 - 9-30) është

paraqitur shpërndarja e elementeve Zn, Cu, Ni, Cd, Pb dhe Cr në formën e pastruar dhe të

pa pastruar të lakrës. Në diagramet e shpërndarjes është paraqitur simboli i elementeve i

shprehur në mg/kg të përqendrimit të tyre dhe është bërë identifikimi i lakrës së pastruar

me simbolin përkatës të elementit dhe formës së pa pastruar të lakrës (UN).

Figura 9-23 Shpërndarja e Zn (mg/kg) në mostra të lakrës

Figura 9-24 Shpërndarja e Cu (mg/kg) në mostra të lakrës

20

2

4

6

8

01

21

0 5 01 51 02 5

8.202 4.840 28

8.381 3.180 28

Mean StDev N

Z

yc

ne

uq

erF

)NU( raurtsap ap ehd raurtsap es serkal ët artsom en n

Z

elbairaV

NU nZ

n

H lamroN

NU nZ ,nZ fo margotsi

10

5

01

51

02

0 4 8 2

2.701 1.749 28

3.515 2.733 28

Mean StDev N

C

yc

ne

uq

erF

)NU( raurtsap ap ehd raurtsap es serkal et artsom en u

C

elbairaV

NU uC

u

H lamroN

NU uC ,uC fo margotsi



88

Figura 9-25 Shpërndarja e Ni (mg/kg) në mostra të lakrës

Figura 9-26 Shpërndarja e Cd (mg/kg) në mostra të lakrës

Figura 9-27 Shpërndarja e Pb (mg/kg) në mostra të lakrës

20

1

2

3

4

0.0- 4.0 8.0 2.1 6.1 0.2 4.

1.091 0.5029 12

1.191 0.5296 20

Mean StDev N

N

yc

ne

uq

erF

)NU( raurtsap ap ehd raurtsap es serkal et artsom en i

N

elbairaV

NU iN

i

H lamroN

NU iN ,iN fo margotsi

00.0

5.0

0.1

5.1

0.2

50.0 01.0 51.0 02.0 52.0 03.

0.19 0.04967 4

0.1656 0.06366 9

Mean StDev N

C

yc

ne

uq

erF

)NU( raurtsap ap ehd raurtsap es serkal et artsom en d

C

elbairaV

NU dC

d

H lamroN

NU dC ,dC fo margotsi

40.0

5.0

0.1

5.1

0.2

5.2

0.3

5.3

0.1 5.1 0.2 5.2 0.3 5.3 0.4 5.

2.393 0.1890 3

2.554 0.8092 5

Mean StDev N

P

yc

ne

uq

erF

)NU( raurtsap ap ehd raurtsap es serkal ët artsom ën b

P

elbairaV

NU bP

b

H lamroN

NU bP ,bP fo margotsi



89

Figura 9-28 Shpërndarja e Cr (mg/kg) në mostra të lakrës

Figura 9-29 Shpërndarja e Fe (mg/kg) në mostra të lakrës

Figura 9-30 Shpërndarja e Mn (mg/kg) në mostra të lakrës

10

2

4

6

8

01

21

41

4.0- 0.0 4.0 8.0 2.1 6.

0.1661 0.2653 28

0.335 0.4206 28

Mean StDev N

Cy

cn

eu

qer

F)NU( raurtsap ap ehd raurtsap es serkal ët artsom ën r

C

elbairaV

NU rC

r

H lamroN

NU rC ,rC fo margotsi

50

2

4

6

8

01

21

41

61

001- 0 001 002 003 004 00

95.55 86.77 28

82.62 43.00 28

Mean StDev N

F

yc

ne

uq

erF

)NU( raurtsap ap ehd raurtsap es serkal et artsom en e

F

elbairaV

NU eF

e

H lamroN

NU eF ,eF fo margotsi

10

1

2

3

4

5

6

7

8

9

4 6 8 01 2

7.004 1.777 28

7.184 1.449 28

Mean StDev N

M

yc

ne

uq

erF

)NU( raurtsap ap ehd raurtsap ës sërkal ët artsom ën n

M

elbairaV

NU nM

n

H lamroN

NU nM ,nM fo margotsi



90

Përqendrimet e elementeve toksike në dhera të zonës së hulumtuar kanë qenë mjaft të larta,

të pranishme edhe në disa mostra të perimeve (lakër dhe patate). Duhet thënë që përmbajtja

e metaleve në bimë ndikohet nga një numër i ndryshëm i faktorëve, duke përfshirë llojet e

bimëve dhe kultivimi i saj, tipin i tokës, vetitë fiziko-kimike (të tokës dhe bimës), kushtet

meterologjike, aplikimi i plehrave të ndryshme etj. Përveç kësaj edhe vlera pH dhe

përbërësit e tjerë të tokës mund të ndikojnë në përmbajtjen e metaleve në bimë (Strobel et

al. 2005).

Për të vërtetuar se zona rreth KEK-ut është e ndotur si pasojë e veprimtarisë së TC, në

figurat e mëposhtme është paraqitur krahasimi i vlerave mesatare në mostra të dheut,

patates dhe lakrës me zonën kontrollë. Nga rezultatet e fituara, vërehet ndotje evidente e

vendmostrimeve në afërsi të zones së termocentraleve, ndaj asaj kontrollë (e indikuar me

ngjyrë të kuqe).

Figura 9-31 Krahasimi i mesatares se perqendrimit me zonen kontrolle tek dheu

Figura 9-32 Krahasimi i mesatares se perqendrimit me zonen kontrolle tek patatet

Figura 9-33 Krahasimi i mesatares se perqendrimit me zonen kontrolle tek lakra (W)

0

20

40

60

80

100

120

140

Cr Ni Zn V As Pb Cu Cd

mg/k

g

Krahasimi i mesatares se perqendrimit me

zonen kontrolle tek dheu

ElementetKontrolla

0

1

2

3

4

5

6

Cu Zn Pb Ni Cr Cd

mg/k

g


zonen kontrolle tek patatet

MesatarjaKontrolla

0.00

1.00

2.00

3.00

4.00

5.00

6.00

7.00

8.00

9.00

Zn Cu Pb Ni Cd Cr

mg/k

g


zonen kontrolle tek lakra (W)

Mesatarja

Kontrolla



91

9.1.1. PËRFUNDIME

Termocentralet e Kosovës kanë shkaktuar ndotje të mjedisit në përgjithësi më shumë se 50

vite. Në afërsi të Termocentraleve të Kosovës ndodhen fshatrat e banuara, të cilat në

mnëyrë kontinuele i nënshtrohen përqendrimeve të larta të metaleve të rënda që

manifestojnë efekt negativ në shëndetin e popullatës. Duke përdorë një numër të caktuar të

mostrave të dherave, lakrës dhe patateve të kultivuara në zonën e KEK-ut si monitor të

ndotjes së mjedisit, është fituar një pasqyrë reale për efektin negativ të ndotjes nga aktiviteti

antropogjen. Monitoringu i aplikuar na jep rezultate reale për përmbajtjen e metaleve të

rënda në mjedis dhe në shtresën sipërfaqësore të tokës në këtë zonë dhe më gjërë, për një

periodë të gjatë si rezultat i aktivitetit të TC të Kosovës.

Në përfundim të studimit për përcaktimin e metaleve të rënda në mostrat e dherave të

tokave bujqësore dhe në perime të kultivuara në zonën e ndotur të KEK-ut gjatë periudhës

3 vjeçare u arritën përfundimet e mëposhtme:

• Tokat bujqësore të zonës së KEK-ut janë të ndotura me metale toksike As, Cr, Cu,

Cd, Ni, Pb, Zn dhe V në përqendrime që i tejkalojnë PML sipas standardit holandez

(Dutch list).

• Metalet janë të pranishme në përqendrime të palejuara edhe në perimet që

kultivohen në këto toka në rastin tonë patate dhe lakra që i kemi përdorë për studim.

• Mirëpo, për të pasur një pasqyrë të qartë, sygjerohet që të bëhet monitorimi në

mënyrë të vazhdueshme i tokës bujqësore dhe perimeve që kultivohen në këto toka.



92

10. LITERATURA

Abdullahi M. S. (2013). Toxic effects of lead in humans: an overview, Global Advanced

Research Journal of Environmental Science and Toxicology (GARJEST) 2 (6), 157-162.

Abernathy, C.O., Thomas, D.J., Calderon, R.L. (2003). Health and risk assessment of

arsenic. J. Nutre. 133, 1536–1538.

Adamidou, K., Kassoli-Fournaraki, A., Filippidis, A., Christanis, K., Amanatidou, E.,

Tsikritzis, L. and Patrikaki, O. (2007).Chemical investigation of lignite samples and their

ashing products from Kardia lignite field of Ptolemais, Northern Greece. Fuel, 86 (16),

2502–2508.

Adriano, D.C. (1986). Trace elements in the terrestrial environment, Springer-Verlag, New

York.

Adriano, D.C. (2001). Trace elements in terrestrial environments: biogeochemistry,

bioavailability and risks of metals, second ed. Springer-Verlag, New York.

Akcay, H., Oguz, A and Karapire, C. (2003). Study of heavy metal pollution and speciation

in Buyak Menders and Gediz River sediments. Water Reserach 37 (17), 4086-4094.

Alibrahim, O.Z., Williams D.C.(2016). “Assessment of bioavailability of some potential

toxic metals in mining-affected soils using EDTA extraction and principle component

analysis (PCA) approach, Derbyshire, UK. Interdisciplinary Journal of Chemistry.

Volume 1(2): 58-65.

Alexander P.D., Alloway B.J., Dourado A.M. (2006). Genotypic variation in the

accumulation of Cd, Cu, Pb and Zn exhibited by six commonly grown vegetables. Environ.

Pollut. 144:736–745.

Allen S.E. (1989). Chemical analysis of ecological material (2nd ed.). Blackëell Scientific

Publications, London.

Alloway B.J. (2008). Zinc in Soils and Crop Nutrition (2nd ed.). IZA and IFA, France.

Alloway, B. J. (1995). The origins of heavy metals in soils. In: Alloway, B. J. (Ed.): Heavy

metals in soils. Blackie Academic & Professional, Glasgow, pp.38-57.

Alloway, B.J., Ayres, D.C. (1997). Chemical Principles of Environmental Pollution,

second ed. Blackie Academic and Proffesional, London, various pages.

Alloway, B.J. , Ayres, D.S. (1993). Chemical Principles of environmental pollution,

Blackie Academic and Professional, London.

