UNIVERSITETI BUJQËSOR I TIRANËS FAKULTETI I SHKENCAVE PYJORE

Temë Doktorate

Modelimi i Cilësisë së Ujit në tre Liqene të Shqipërisë duke Përdorur Modelin CE-QUAL-W2

Adriana ZYFI

Tiranë, 2015

Departamenti i Fizikës dhe Shkencave të Aplikuara

TEMË DOKTORATE

MODELIMI I CILËSISË SË UJIT NË TRE LIQENE TË SHQIPËRISË DUKE PËRDORUR MODELIN CE-QUAL-W2

Disertanti

Udhëheqësi Shkencor

MSc. Adriana ZYFI

Prof. Dr. Spiro GRAZHDANI

Tiranë, më 09. 11. 2015

Anëtarët e Jurisë 1. Prof. Dr. Rexhep ÇUKO

Kryetar

_________

2. Prof. Dr. Spase SHUMKA

Anëtar (Oponent)

_________

3. Prof. Dr. Theodhor KARAJA

Anëtar

_________

4. Prof. Dr. Ilia NINKA

Anëtar

_________

5. Prof. Asoc. Dr. Vangjel MUSTAQI

Anëtar (Oponent)

_________

Copyright

I

Adriana Zyfi (Vodha)

Viti 2015

Udhëheqësi Shkencor Prof. Dr. Spiro Grazhdani, vërteton se ky është versioni i miratuar i Dezertacionit të mëposhtëm:

TITULLI I STUDIMIT

MODELIMI I CILËSISË SË UJIT NË TRE LIQENE TË SHQIPËRISË DUKE PËRDORUR MODELIN CE-QUAL-W2

Udhëheqësi Shkencor

Prof. Dr. Spiro Grazhdani

MODELIMI I CILËSISË SË UJIT NË TRE LIQENE TË SHQIPËRISË DUKE PËRDORUR MODELIN CE-QUAL-W2

Përgatitur nga Msc. Adriana Zyfi (Vodha)

Dezertacion i Paraqitur në Fakultetin e Shkencave Pyjore Universiteti Bujqësor i Tiranës Në Përputhje të Plotë Me Kërkesat Për gradën shkencore “DOKTOR”

Universiteti Bujqësor i Tiranës Tiranë, 2015

Deklaratë mbi Origjinalitetin

Nga MSc. Adriana Zyfi

Deklaroj se kjo Tezë përfaqëson punën time origjinale dhe nuk kam përdorur burime të tjera përveç atyre të evidentuara nëpërmjet citimeve. Të gjitha të dhënat, tabelat, figurat dhe citimet në tekst, të cilat janë riprodhuar prej ndonjë burimi tjetër, duke përfshirë dhe internetin janë pranuar në mënyrë eksplicite si të tilla. Jam e vetëdijshme se në rast të mospërputhjeve, Senati i UBT-së është i ngarkuar të më revokojë gradën shkencore “ Doktor”, që më është dhënë mbi bazën e kësaj Teze, në përputhje me “Regulloren e programeve të studimit të ciklit të tretë (Doktoratë) në UBT”, neni 27, datë 10 Maj 2012.

Tiranë, 2015

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Përmbajtja e Lëndës 1. HYRJE .................................................................................................................... 11 1.1. Inxhinieria dhe Cilësia e Ujit ............................................................................. 11 1.2. Prodhimi i Lëndës Organike në një Ekosistem Ujor ....................................... 12 1.3. Kimia e Ujit të Liqeneve ..................................................................................... 15 1.4. Popullimet e Ujërave të Liqeneve ..................................................................... 20 1.5. Eutrofikimi .......................................................................................................... 23 1.6. Funksionimi i një Sistemi Liqenor .................................................................... 25 1.7. Basenet Ujore Kryesore të Shqipërisë............................................................... 30 1.8. Roli i Modelimit të Cilësisë së Ujit në Zbatimin e Direktivkës Kuadër mbi Ujin (WFD) .......................................................................................................... 32 1.9. Rëndësia e Doktoratës ........................................................................................ 33 1.10. Qëllimi dhe Objektivat e Doktoratës............................................................... 37 2. VESHTRIM MBI LITERATUREN .................................................................... 38 2.1. Pak Histori në Modelimin e Cilësisë së Ujit...................................................... 39 2.2. Modele Hidrodinamikë dhe të Cilësisë së Ujit ................................................. 44 2.3. Bekgraundi i Modelit CE-QUAL-W2 ............................................................... 48 2.4. Pika të Forta dhe Kufizime të Modelit ............................................................. 49 3. METODOLOGJIA ................................................................................................ 51 3.1. Bekgraundi i zonave të studimit ........................................................................ 52 A. Liqeni i Shkodrës ................................................................................................ 52 A.1. Gjeologjia dhe gjeomorfologjia......................................................................... 53

1

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

A.2. Klima...................................................................................................................54 A.3. Hidrologjia .......................................................................................................... 54 A.3.1. Disponibiliteti i të dhënave ......................................................................... 54 A.3.2. Përshkrime të përgjithshme ....................................................................... 55 A.3.3. Uji nëntokësor .............................................................................................. 58 A.3.4.Bilanci ujor.................................................................................................... 58 A.3.5. Shtresëzimi, qarkullimi dhe temperatura e ujit ....................................... 59 A.4. Gjendja ekologjike e mjedisit............................................................................