Anke, M., Illing-Guenther H., and Schaefer U. (2005). Recent progress on essentiality of

the ultratrace element vanadium in the nutrition of animal and man. Biomed. Res. Trace

Elem. 16, 208-214.

Anon, (1993. Alzheimer’s and aluminum: Canning the myth, International Food

Information Council Foundation, Washington.

Antić-Mladenović, S. (2004). Hemija Ni i Cr u zemljištima sa njihovim prirodnim visokim

sadržajima. Doktorska disertacija, Beograd.



93

Arain MB,, Kazi TG, Jamali MK, Jalbani N, Afridi HI, Shah A. (2007). Total dissolved

and bioavailable elements in water and sediment samples and their accumulation in

Oreochromis mossambicus of polluted Manchar Lake. Chemosphere. 2008

Feb;70(10):1845-56. Epub Sep 24.

Ashman, P.J., Mullinger, P.J. (2005). Research issues in combustion and gasification of

lignite, Fuel, 2005, 84, (10), 1195–1205.

Ashton, D., Hilton, M., Thomas, K.V. (2004). Investigating environmental transport of

human pharmaceuticals to streams in the United Kingdom. Science of the Total

Environment 333(1-3), 167-184.

Atanassov, I. (2007). New Bulgarian soil pollution standards. Bulgarian J. Agric. Sci., 14,

68–75.

ATSDR. ( 2002). Draft toxicological profile for several trace elements. U.S. Dept. Health

& Human Services. Agency for Toxic Substances and Disease Registry, Atlanta, GA.

Babat, G.I. (1947). Electrodeless discharges and some allied problems, Journal of the

Institution of Electrical Engineers, 94, 27-37.

Baker, A. J. M., McGrath, S. P., Reeves, R. D., Smith, J. A. C. (2000). Metal

hyperaccumulator plants: a review of the ecology and physiology of a biological resource

for phytoremediation of metal-polluted soils. In: Terry N, Baelos G., editors.

Phytoremediation of contaminated soil and water. Boca Raton, FL: Lewis Publishers; p.

85-107.

Bakircioglu, D., Bakircioglu, Y., Kurtulus, H.I. (2010). “Comparison of Extraction

Procedures for Assessing Soil Metal Bioavailability of to Wheat Grains”, Clean – Soil, Air,

Water 2011,39(8), 728–734.

Banat, K.M., Howari, F.M., Al-Hamad, A.A.( 2004). Heavy metals in urban soils of central

Jordan: should we worry about their environmental risks? Environmental Research 97,

258-273.

Barber, S. A. (1984). Soil Nutrient Bioavailability, John Wiley & Sons, New York, 398.

J.A. Bardin, E.E. Eisen, D.H. Wegman, D. Kriebel, S.R. Woskie, R.J. Gore. (2000). Case

control studies of liver, gallbladder and pancreatic and metal working fluid. Exposure in

the automobile industry, American Public Health Association, Washington.

Bargagli, R. (1998). Piante vascolari come bioaccumulatori di Metalli in traccia: Stato

dell'Arte in Italia. Biologia Ambientale In Atti del Workshop Biomonitoraggio Della

Qualità dell'aria Sul Territorio Nazionale, Roma, Novembre 26–27, 1998. Sped, Roma, pp.

55–75.

Barrett, M.E., Malina, J.M., Charbeneau, R.J., Ward,G.H. (1995). Characterizationof

Highway Runoff in the Austin, Texas Area. CRWR 263. Center for Research in Water

Resources, Austin, Texas.

Barrow, C.J. (1991). Land Degradation: Development and Breakdown of Terrestrial,

Environments. Cambridge University Press, Cambridge. 295 p.



94

Benavides M. P., S. M. Gallego and M. L. Tomaro.. Cadmium toxicity in plants. Brazilian

Journal of Plant Physiology. 17 (1), (2005), pp.21-34.

Bengtsson H., Alvenäs G., Nilsson S.I., Hultman B., Öborn I. ( (2006). Cadmium, copper

and zinc leaching and surface run-off losses at the Öjebyn farm in Northern Sweden—

temporal and spatial variation.Agric. Ecosyst. Environ. 113, pp.120–138.

Berkowitz, B., Dror, I and Yaron, B. (2008). Contaminant Geochemistry: Interactions and

Transport. In: The Subsurface Environment. Springer, Heidelberg, pp: 412.

Bogdanović, D., Ubavić, M., Hadˇzić, V.( 1997). Teski metali u zemljistu, u: Kastori, R.

(urednik), Teski metali u zivotnoj sredini, Naucni institut za ratarstvo i povrtarstvo, Novi

Sad. str. 95-152.

Boris Đurđević (2014). Praktikum iz ishrane bilja, Poljoprivredni Fakultet, Osijek.

Bowen, H.J.H. (1979). Environmental chemistry of the elements, Academic Press, New

York, p. 333.

Bratakos M.S., Lazos E.S., Bratakos S.M.( 2002). Sci Total Environ, 290:47–58.

Brown, P.H., Welch, R.M., Madison, J.T. (1990): Effect of nickel deficiency on soluble

anion, amino acid and nitrogen levels in barley. Plant Soil, 125, 19-27.

Brüggemann, J., Dörfner, H. H., Hecht, H., Kumpulainen, J. T., and Westermair, Th.

(1996). Status of trace elements in staple foods from Germany 1990–1994, in Trace

Elements, Natural Antioxidants and Contaminants in European Foods and Diets,

Kumpulainen, J. T., ed., FAO/REU Techn. Ser., 49, 5.

Bruins, M.R.; Kapil, S.; Oehme, F.W. ( 2000). Microbial resistance to metals in the

environment. Ecotoxicol. Environ. Saf 45, 198–207.

Bunzl B., Trautmannsheimer M., Schramel P., Reifenhauser W. (2001). Availability of

Arsenic Copper, Lead, Thallium and Zinc to various vegetables grown in slag-

contaminated soils, J. Environ. Qual. 30, p. 934-939.

Burke, G., Singh, B., Theodore, L. (2005). Handbook of Environmental Management and

Technology. John Wiley&Sons, Inc., Hoboken, New Jersey. Published simultaneously in

Canada.

Burlingame B., Moullie B., Charrondiere R., (2009). Nutrients, bioactive non-nutrients and

anti-nutrients in potatoes. Journal of Food Composition and Analysis, 22: 494–502.

Carrasco, M., Lopez-Ramirez, J.A., Benavente, J., Lopez-Aguayo, F., Sales, D. (2003).

Assesment of urban and industrial contamination levels in the bay of Cádiz , SW Spain

. Marine Pollution Bulletin. 46 (3) : 335-345.

Chiroma, T.M.; Ebewele, R.O.; Hymore, K. ( 2014). Comparative assessment of heavy

metal levels in soil, vegetables and urban grey waste water used for irrigation in Yola and

Kano. Int. Ref. J. Eng. Sci., 3, 1–9.

Chen W., Krage N., Wu L., et al. (2008). Fertilizer application and trace elements in

vegetable prodution soils of California. Water Air Soil Pollut. 190:209–219.



95

Cherifi A., Abdoun S., Gaci O. (2014). Food survey: Levels and potential health risks of

chromium, lead, zinc and copper content in fruits and vegetables consumed in Algeria.

Food and Chemical Toxicology, 70: 48–53.

Cohen, M.D. (1996). Vanadium and its immunotoxicology. Toxicol. Ecotoxicol. News 3:

132–135.

Conrad, V.B., Brownlee, W.D. (1988). Hidropyrolytic-ion chromatographic determination

of fluoride in coal and geological materials, Analytical Chemistry, 60, 365-369.

Compiled from ATSDR. (2002). Draft toxicological profi le for several trace elements.

U.S. Dept. Health & Human Services. Agency for Toxic Substances and Disease Registry,

Atlanta, GA.

Corguinha A.P.B., Goncalves V.C., De Souza G.A., De Lima W.E.A., Penido E.S., Pinto,

C.A.B.P., Francisco E.A.B., Guilherme L.R.G. (2012). Cadmium in potato and soybeans:

Do phosphate fertilization and soil management systems play a role? Journal of Food

Composition and Analysis, 27: 32–37.

Czekała, J. (1997). Chromium in Soils and Plants—Occurrence, Sorption and Uptake in

Relation to its Fractions, Ph.D. dissertation, AR, Poznán, 274, 90, (Po);

Çullaj, A. (2005). Kimia e Mjedisit, Tiranë , f. 176

Çullaj, A. ( 2004). Metoda Instrumentale të Analizës Kimike, Libri Universitar, Tiranë, f.

170

Dalmacija, B. (1998). Kvalitet vode za piće, PMF, Univerzitet u Novom Sadu, Novi Sad.

De Temmerman, L., Hoenig, M. (2004). Vegetable crops for biomonitoring lead and

cadmium deposition. J. Atmos. Chem. 49, 121–135

Department of Environmental Affairs. (2016). The Framework for the Management of

Contaminated Land, South Africa. 2010. Available online:

http://sawic.environment.gov.za/documents/562.pdf (accessed on 5 February 2016).

Donald L. Sparks, .(2003). Environmental Soil Chemistry, Second Edition, Elsevier

Science (USA).

Dos Santos G.C.G., Berton R.S., de Camargo O.A., de Abreu M.F. (2006). Zinc availability

for corn grown on an oxisol amended with flue dust. Sci. Agric. 63:558–563.

Douglas, D.J., French, J.B. (1986). An Improved Interface for ICP-MS, Spectrochimica

Acta Part B, 41B, 3.

Duffus, J. H. (2003).“Heavy metals” a meaningless term? Pure and Applied Chemistry 74,

5, pp.793-807.

Dunnick, J.K., Fowler,B.A . (1987). Cadmium. – In: Seiler H. G., Sigel H. (eds.):

Handbook on Toxicity of I

Edwards, D.G., Asher, C.J. (1982). Proc. 9th Int. Plant Nutrition Colloq. Commonwealth

Agricultural Bureau, 145-150.norganic Compounds, Marcel Dekker Inc., Neë York, 156–

174.

ECCE (1990) Element concentration cadasters in ecosystems. VCH Publishers Weinheim.



96

Eichler, A., Tobler, L., Eyrikh, S., Malygina, N., Papina, T., Schwikowski, M.(2014).

Icecore based assessment of historical anthropogenic heavy metal (Cd, Cu, Sb, Zn)

emissions in the Soviet Union. Environ. Sci. Technol. 48, 2635–2642.

Eimers, M.C., Evans, R.D. and Welbourn, P.M. (2002). Partitioning and bioaccumulation

of cadmium in artifical sediment systems: application of a stable isotope tracer technique.

Chemosphere 46, 543-551

Encyclopedia of occupational health and safety, 1971.

Ensminger, A. H., Ensminger, M. E., Konlande, J. E., and Roson, J. R. K.(1995). The

Concise Encyclopedia of Foods and Nutrition, 2nd ed., CRC Press, Boca Raton, FL, 1,

184.

Environment Protection Authority of Australia. (2016). Classification and Management of

Contaminated Soil for Disposal. Available online:

http://epa.tas.gov.au/regulation/document? docid=55 (accessed on 7 March 2016).

Environmental Protection Ministry of China. (2015). Standards of Soil Environmental

Quality of Agricultural Land; Environmental Protection Ministry of China: Beijing, China.

EPA (2006). Sector Notebook – Profile of the Fossil Fuel Electric Power Generation

Industry – Part 2, Displayed 9.

Eriksson J.E.( 2001). Concentrations of 61 trace elements in sewage sludge, farmyard

manure, mineral fertilizers, precipitation and in oil and crops. Swedish EPA. Rep 5159.

Stockholm.

Eskew, D.L. Welch, R.M., Norvall, WA. (1984).Nickel in higher plants. Furthers evidence

for an essential role. Plant Physiol. 76, 691-693.

Ewers, U., Schipkter, H.W.(1991). Lead, in: Merian, E. (Ed.), Metals and their Compounds

in the Environment: Occurrence, Analysis and Biological Relevance. Verlagsgesellschaft,

Weinheim, New York, pp. 971-1014.

European Commission on Environment. Heavy Metals in Wastes. (2002). Available

online:

http://c.ymcdn.com/sites/www.productstewardship.us/resource/resmgr/imported/Heavy%

20Metals%20in%20Waste.pdf (accessed on 22 January 2016).

Falbe, J., Regitz, M. (1996). Roempp Chemie Lexikon, Georg Thieme, Weinheim.

Ferri, R., Hashim , Smith, R.D., Guazzetti, S., Donna , F., Ferretti , E., Curatolo, M.,

Moneta, C., Maria Beone G.,. Lucchini, G.R. (2015). Metal contamination of home garden

soils and cultivated vegetables in the province of Brescia, Italy: Implications for human

exposure, Science of the Total Environment 518–519, 507–517

Florea A. M. and Buselberg D.( 2006). Occurrence, use and potential toxic effects of metals

and metal compounds, BioMetals Springer 19, 419–427.

Filipovic, I., Lipanovic, S. (2001). Kimia e Përgjithshme dhe Inorganike, (përkthyer në

gjuhën shqipe nga Dr. Xh.Ahmeti), Universiteti i Prishtinës.

Finkelman, R.B. (1994). Modes of occurrence of potentially hazardous elements in coal:

levels of confidence, Fuel Processing Technology 39, 21-34.

http://epa.tas.gov.au/regulation/document



97

Finkelman, R.B.(2005). Sources and Health Effects of Metals and Trace Elements in our

Environment: An Overview, in Moore, T.A., Black, A., Centeno, J.A., Harding, J.S.,

Trumm D.A. (Eds.), Metal Contaminants in New Zealand. University of Canterbury Press,

Christchurch New Zealand, pp.25-46.

Finkelman, R.B. (2000). Mode of occurrence of chromium in four U.S coals, Fuel

Processing Technology 63, 79-92.

Finkelman, R.B. (1981). U.S. Geological Survey Open File Report, No. OFR-81-99, 301

Firdaus-e Bareen. and Tahira, S. A. (2011). Metal accumulation potential of wild plants in

tannery effluent contaminated soil of Kasur, Pakistan: Field trials for toxic metal cleanup

using Suaeda fruticosa. J. Hazard. Mater. 186, 443–450.

Frank R., Stonefi eld K.I., Suda P. (1982). Impact of nickel contamination on the

production of vegetables on an organic soil, Ontario, Canada. 1980–1981. Sci. Total

Environ. 26:41–65.

Freitas E.V.S., Nascimento C.W.A., Silva Sousa A., Silva F.B. (2013). Citric acid-assisted

phytoextraction of lead: a field experiment. Chemosphere 92: 213–217.

Greenwood, N. N. (1984). Chemistry of the Elements, Butterworth-Heinemann, Oxford,

1542, M. Gosar, R. Šajn, Arsenic in the environment: enrichments in the Slovenian soils,

Geologija, 48/2, 253–262 (2005).

Groengroeft, A., Jaehnig, U., Miehlich, G., Lueschow, R., Maass, V., Stachel, B. (1998).

Distribution of metals in sediments of the elbe estuary in 1994. Water Science and

Technology 37, 109-116.

Guinee, Jeroen B., Jeroen C.J.M. van den Bergh, Jos Boelens, Peter J. Fraanje, Gjalt

Huppes, Patricia P.A.A.H. Kandelaars, Theo M. Lexmond, Simon W. Moolenaar, Xander

A. Olsthoorn, Helias A. Udo de

Hajra, H. (2014). Karakteristikat fiziko-kimike të qymyreve të Basenit të Kosovës dhe

ndikimi i tyre në mjedis, Disertacion, Universiteti Politeknik i Tiranës, Fakulteti i

Gjeologjisë dhe i Minierave, Tiranë.

Haes, Evert Verkuijlen and Ester van der Voet. (1999). Evaluation of risks of metal flows

and accumulation in economy and environment. Ecological Economics, 30(1), pp.47–65.

Haines, A.T., Nieboer, E.(1988). In J.O. Nriagu and E. Nieboer, eds. Chromium in the

Natural and Human Environments. Wilwy, New York.

He, Z. L., Yang, X. E., Stoffella P.J. (2005). Trace elements in agroecosystems and impacts

on the environment. Journal of Trace Elements in Medicine and Biology 19, 125-140.

He, Z.; Shentu, J.; Yan, X.; Baligar, V.C.; Zhang, T.; Stoffella, P.J. (2015). Heavy metal

contamination of soils: Sources, indicators, and assessment. J. Environ. Indic., 9, 17–18.

Heng, S., Mak, A.M., Stubing, D.B., Monro, T.M., Abell, A.D.(2014). Dual sensor for

Cd(II) and Ca(II): selective nanoliter-scale sensing of metal ions. Anal. Chem. 86, 3268–

3272.



98

Henkel, G., Krebs, B.(2004). Metallothioneins: zinc, cadmium, mercury, and copper

thiolates and selenolates mimicking protein active site features − structural aspects and

biological implications. Chem. Rev. 104, 801–824.

Hill, S.J.(1992). Lead in Hazardous Metals in the Environment. Stoppler, M., (Ed.),

Elsevier Science publishers, pp. 231-255.

Hooda, P.S, McNulty, D., Alloway, B.J., Aitken,M.N. (1997). Plant Availability of Heavy

Metals in Soils Previously Amended with Heavy Applications of Sewage Sludge, J Sci

Food Agric, 73.

Houk, R.S. (1986). Mass Spectrometry of Inductively Coupled Plasmas, Analytical

Chemistry,58, 97A–105A.

Huggins, F.E., Huffman, G.P. (2004). How do lithophile elements occur in organic

association in bituminous coals? Int. J. Coal Geol. 58, 193-204.

Huttermann, A., Arduini, I., Ghbold D. L., (1999) Metal pollution and Forest decline In:

Prasad MNV. Hagemeyer J. (eds.) Heavy metal stress in plants. Springer Verlag. Berlin.

pp. 253-272.

Ilijanić, M., Gračanin, Lj. (1977). Uvod u ekologiju bilja, Školska knjiga, Zagreb 1977.

Isaac, R.A., W.C. Johnson,W.C. (1983). High speed analysis of agricultural samples using

inductively coupled plasma-atomic emission spectroscopy, Spectrochimica Acta, Part B,

38, 277-282.

Islam, M.S., Han, S., Masunaga, S.(2014). Assessment of trace metal contamination in

water and sediment of some rivers in Bangladesh. J. Water Environ. Technol. 12, 109–121.

ISO 11466:1995 Soil quality -- Extraction of trace elements soluble in aqua regia.

ISO 14869-1:2001 Soil quality -- Dissolution for the determination of total element content

-- Part 1: Dissolution with hydrofluoric and perchloric acids.

Jackson, A. P., Alloway, B. J.(1991). The transfer of cadmium from sewage sludge

amended soils into the edible component of food crops. Water Air Soil Poll. 57, pp.873-

881.

Jalali, M. and Tabar, S. S. (2013). Kinetic extractions of nickel and lead from some

contaminated calcareous soils. Soil Sediment Contam. 22, 56–71.

Jarvis, K.E., Gray, A.L., Houk,R.S. (1992). Handbook of Inductively Coupled Plasma

Mass Spectrometry, Chapman and Hall, 1992.

Jia, G., Belli, M., Sansone, U., Rosamilia,S., Gaudino, S.(2004). Concentration,

distribution and characteristics of depleted uranium (DU) in the Kosovo ecosystem: A

comparison with the uranium behavior in the environment uncontaminated by DU, Journal

of Radioana- lytical Nuclear Chemistry, 260, 481-494 (2004).

Kabata-Pendias A., Mukherjee A.B. (2007). Trace Elements From Soil to Human.

Springer, Berlin.

Kabata-Pendias A., Piotrowska M. (1984) Zanieczyszczenie Gleb i Roslin Uprawnych

Pierwiastkami Sladowymi. CBR-opracowanie Problemowwe, Warszawa, Poland.



99

Kabata-Pendias A., Sadurski W. (2004). Trace elements and compounds in soil. In:

Elements and Their Compounds in the Environment, 2 eds. E. Merian, M. Anke, M. Ihnat,

M. Stoeppler, 79–99, Wiley-VCH, Weinheim.

Kabata-Pendias, A. (2004). Soil – Plant transfer of trace elements – an environmental issue.

Geoderma 122,143-149.

Kabata-Pendias, A. and Pendias, H.(1999). Biogeochemistry of Trace Elements, 2nd ed.,

Wyd. Nauk PWN, Warsaw, 400, (Po).

Kabata-Pendias, A. and Pendias, H.(1979). Trace Elements in the Biological Environment,

Wyd. Geol., Warsaw, 300, (Po).

Kabata-Pendias, A.(2004). Soil-plant transfer of trace elements - an environmental issue.

Geoderma 122, 143-149.

Kabata-Pendias, A., Mukherjee, A.B.(2007). Trace Elements from Soil to Human.

Springer, New York.

Kabata-Pendias, A., Pendias, H.(2001). Trace Elements in Soils and Plants, third ed. Boca

Raton, CRC Press. USA.

Kabata- Pendias, A. (2011). Trace Elements in Soils and Plants, Fourth Edition, Taylor and

Francis Group, LLC.

Kastori R. (1990). Neophodni mikroelementi – fiziološka uloga i značaj u biljnoj

proizvodnji. Naučna knjiga, Beograd.

Kastori R., I. Kadar, R. Sekulić, D. Bogdanović, N. Milošević i M. Pucarević.

(2006).Uzorkovanje zemljišta i biljaka nezagađenih i zagađenih staništa. Novi Sad. ISBN

86-80417-13-0

Kastori R., Petrović N. (1993). Uticaj teških metala na biljke. Teški metali i pesticidi u

zemljištu. Institut za ratarstvo i povrtarstvo, Novi Sad, 31–46.

Kastori, R. (1990). Neophodni mikroelementi- fiziološka uloga i značaj u biljnoj

proizvodnji, Nauĉna knjiga, Beograd.

Keller, C., Kayser, A., Keller, A., Schulin, R.(2001). Heavy-metal uptake by agricultural

crops from sewage sludge treated soils of the upper Swiss Rhine Valley and the effect of

time, in: Iskandar I.K. (Ed.), Environmental restoration of metals-contaminated soils, CRC

Press, Boca Raton, Florida, pp. 273-291.

Kobayashi, J.(1971). Air and water pollution by cadmium, lead and zinc attributed to the

largest zinc refinery in Japan, in Trace Subst. Environ. Health, Vol. 5, Hemphill, D. D.,

ed., University of Missouri, Columbia, MO, 117, 1971.

Krogmeier, M.J., McCarry, G.W., Shogren, D.R. and Bremner, J.M. (1991): Effect of

nickel deficiency in soybean on the phytotoxicity of foliar-applied urea. Plant and Soil.

135, 283-286.

Krzywy-Gawrońska E. (2010) Impact of composts with the participation of municipal

sewage sludge on the content of the total forms of copper, manganese and zinc in soil.

Polish Journal of Chemical Technology 12 (4): 15–18.



100

Kuang, C., Neumann, T., Norra, S., Stuben, D.(2004). Land use-related chemical

composition of street sediments in Beijing. Environmental Science and Pollution

Researsch 11, 73-83.

Kumar, N. V. (2011). Effect of dielectric constant of medium on protonation equilibria of

ethylenediamine. Chem. Spec. Bioavailab. 23, 170–174.

Küpper, H., Götz, B., Mijovilovich,A., Küpper, F.C. and Klaucke W.M.(2009).

Complexation and Toxicity of Copper in Higher Plants. I. Characterization of Copper

Accumulation, Speciation, and Toxicity in Crassula helmsii as a New Copper

Accumulator1,[W][OA], Plant Physiol. 2009 Oct; 151(2): 702–714.

Lammel, G., Ghim, Y. S., Broekaert, J. A. C., Gao, H. W.(2006). Heavy metals in air of an

Eastern China coastal urban area and the Yellow Sea, Fresenius Environmental Bulletin,

Vol. 15, No 12a,pp. 1539 – 1548.

Lara-Martín, P.A., Gómez-Parra, A., González-Mazo, E. (2008). Sources, transport and

reactivity of anionic and non-ionic surfactants in several aquatic ecosystems in SW Spain:

A comparative study. Environmental Pollution 156(1), 36-45.

Larocque, A.C.L., Rasmussen, P.E.(1998). An overview of trace metals in the environment

from mobilization to remediation. Environ. Geol. 33, 85–90.

Lasat, M.M. (2002). Phytoextraction of Toxic Metals: A Review of Biological

Mechanisms, J. Environ. Qual. 31:109–120.

LI Ming, WU Jie-chun, LI li-qin.(2008) Absorption and accumulation of heavy hetals by

plants in Poyang lake wetlands. Journal od Argo-Environment Science, 24132418.

Liao, C.M., Ling, M.P.(2003). Assessment of human health risks for arsenic

bioaccumulation in Tilapia Oreochromis mossambicus and large-scale Mullet Liza

macrolepis from Blackfoot disease area in Taiwan. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 45,

264–272.

Liu H., Kottke I. (2004) Subcellular localization of cadmium in the root cell of Allium cepa

by electron energy loss spectroscopy and cytochemistry. Journal of Bioscience 29 (3): 329–

335.

Lončarić, Z., Popovic, B., Karalic, K., Rekasi, M., Kovacevic, V.(2010). Regression model

for prediction availability of essential heavy metals in soil, in: Gilkes,R.J., Prakongep, N.

(Eds.), Proceedings of 19th World Congress of Soil Science. ISSS. Brisbane, Australia.

Lončarić, Z., Karalić, K., Popović, B., Rastija, D., Vukobratović, M. (2008).Total and plant

available micronutrients in acidic and calcareous soils in Croatia. Cereal Research

Communication 36 Suppl.

Madejon P., Barba-Brioso C., Lepp N.W., Fernandez Caliani J.C. (2011). Traditional

agricultural practices enable sustainable remediation of highly polluted soils in Southern

Spain for cultivation of food crops. Journal of Environmental Management, 92: 1828–

1836.

Manta, D.S., Angelone, M., Bellanca, A., Neri, R., Sprovieri, M.(2002). Heavy metals in

urban soils: a case study from the city of Palermo (Sicily), Italy. Science of the Total

Environment 300, 229-243.



101

McLaughin, M. L., Palmer, L. T., Tiller, K. G., Beech, T. A., and Smart, M. K.(1994).

Increased soil salinity causes elevated cadmium concentrations in fi eld-grown potato

tubers, J. Environ. Qual., 23, 1013.

McBride M., B. (1994). Environmental Chemistry of Soils, Oxford University Press, Inc.

Manojlović, M., Singh, B.R. (2012). Trace elements in soils and food chains of the Balkan

region. Acta Agriculturae Scandinavica, Section B – Soil&Plant Science 62(8) 673-695.

Mansour S.A. Belal M.H. Abou-arab A.A.K, Ashour H.M., Gad. M.F. (2009). Evaluation

of some pollutant levels in conventionally and organically farmed potato tubers and their

risks to human health. Food and Chemical Toxicology, 47(3): 615–624.

Markoski, M., Mitkova, T., Pelivanoska, V., Jordanoska B., Prentović, T.(2011).

Investigation of the content of heavy metals in agricultural soils in the reon of Struga, Proc

1st International Scientific Conference “Land, usage and protection”, Andrevlje, pp. 49–

54.

Maskall J., Whitehead K., Thornton I.(1995). Heavy metal migration in soils and rocks at

historical smelting sites. Environmental Geochemistry and Health 17, p.p. 127-138.

Massas, I., Ehaliotis, C., Kalivas, D., Panagopoulou, G.(2010). Concentrations and

Availability Indicators of Soil Heavy Metals; the Case of Childrens Playgrounds in the City

of Athens (Greece). Water, Air, & Soil Pollution 212, 51-63.

Matschullat, J.(1997). Trace element fluxes to the Baltic Sea: problems of input budgets,

Ambio, 26, 363,

Meawad, A.S, Bojinova, D.Y., Pelovski,YG. (2010). An overview of metals recovery from

thermal power plant solid wastes, Waste Manage. 30, 2548–2559.

Melo E.E.C., Nascimento C.W.A., Accioly A.M.A., Santos A.C.Q. (2008).

Phytoextraction and fractionation of heavy metals in soil after multiple applications of

natural chelants. Scientia Agricola 65: 61–68.

Mengel, K. and Kirkby, E.A. (1982). Principles of Plant Nutrition, 3rd Edition.

International Potash Institute Bern, Switzerland.

Menzies, N.W., Donn, M.J., Kopittke, P.M.(2007). Evaluation of extractants for estimation

of the phytoavailable trece metals in soils. Environmental Pollution 145, 121-130

Miljković, N. (1977). Praktikum iz pedologije, Novi Sad.

Milošević, M., Vitorović, S. (1992). Osnovi toksikologije sa elementima ekotoksikologije,

Naučna knjiga, Beograd.

Michna, W., ed., (1998). Monitoring of the Quality of Soils, Plants, and Foodstuffs,

M.R.R.W., Warsaw, 172, 1999. (Po).

Mikula, W. and Indeka, L.(1997). Heavy metals in allotment gardens close to an oil refi

nery in Plock, Water Air Soil Pollut., 96, 61.

Mihaljev, Ž., Živkov-Baloš, M., Pavkov, S., Stojanović, D. (2008). Sadržaj toksičnih

elemenata u uzorcima lucerke sa područja Vojvodine, Savrem. Poljopr. 57, 35–38.



102

Miesch, A.T., (1976). Geochemical Survey of Missouri, methods of sampling, laboratory

analyzing and statistical reduction of data, Geological survey professional paper, USGS,

954a, 1-39, Washington.

Morillo, J. Usero, J., Gracia, I. (2002). Heavy metal fractionation in sediments from the

Tinto river (Spain). International Journal of Environmental Analitical Chemistry 82(4),

245-257.

Nawrot, T.S., Staessen, J.A., Roels, H.A., Munters, E., Cuypers, A., Richart, T., Ruttens,

A., Smeets, K., Clijsters, H., Vangronsveld, J.(2010). Cadmium exposure in the population:

from health risks to strategies of prevention. Biometals 23, 769–782 New York, 1996.

Nies, D.H.(1999). Microbial heavy metal resistance. Appl. Environ. Microbiol 51, 730–

750.

Nriagu J.O., Pacyna J.M. (1988). Quantitative assessment of worldwide contamination of

air, water and soils by trace metals. Nature 1669, (1988), pp.134–139.Nutr., 19, (2), 265-

279.

Nordberg G.F, Nogawa K, Nordberg M, Friedmann J.M. Cadmium. In: Nordberg G.F,

Fower B.A, Nordberg M, Friberg L, editors (2007). Handbook of the Toxicology of Metals.

Amsterdam: Elseiver. p.p. 445-486.

Nyamangara, C. B. (2008). Effects of sewage and industrial effluent on the concentration

of Zn, Cu, Pb and Cd in water and sediments along Waterfalls stream and lower Mukuvisi

River in Harare, Zimbabwe . Physics and Chemistry of the Earth, 33, 708–713.of Electrical

Engineers, 94, 27-37 (1947).

Ovečka M., Takáč T.(2014). Managing heavy metal toxicity stress in plants: Biological

and biotechnological tools, Biotechnology Advances, 32 , 73-86.

Oh, S. Y. and Yoon, M. K. (2013). Chemical extraction of arsenic from contaminated soils

in the vicinity of abandoned mines and a smelting plant under subcritical conditions. Soil

Sediment Contam. doi:10.1080/15320383.2014.808169.

Raporti KEK, Divizioni i Shërbimeve të korporatës, Departamenti i Mjedisit, Raporti i

gjendjes mjedisore ne KEK per vitin 2016

Pederson G.A., Brink G.E., Fairbrother T.E. (2002) Nutrient uptake in plant parts of sixteen

forages fertilized with poultry litter: Nitrogen, phosphorus, potassium, copper, and zinc.

Agronomy Journal 94 (4): 895–904.

Peverill, K.I., L.A. Sparrow and D.J. Reuter. (1999). Soil Analysis: An Interpretation

Manual. CSIRO, Collingwood, Australia, pp. 170- 174.

Petänen, T., M. Romantschuk, M. (2003).Toxicity and bioavailability to bacteria of particle

associated arsenite and mercury, Chemosphere, 50, pp.409-413.

Phipps, D.A.(1981). Chemistry and biochemistry of trace metals in biological systems. In:

Lepp New, editor. Effect of heavy metal pollution on plants: effects of trace metals on plant

function, vol. I. London and New Jersey: Applied Sci Publ., p.1–54.

Piotrowska, M. and Kabata-Pendias, A.(1997). Impact of soils amended with Zn and Pb

smelter dust on Cd concentrations in potatoes, J. Geochem. Explor., 58, 319.



103

Pociecha, M. and Lestan, D. (2010). Electrochemical EDTA recycling with sacrificial Al

anode for remediation of Pb contaminated soil. Environ. Pollut. 158, 2710–2715.

Pociecha, M., Kastelec, D., and Lestan, D. (2011). Electrochemical EDTA recycling after

soil washing of Pb, Zn and Cd contaminated soil. J. Hazard. Mater. 192, 714–721.

Porea TJ, Belmont JW, Mahoney DH., Jr Zinc-induced anemia and neutropenia in an

adolescent. J. Pediatr. 2000; 136:688–690

Pontes, F.V.M., Mendes, B.A.O., de Souza, E.M.F., Ferriera, F.N., de Silva, L.I.D.,

Carneiro, M.C., Monteiro, M.I.C., de Almeida, M.D., Neto, A.A., Vaitsman, D.S.(2010),

Analytica Chimica Acta 659,55-59.

Rehder, D. (2008a). Bioinorganic vanadium chemistry. J. Wiley and Sons, Chichester,

New York.

Rehder, D. (2011). Transport, accumulation, and physiological effects of vanadium. In

Sherameti, I. and Varma, A. (esc). Detoxification of heavy metals. Soil Biology 30: 205-

220.

Rehder, D. (2008b). Biological and medical effects of vanadium. Is vanadium a more

versatile target in the activity of primordial life forms than hitherto anticipated? Org.

Biomol. Chem. 6: 957-964.

Reichman, S.M.(2002). The responses of plants to metal toxicity: A review focusing on

copper, manganese and zinc. Australian Minerals & Energy Environment Foundation.

Reimann, C., de Caritat, P.(1998). Chemical elements in the environment - factsheets for

the geochemist and environmental scientist. Springer-Verlag, Berlin, Germany.

Roberts, T. M., Gizyn, W., and Hutchinson, T. C.(1974). Lead contamination of air, soil,

vegetation and people in the vicinity of secondary lead smelters, in Trace Subst. Environ.

Health, Vol. 8, Hemphill, D. D., ed., University of Missouri, Columbia, MO, 155.

Romic, M., Romic, D.(2003). Heavy metals distribution in agricultural topsoils in urban

area. Environmental Geology 43, 795-805.

Rösler, H.J., Lange, H.(1972). Geochemical Tables, Elsevier, Amsterdam, 468, 1972.

Ross M.S. (1994) Sources and form of potentially toxic metals in soil-plant sistems. In:

M.S. Ross (ed), Toxic Metals in Soil-Plant Systems. John Wiley, Chichester, 3–25.

Rossini, Oliva S., Valdès, B.(2004). Influence of washing on metal concentrations in leaf

tissue. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 35, 1543–1552.

Roychowdhury, T., Uchino, T., Tokunaga, H., Ando, M.(2002). Survey of arsenic in food

composites from an arsenic-affected area of West Bengal, India. Food Chem. Toxicol. 40,

1611–1621.

Salminen, R., Batista,M.J., Bidovec, M., Demetriades, A., De Vivo, B., De. Vos, W.,

Duris, M., Gilucis,A., Gregorauskiene V., Halamic, J., Heitzmann, P., Jordan, G.,

Klaver, G., Klein, P., Lis, J., Locutura, J., Marsina, K., Mazreku, A., ‘Connor, P.J.,

Olsson, S.A., Ottesen, R.T., Petersell, V., Plant, J.A., Reeder,S., Salpeteur, I., Sandström,

H., Siewers,U., Steenfelt, A., Tarvainen,T.(2005). Geochemical Atlas of Europe. Part 1,



104

Background Information,Mothodology and Maps, Geological Survey of Finland,Espoo,

pp. 526.

Samara, C., Voutsa, D. (2005).Size distribution of airborne particulate matter and

associated heavy metals in the roadside environment. Chemosphere 59, (2005), pp.1197-

1206.

Sarić M. (1983) Fiziologija biljaka, 4. izdanje. Naučna knjiga, Beograd.

Saron, B., Calvet, P., Prost, P. (1996). Soil Pollution, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg.

Scokart P.O., Meeus-Verdinne, K., De Borger R. (1983). Mobility of heavy metals in

polluted soils near zinc smelters. Water, Air and Soil Pollution 20, (1983), pp. 451-463.

Singer, M.J., Munns, D.N. (1987). Soils: An Introduction. Macmillan Publishing

Company, New York

Shah, K., Kumar, R. G., Verma, S., Dubey, R. S. (2001). Effects of cadmium on lipid

peroxidation, superoxide anion generation and activities of antioxidant enzymes in

growing rice seedlings. Plant Sci. 161: 1135-1144.

Shen Z.G., Li X.D., Wang C.C., Chen H.M., Chua H. (2002). Lead phytoextraction from

contaminated soil with high-biomass plant species. Journal of Environmental Quality 31:

1893–1900.

Shi, G., Chen, Z., Xu, S., Zhang, J., Wang, L., Bi, C., Teng, J.(2008). Potentially toxic

metal contamination of urban soils and roadside dust in Shanghai, China. Environmental

Pollution 156, pp. 251-260.

Shimada, N., Ando, T. (1980): Role of Nickel in Plant Nutrition (2). Effect of nickel on the

assimilation of urea by plants. Jpn. J. Soil Sci. Plant Nutr. 51, 493-496.

Shuiping Cheng (2003), Heavy Metal Pollution in China: Origin, Pattern and Control,

Environmental Science and Pollution Research, 10 (3), 192-198.

Srebotnjak, T., Carr, G., de Sherbinin, A., Rickwood, C.(2012). A global water quality

index and hot-deck imputation of missing data. Ecol. Indic. 17, 108–119.

Solioz R., Krewski M., Aggett P. et.al.(2007). Copper and human health: biochemistry,

genetics, and strategies for modeling dose-response relationships, Journal of Toxicology

and Environmental Health B 10, 157–222.

Soil Survey Division Staff, (1993). “Soil Survey Manual. Chapter 3, selscted chemical

properties”. Soil Conservation Service. U.S. Department of Agriculture Handbook .

Strobel, B. W., O. K. Borggaard, H. C. B. Hansen, M. K. Andersen, and K. Raulund-

Rasmussen. (2005). Dissolved organic carbon and decreasing pH mobilize cadmium and

copper in soil. European Journal of Soil Science 56 (2): 189–196.

Su, S., Xiao, R., Mi, X., Xu, X., Zhang, Z., Wu, J.(2013). Spatial determinants of hazardous

chemicals in surface water of Qiantang River, China. Ecol. Indic. 24, 375–381.

Sunderman, Jr., F.W.(2004).Nickel, in: Merian,E., Anke, M., Ihnat, M., Stoeppler,

M.(Eds.), Elements and their compounds in the environ. second ed.,Wiley-VCH,

Weinheim, pp.841-865.



105

Swaine, D.J.,(1994). Trace elements in coal and their dispersal during combustion, Fuel

Processing Technology 39, 121-137.

Štajner D., Popović, B. (2008) Oksidativni stres kod biljaka, Novi Sad.

Tembo D.B., Sichilongo K., Cernak J. (2006). Distribution of copper, lead, cadmium and

zinc concentrations in soil around Kabwe Town in Zambia. Chemosphere, 63, pp. 497-501.

Teodorović, B., Lončarić, Z., Karalić, K., Popović, B., Rekasi, M., Filep, T., Engler, M.,

Kerovec, D. (2009): Teški metali u kiselim i karbonatnim tlima istočne Hrvatske. Zbornik

sažetaka 44. hrvatskog i 4. međunorodnog simpozija agronoma. Lončarić, Z., Marić, S.

(ur.). Poljoprivredni fakultet Sveučilišta u Osijeku, B.EN.A., EurAgEng, ISFAE, ISTRO.

Opatija, Hrvatska. 29-30.

Terelak, H., Stuczýnski, T., and Piotrowska, M.(1997). Heavy metals in agricultural soils

in Poland, Polish. J. Soil Sci., 30/2, 35.

Tessier, A., Campbell, P.G.C., Bisson, M.(1979). Sequential extraction procedure for the

speciation of particulate trace metals. Analytical Chemistry (51) 7, 844-851.

Tishmack J.K.(1996). Bulk chemical and mineral characteristics of coal combustion by-

products (CBB), Proceedings of Coal Combustion By-Products Associated with Coal

Mining – Interactive Forum, 1996, str. 13–20.

Theocharopoulos,S.P., Wagner, G., J. Sprengart,J., Mohr, M-E., A. Desalues, A.,

Muntau,H., Christou, M., Quevauviller, P.(2001). European soil sampling guidelines for

llution studies.The Science of the Total Environment, 264, 51-62.

Thornton, I. and Webb, J. S.(1975). Trace elements in soils and surface waters

contaminated by past metalliferous mining in parts of England, in Trace Subst. Environ.

Health, Vol. 9, Hemphill, D. D., ed., University of Missouri, Columbia, MO, 77, 1975.

Thornton, I.(1995). Metals in the Global Environment-Facts and Misconceptions, ICME,

Ottawa

Turgut, C. (2003). The contamination with organochlorine pesticides and heavy metals in

surface water in Küçük Menderes River in Turkey, 2000-2002. Environment International

29, 29-32.

U.S. Department of Health and Human Services. (1991) “Preventing Lead Poisoning in

Young Children — A Statement by the Centers for Disease Control,” Public Health Service

Vlasyuk, P. A.(1980). Current research on microelements and the perspective for a further

development in USSR and MSSR, in Microelements in Environment, Vlasyuk, P. A., ed.,

Naukova Dumka, Kiyev, 5, (Ru).

Vukmirović, Z.(1997). Teški metali u vazduhu, u: Kastori, R., (urednik) Teški metali u

životnoj sredini, Naučni institut za ratarstvo i povrtarstvo, R. Kastori, urednik, Novi Sad.

str 1-48.

Wang, X.S., Qin, Y., Chen, Y.K.(2006). Heavy meals in urban roadside soils, part 1: effect

of particle size fractions on heavy metals partitioning. Environmental Geology 50, 1061-

1066.



106

Weber, R., Hrynezuk, B. (2000). Effect of leaf and soil contaminations on heavy metals

content in spring wheat crops, Nukleonika, 45, 137-140.

Welch R.M., Webb M.J., Loneragan J.F. (1982). Zinc in membrane function and its role in

phosphorus toxicity A. Scaife (Ed.), Proceedings of the Ninth Plant Nutrition Colloquium.

CAB International, Warwick, UK; Wallingford, UK, 710–715

Whitby, L.M., Gaynor, J., MacLean, A.J. (1978): Metals in Soils of Some Agricultural

Watersheds in Ontario. Can.J.Soil Sci. 58: 325–330.

WHO ( 1981). Task Group on Environmental Health Criteria for Arsenic: Arsenic.

Environmental Health Criteria 18. World Health Organization, Geneva.

WHO (2001). Environmental Health Criteria 224: Arsenic and arsenic compounds. World

Health Organization, Geneva, 347,156.

WHO (1997). (Health and Environment in Sustainable Development, WHO (World Health

Organization), Geneva.

Williams, P.N., Price, A.H., Raab, A., Hossain, S.A., Feldmann, J., Meharg, A.A.(2005).

Variation in arsenic speciation and concentration in paddy rice related to dietary exposure.

Environ. Sci. Technol. 39, 5531–5540.

Wilson B, Pyatt FB.(2007). Heavy metal dispersion, persistance, and bioccumulation

around an ancient copper mine situated in Anglesey, UK, Ecotoxicol Environ Saf.

Feb;66(2), (2007), pp.224-31.

Wong, M. H., Zhang, Z. Q., Wong, J. C. W., and Lan, C. Y.(1998). Trace, metal contents

(Al, Cu and Zn) of tea: tea and soil from tea plantations, and tea products from different

provinces of China, Environ. Geochem. Health, 20, 87.

Woolhouse HW. (1983). Toxieity and tolerance in the response of plants to metals. In:

Land O, Nobel PS, Osmond CB, Ziegler H, eds., Physiotogieat ptant ecology, HI.

Responses to the chemical and biological environment. Berlin, Heidelberg, New York:

Springer Verlag, 245-300.

World Health Organisation (2010). Preventing disease through healthy environments,

Exposure To Cadmium: A Major Public Health Concern, 2010,

http://www.who.int/ipcs/features/cadmium.pdf

World Health Organization (1992) International statistical Classification of Diseases and

Related health Problems, Volume 1, Geneva.

Wolf, R., Grosser, Z. (1997) Method Development Strategies for ICP-MS, American

Environmental Laboratory, 1997.

Xie, Z.M., Lu, S.G. (2000). Trace elements and environmental quality. U Q.L. Wu (Ed.),

Micronutrients and Biohealth, pp. 208-2016, Guizhou Science Technology Press, Guiyan.

Yang, X., Baligar, V.C., Martens, D.C., Clark, R.B. (1996): Plant tolerance to nickel

toxicity:

Yeganeh M., Afyuni M., Khoshgoftarmanesh A.H., Khodakaram L., Amini M., Soffyanian

A.R., Schulin R., (2013). Mapping of human health risks arising from soil nickel and

mercury contamination. Journal of Hazardous Materials, 244–245: 225–239



107

Yudovich, Y.E., Ketris, M.P.(2005). International Jouranal of Coal Geology 62 (2005)

107134.

Zabetoglu,K., Voutsa, V., Samara C.(2002). Toxicity and heavy metal contamination of

surficial sediments from the Bay of Thessaloniki (Northwestern Aegean Sea) Greece,

Chemosphere, 49, 17-26.

Zalups, R.K., Ahmad, S.( 2003). Molecular handling of cadmium in transporting epithelia.

Toxicol. Appl. Pharm. 186, 163–188.

Zeien, H.(1995). Chemische Extraktionen zur Bestimmung der Bindungsformen von

Schwermetallen in B¨oden (Chemical extractions to identify heavy metal binding forms in

soils). Bonner Bodenkundliche Abhandlungen 17, 284 pp.

Zeremski, T. (2005) Određivanje sadržaja teških metala i njihovog oblika vezivanja u

černozemu Vojvodine metodom sekvencijalne ekstrakcije, Magistarska teza, Prirodno-

matematički fakultet, Univerzitet u Novom Sadu.

Zhou, J.L., Hong, H., Zhang, Z., Maskaoui, K. and Chen, W. (2000). Multi-phase

distribution of organic micropollutants in Xiamen Harbour, China. Water Research 34 (7),

2132-2150.

WEBFAQET (LINQET)

Raporti Vjetor për gjendjen e mjedisit Kosove, 2017 (http://www.ammk-

rks.net/repository/docs/Raporti_i_mjedisit_2016_web_format_alb_22817.pdf

Air Quality in Europe, 2015 www.eea.europa.eu/publications/air-quality-in-europe-

2015/download

NBC, 2004 Deadly power plants? www.nbcnews.com/id/5174391

WebMB, 2014, Black Lung Disease https://www.webmd.com/lung/tc/black-lung-disease-

credits

EPA, Coal Ash (Coal Combustion Residuals or CCR)www.epa.gov/coalash

Dutch Target and Intervention Values, 2000 (the New Dutch List)

www.esdat.net/Environmental%20Standards/Dutch/annexS_I2000Dutch%20Environmen

tal%20Standards.pdf

Strategjia e Energjise se Republikes se Kosoves 2009-2018

www.pashtriku.beepworld.de/files/KEK_u_dok./strategjia_e_energjise_kosoves_2009-

2018_18shtator2009.pdf

http://www.eea.europa.eu/publications/air-quality-in-europe-2015/download

http://www.eea.europa.eu/publications/air-quality-in-europe-2015/download

http://www.nbcnews.com/id/5174391

http://www.epa.gov/coalash

http://www.esdat.net/Environmental%20Standards/Dutch/annexS_I2000Dutch%20Environmental%20Standards.pdf

http://www.esdat.net/Environmental%20Standards/Dutch/annexS_I2000Dutch%20Environmental%20Standards.pdf

http://www.pashtriku.beepworld.de/files/KEK_u_dok./strategjia_e_energjise_kosoves_2009-2018_18shtator2009.pdf

http://www.pashtriku.beepworld.de/files/KEK_u_dok./strategjia_e_energjise_kosoves_2009-2018_18shtator2009.pdf



108

11. LISTA E BOTIMEVE

I. LISTA E PJESËMARRJES NË KONFERENCA

1. Jusufi Kaltrina, Vasjari Majlinda, Stafilov Trajce, Korça Bardha, Ismaili Mentor 2014,

Distribution of As,Cr,Ni and V in agricultural soils near Kosova’s power plant, 23th

Congress of Chemists and Technologists of Macedonia, 08-11 October 2014, Ohrid-

Macedonia. Book of abstracts, p122

2. Jusufi Kaltrina, Stafilov Trajce, Vasjari Majlinda, Korça Bardha, Katerina Baĉeva

2014, Determination of the heavy metals Pb,Zn,Cu and Cd in the surroundings soils of a

power plant in Kosova, 23th Congress of Chemists and Technologists of Macedonia, 08-

11 October 2014, Ohrid-Macedonia. Book of abstracts, p122

3. Jusufi Kaltrina, Vasjari Majlinda, Stafilov Trajce, Korça Bardha, Berisha Avni, Halili

Jeton, 2015. Heavy metal (As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn) determination with the ICP-AES

technique in the vicinity of Kosovo’s power plants. International Conference on Soil

(ICOS), 04-05 May 2015, Tirane, Albania. Proceedings book, ISBN 978-9928-110-58-9.

Agricultural University of Tirana, Tirana, 04-06 May 2015, 79-80.

4. Jusufi Kaltrina, Vasjari Majlinda, Stafilov Trajce, Korça Bardha, 2015. Pollution and

determination of heavy metals in potato samples near the KEK area in Kosovo. 5th

International conference of ecosystems, Tirana-Albania. June 05-08, 2015.Book of

abstracts ISBN: 978-9928-4248-2-2. p46-47

5. Jusufi Kaltrina, Vasjari Majlinda, Korça Bardha 2017. Second International

Conference Biotechnology in Agriculture at Agricultural University of Tirana Albania,

Albanian Journal of Agricultural Sciences (AJAS), Albanian j. agric. sci. ISSN: 2218-

2020, Volume 16, Special issue. Evaluation of pollution in vegetables (potato and cabbage)

in Kastriot, Kosovo. Proceeding, p 239 – 243.

6. Jusufi Kaltrina, Stafilov Trajče, Vasjari Majlinda, Berisha Avni, Halili Jeton, Korça

Bardha. Assessment of the contamination of soil, cabbage and potato samples in Kastriot,

Kosovo. 25th Croatian meeting of chemists and chemical engineers with international

participation 3rd symsposium Vladimir Prelog. 19-22 April, 2017 Poreč, Croatia. Book of

abstracts, p236

7. Jusufi Kaltrina, Stafilov Trajče, Vasjari Majlinda, Berisha Avni, Paqarizi Musaj, Halili

Jeton, 2016 Workshop “From Molecules to Functionalized Materials” Scientific Module

“Optical and Electronic Devices” Determination of heavy metals in cabbage samples from

the area surrounding Kosovo’s power plants. 1-5-September 2016. Ohrid, Macedonia.

Book of abstracts p33



109

LISTA E BOTIMEVE NË REVISTA SHKENCORE

1. K. Jusufi, T. Stafilov, M.Vasjari, B. Korca, J.Halili, A.Berisha “Determination of

Heavy Metals by ICP-AES in the Agricultural Soils Surrounding Kosovo’s Power Plants”

Parlar Scientific Publications (PSP) Fresenius Bulletin, (2016)/ Vol.25 – No. 5/ p.1312-

1320.

2. K. Jusufi, T.Stafilov, M. Vasjari, B. Korça, J.Halili, A. Berisha “Measuring the presence

of heavy metals and their bioavailability in potato crops around Kosovo’s power plants”

Parlar Scientific Publications (PSP) Fresenius Bulletin, (2017)/ Vol.26-No. 2a /p. 1682-

1686.

3. K.Jusufi, M.Vasjari, B.Korça “Evaluating the heavy metals in dust pollution in

cabbages in Kastriot, Kosovo. Journal of Chemical Technology and Metallurgy, 52, 5,

2017, p.956-961



110

12. ANEX (Shtojca)

Përqendrimi i metaleve të rënda në mostra të dheut (mg/kg)

Mostra Ag Al As Ba Ca Cd Co Cr Cu Fe

Nr. mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg

1 1.95 18674 - 324 9484 3.57 - 148 30.9 29666

2 3.28 20612 58.2 534 14341 - - 151 26.6 30668

3 3.26 14406 - 414 3679 8.29 - 110 33.8 25340

4 3.32 17287 - 277 6680 3.74 - 105 30.0 34348

5 3.29 16796 - 274 4261 - - 80 24.1 30279

6 2.02 22866 - 351 6070 9.76 - 204 35.2 39963

7 4.67 21304 - 449 5376 3.34 - 147 29.0 34614

8 3.06 21479 - 312 5001 4.52 - 148 41.3 32957

9 4.97 39787 - 360 31831 4.79 - 183 49.3 39996

10 3.50 28283 - 347 24941 6.97 - 141 40.4 33909

11 1.94 24092 64.0 284 15678 4.89 - 131 33.7 35097

12 2.51 30626 119.0 574 17353 1.15 - 168 39.5 36859

13 2.90 24062 - 328 15255 2.97 - 110 31.1 35388

14 3.28 21140 - 461 7467 3.01 - 114 32.8 34060

15 1.60 19545 68.1 397 12158 2.83 - 139 25.8 30175

16 3.93 21310 - 322 3452 - - 161 42.8 36666

17 1.23 19979 - 362 3643 - - 138 42.7 39849

18 2.27 17189 - 305 3114 3.81 - 140 39.1 32620

19 2.39 19866 - 289 4531 - - 156 28.8 30526

20 1.81 17505 - 286 6318 2.70 - 158 26.9 31416

21 3.16 23890 - 282 16385 - - 141 39.4 34801

22 1.56 14433 - 283 3801 - - 136 39.7 32891

23 2.13 18491 - 283 4798 7.02 - 150 37.0 36766

24 1.31 19173 - 332 4047 3.70 - 167 47.7 35570

25 1.95 15597 - 277 3326 - - 119 38.7 33811

26 1.36 15334 - 321 3495 - - 148 46.6 33293

27 1.67 27143 - 286 25354 - - 129 38.3 26994

28 2.91 22642 64.7 259 11831 3.08 - 162 42.1 36099

29 0.52 14034 - 338 3478 12.60 - 64 273.0 30985

30 2.79 13619 - 280 4838 - - 53 29.2 27695

Elementet në vazhdim në mostra të dherave

K Li Mg Mn Na Ni P Pb Sr V Zn

mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg

10400 25.88 7001 869 3337 157 685 - 31.3 74.8 105.0

9066 25.04 5586 570 4650 112 412 14.7 41.5 71.4 52.3

12191 23.92 5379 604 5255 96 763 19.9 27.0 65.7 53.7



111

11752 29.36 5358 969 3235 115 321 26.6 30.2 87.7 56.6

12532 25.06 6730 567 4976 72 204 7.6 40.4 77.9 52.9

13877 25.70 5749 1335 3716 228 234 24.7 36.4 94.3 61.5

10486 29.23 4729 820 5043 96 350 45.3 32.8 94.0 36.1

16098 34.14 10902 800 7721 145 665 50.9 59.4 89.2 128.0

14984 41.14 11282 912 3816 153 334 73.3 66.7 100.0 134.0

11819 41.36 6719 533 1987 122 349 16.0 49.3 87.2 247.0

10794 36.02 6232 902 2941 110 335 - 43.4 87.9 56.1

13646 30.65 10654 1192 4927 188 916 344.0 54.8 81.6 208.0

11519 35.36 6272 681 2415 90 629 20.8 39.2 93.1 36.2

11172 37.97 5724 571 2454 77 293 42.5 36.7 105.0 34.7

9558 27.49 4173 1054 4010 89 320 26.2 41.6 63.8 17.4

16105 43.04 7777 928 4259 124 552 - 28.3 96.8 28.8

14523 41.52 8686 1328 4714 116 385 - 27.7 84.2 45.4

15197 41.40 7465 995 5191 106 382 8.2 29.7 84.2 156

15075 32.34 9606 714 8409 143 372 40.8 60.1 79.4 37.4

15357 31.78 10723 685 9434 142 396 18.3 69.0 86.6 583.0

13405 30.95 8941 1380 4569 125 544 425.0 50.4 86.1 373.0

14854 39.21 6605 815 4086 102 427 31.7 27.3 84.7 40.0

13531 34.56 7012 1211 4567 128 949 5.5 34.8 75.7 105.0

16432 42.60 9467 1217 4588 150 572 36.0 37.5 91.9 43.6

13100 32.06 5641 697 3070 95 476 23.7 24.7 87.2 56.8

17662 44.23 8663 956 4621 120 741 - 30.4 96.7 52.9

11151 20.39 7518 1080 4193 176 3930 30.3 78.1 48.3 108.0

14135 32.53 10215 1181 4470 176 930 394.0 44.3 85.9 260.0

24158 54.61 5106 653 6409 37 953 110.0 42.1 75.4 0.1

21837 37.78 53 651 5577 33 1807 12.5 36.3 75.0 86.4

Përqendrimi i metaleve të rënda në mostra të patateve në peshë të thatë (mg/kg)

Nr. Al Ba Cd Cr Cu Fe K Li Mn Mo Na

1 41.59 0.4 - 0.42 5.53 255 8383 - 3.15 1.31 14.97

2 77.14 0.5 - 4.07 3.43 192.15 10540 - 4.02 - 22.29

3 197.91 0.6 0.12 2.57 5.45 576 6377 0.25 3.4 - 32.44

4 46.66 0.6 - 0.62 4.81 118 7104 - 2.09 - 21.13

5 19.33 0.3 - 0.14 4.31 57.84 7615 - 2.06 10.56 17.61

6 24.68 0.2 0.15 0.49 4.4 38.06 8680 - 2.1 - 26.83

7 106 0.4 - 1 2.16 209 7295 - 2.68 - 17.5

8 33.6 0.2 - 0.08 7.22 61.31 7157 - 1.82 1.25 24.3

9 48.3 0.2 - 1.37 8.53 58.99 7017 - 2.32 - 14.01

10 66.84 0.2 - 0.41 7.02 30.76 9762 - 1.88 1.9 22.92



112

11 29.46 0.3 - 0.48 3.08 97.42 10036 - 2.3 - 61.32

12 13.31 0.4 - 6.67 6.25 84.5 7687 - 3.03 1.22 30.67

13 28.62 0.6 - 0.84 3.54 104 8522 - 3.42 1.25 23.08

14 17.2 0.4 - 0.97 3.22 74.24 7326 - 2.61 1.24 13.43

15 58.22 0.4 - 0.53 4.25 856 8903 - 3.97 - 34.05

16 15.22 0.3 - 1.57 7.13 83.07 6227 - 4.14 - 25.96

17 85.17 0.5 - 0.28 7.23 285 13844 - 3.4 1.42 23.66

18 117.76 0.3 - 0.32 7.84 74.95 6924 - 2.51 2.45 11.08

19 16.66 0.9 - 0.14 6.59 89.68 8550 - 2.04 - 28.8

20 31.06 0.3 - 1.37 6.97 71.38 6779 - 2.24 1.05 7

21 9.71 0.2 - 3.13 7.02 119.53 9551 - 2.89 1.67 53.63

22 10.7 0.5 - 3.29 4.91 67.17 11614 - 2.88 - 13.56

23 56.51 0.3 - 0.73 6.45 50.4 10670 - 3.49 - 21.35

24 13.25 0.3 - 1 9.66 52.89 10177 - 2.5 1.09 24.35

25 32.93 0.7 - 4.67 6.43 72.78 7264 - 2.72 - 28.99

26 20.58 0.4 - 2.54 7.36 76.49 8692 - 2.79 - 8.88

27 9.51 0.2 - 1.04 7.51 50.34 8783 - 2.85 1.29 28.2

28 35.05 0.3 - 3.29 6.19 56.89 9320 - 2.6 - 35.4

29 - - - - - - - - - - -

30 37.1 0.3 - 0.87 4.81 67.95 10859 - 3.28 - 12.57

Elementet në vazhdim në mostra të patates

No. Ni P Pb Sr Zn Mg As Ag V Co Ca

1 2.01 1339 - 0.68 4.35 705 - - - - 191

2 5.3 1982 - 0.54 2.16 977 - - - - 355

3 15.47 1204 - 1.16 2.45 499 - - - - 554

4 5.15 924 - 0.87 3.15 635 - - - - 1007

5 0.45 1088 - 0.69 2.2 708 - - - - 535

6 1.77 1025 - 0.37 2.54 657 - - - - 2036

7 6.35 1444 3.68 0.82 1.48 601 - - - - 767

8 0.78 1113 3.82 0.55 5.31 552 - - - - 287

9 4.2 1092 3.84 0.54 5.54 591 - - - - 251

10 0.65 1083 - 0.5 10.23 652 - - - - 368

11 3.45 1445 - 0.59 2.94 736 - - - - 396

12 7.13 953 3.97 0.61 8.61 641 - - - - 349

13 2.24 1346 - 0.77 1.39 857 - - - - 369

14 1.45 1235 3.58 0.73 1.54 602 - - - - 569

15 1.38 1233 - 0.57 0.72 769 - - - - 598

16 1.23 1246 - 0.85 1.2 958 - - - - 530

17 0.6 1749 - 0.34 1.85 962 - - - - 267

18 2.36 761 - 0.54 6.35 595 - - - - 291



113

19 0.36 1694 3.27 1 1.53 639 - - - - 307

20 2.09 916 - 0.37 23.87 494 - - - - 473

21 2.6 1577 4.24 0.5 15.39 736 - - - - 319

22 4.897 1462 - 1.06 4.4018 570 - - - - 529

23 2.38 1819 - 0.66 4.26 889 - - - - 331

24 0.88 1307 3.01 0.71 1.45 734 - - - - 574

25 4.95 1310 - 0.98 3.05 752 - - - - 337

26 2.29 1180 - 0.4 2.1 780 - - - - 411

27 1.08 1500 - 0.74 4.35 851 - - - - 615

28 4.89 1264 3.99 0.65 10.71 750 - - - - 261

29 - - - - - - - - - - -

30 0.95 1571 - 0.57 3.57 852 - - - - 477

Përqendrimi i metaleve të rënda në mostra të lakres se lare në peshë të thatë (mg/kg)

Nr. Ag Al As Ba Ca Cd Co Cr Cu Zn

1 - 9.13 - 1.13 4185 - - 0.21 1.11 8.44

2 - 3.51 - 1.16 2152 - - 0.08 3.41 28.16

3 - 4.76 - 1.08 2629 - - 0.10 3.19 6.66

4 - 3.75 - 2.11 3286 - - 0.14 2.87 7.13

6 - 10.35 - 0.73 3040 - - 0.08 1.74 8.22

7 - 3.38 - 0.43 1545 - - 0.06 1.19 5.59

8 - 6.14 - 1.45 5355 - - 0.15 1.32 9.05

9 - 6.64 - 2.13 4803 - - 0.05 1.95 6.52

11 - 9.70 - 1.13 3125 - - 0.13 2.54 8.49

12 - 4.52 - 1.94 4978 - - 0.15 8.37 13.10

13 - 4.60 - 1.29 3731 - - 0.08 2.60 9.50

14 - 8.46 - 1.49 1962 - - 0.13 6.26 7.66

15 - 3.95 - 1.59 3174 - - 0.01 1.27 4.35

16 - 6.45 - 1.56 4311 - - 0.10 1.71 4.53

17 - 11.68 - 1.07 3147 - - 0.13 1.67 5.64

18 - 18.09 - 2.26 7993 - - 1.42 2.31 5.27

19 - 3.56 - 2.38 3043 - - 0.04 1.52 6.17

20 - 16.24 - 1.81 4158 0.16 - 0.11 1.33 4.84

21 - 2.60 - 0.55 4020 0.26 - 0.02 2.06 17.86

22 - 2.64 - 0.72 1919 - - 0.02 2.72 4.13

23 - 5.15 - 0.91 2487 - - 0.03 2.13 5.31

24 - 3.97 - 0.39 1771 - - 0.06 1.46 4.94



114

25 - 7.06 - 1.80 3518 0.15 - 0.31 1.75 10.01

26 - 17.94 - 1.37 2966 0.19 - 0.30 1.62 8.24

27 - 7.40 - 1.84 4031 - - 0.07 5.15 7.28

28 - 9.01 - 0.83 2452 - - 0.11 5.02 8.32

29 - 10.39 - 1.96 3109 - - 0.47 5.03 7.24

30 - 6.46 - 0.89 2140 - - 0.09 2.32 7.00

Elementet në vazhdim në mostra të lakres se pastruar

Fe K Li Mg Mn Na Ni P Pb Sr V

86.09 7105 - 969 7.22 357.93 <0.5 1281 - 7.10 -

488.69 8596 - 747 7.85 196.92 <0.5 1182 - 4.73 -

52.73 10420 - 683 6.79 257.84 <0.5 1239 - 4.15 -

215.68 7770 - 904 8.40 173.13 1.58 906 - 5.61 -

70.24 6828 - 787 6.43 267.47 - 954 - 4.19 -

97.70 7384 - 691 5.27 311.01 - 1070 - 1.96 -

74.31 9140 - 1267 8.53 481.06 0.94 1623 - 9.24 -

127.17 7015 - 686 4.80 580.80 - 1029 2.46 8.81 -

165.10 7113 - 674 6.88 525.81 0.71 1199 - 4.85 -

87.69 13164 - 1170 5.68 334.96 0.68 1970 - 8.36 -

56.30 10780 - 909 9.90 156.01 - 2043 - 6.04 -

77.35 9290 - 693 7.49 71.08 - 1037 - 3.06 -

29.64 8584 - 602 3.86 341.67 <0.5 1308 - 6.02 -

51.13 8464 - 753 6.40 548.70 <0.5 710 - 6.77 -

49.82 9459 - 789 6.63 169.17 0.98 1240 - 4.50 -

78.03 8462 - 939 7.01 552.21 0.87 1758 - 12.42 -

67.84 9676 - 822 12.27 96.17 1.38 1592 - 4.12 -

68.27 7851 - 722 5.80 111.85 - 1199 2.54 6.97 -

48.92 12058 - 1019 8.31 428.32 0.97 1225 - 4.83 -

39.82 6723 - 435 4.92 33.81 - 1120 - 2.66 -

50.52 6972 - 639 7.70 238.14 1.28 1052 - 4.06 -

57.50 7823 - 518 5.25 59.95 0.37 1148 - 2.00 -

56.80 10754 - 884 5.69 109.27 <0.5 2289 - 5.39 -

85.02 9618 - 683 8.52 179.19 - 1230 - 3.94 -

54.34 14261 - 998 6.51 208.95 1.02 1730 - 8.46 -

123.98 10182 - 822 8.49 238.82 - 1373 2.18 3.10 -

115.90 8835 - 895 8.46 315.79 2.31 1606 - 5.54 -

98.80 10167 - 882 5.06 165.95 - 1564 - 3.43 -



115

Përqendrimi i metaleve të rënda në mostra të lakres se pa pastruar në peshë të thatë

(mg/kg)

Nr. Ag Al As Ba Ca Cd Co Cr Cu Zn

1 - 19.45 - 2.59 3312 0.11 - 0.89 3.34 6.51

2 - 12.30 - 3.50 4291 - - 0.26 3.02 6.77

3 - 6.79 - 0.98 2303 - - 1.70 2.80 7.67

4 - 7.62 - 0.95 1791 - - 0.31 1.89 5.69

6 - 5.12 - 0.93 3737 0.13 - 0.06 1.94 10.46

7 - 4.33 - 0.86 2477 - - 0.05 1.28 6.43

8 - 15.40 - 0.88 1980 0.17 - 0.39 2.14 8.22

9 - 13.07 - 0.89 2895 0.16 - 0.03 2.21 7.51

11 - 7.28 - 1.53 4308 - - 0.50 2.49 6.41

12 - 10.65 - 1.76 3575 - - 0.18 4.84 15.01

13 - 3.76 - 0.95 3058 0.11 - 0.15 2.65 11.02

14 - 3.04 - 1.21 2002 - - 0.25 13.51 10.63

15 - 3.55 - 0.80 1925 - - 0.11 2.56 4.97

16 - 10.79 - 1.31 3770 - - 0.14 1.93 3.88

17 - 8.69 - 1.59 4055 - - 0.34 2.40 6.71

18 - 6.58 - 1.79 7301 0.12 - 0.12 2.47 8.53

19 - 6.25 - 2.66 3123 - - 0.22 2.38 5.90

20 - 4.10 - 1.70 4327 - - 0.14 2.56 13.02

21 - 8.31 - 0.50 3096 - - 0.05 2.26 12.86

22 - 3.97 - 0.80 2430 0.25 - 0.02 1.82 4.45

23 - 39.57 - 0.42 1648 - - 0.42 6.30 8.74

24 - 4.40 - 0.52 2032 0.29 - 1.63 2.03 4.57

25 - 15.12 - 1.59 3353 - - 0.10 2.12 9.80

26 - 7.22 - 1.54 3476 0.15 - 0.47 9.49 16.87

27 0.29 7.39 - 1.67 3675 - - 0.18 4.32 7.16

28 - 17.28 - 0.71 2879 - - 0.16 1.81 7.06

29 - 13.10 - 2.51 3702 - - 0.08 7.98 8.98

30 - 8.83 - 0.47 1778 - - 0.43 3.89 8.84

Elementet në vazhdim në mostra të lakres se pa pastruar

Fe K Li Mg Mn Na Ni P Pb Sr V

89.12 9844 - 755 8.66 299.32 1.11 1416 - 5.26 -

77.98 10111 - 744 7.92 380.40 1.31 1384 - 7.37 -

80.06 9877 - 659 7.29 252.51 1.15 1247 - 3.53 -

75.79 7380 - 708 7.81 143.08 2.32 815 - 2.40 -



116

74.94 8453 - 966 7.92 372.75 1.06 1219 - 5.62 -

50.08 8339 - 757 5.52 407.70 0.71 1189 2.83 3.87 -

104.19 8045 - 741 6.12 155.75 1.06 1079 - 4.10 -

78.61 8607 - 724 7.70 348.33 <0.5 1110 - 3.48 -

56.90 7538 - 667 5.78 604.69 1.53 1107 - 7.74 -

72.82 10727 - 950 5.46 211.38 - 1587 2.01 6.20 -

70.35 11302 - 976 11.71 164.01 1.39 2165 - 4.37 -

60.73 9173 - 710 7.12 82.09 0.51 1000 - 2.87 -

73.88 8180 - 552 4.64 217.74 - 1187 - 3.01 -

84.12 7906 - 685 6.34 576.43 - 670 2.00 5.79 -

232.83 9166 - 783 7.62 179.49 0.71 1185 2.07 6.13 -

44.80 11579 - 1038 7.21 587.13 <0.5 2157 - 11.04 -

78.39 9114 - 703 8.81 95.86 1.31 1556 - 4.51 -

59.46 9910 - 960 7.93 148.45 0.69 1526 3.86 6.63 -

53.02 8606 - 753 6.41 318.28 0.52 893 - 3.96 -

45.11 9284 - 545 6.24 60.01 <0.5 1625 - 3.05 -

92.39 7477 - 588 7.56 215.97 2.35 1092 - 1.90 -

77.16 7158 - 499 5.07 42.15 1.80 1076 - 2.79 -

65.95 9904 - 861 6.05 94.85 - 2056 - 4.57 -

212.56 9908 - 742 9.40 190.31 <0.5 1338 - 4.90 -

59.51 10453 - 883 7.03 126.03 1.12 1619 - 7.04 -

61.83 9880 - 837 7.80 228.96 0.81 1397 - 3.56 -

62.57 8813 - 917 7.26 404.21 1.59 1651 - 7.04 -

118.16 11362 - 958 6.77 162.02 0.77 1674 - 1.98 -



117

Disa fotografi nga pjesa eksperimentale



118



119

ZONË KONTROLLA

DISERTACION - api.fshn.edu.al

Documents

Transcript of DISERTACION - api.fshn.edu.al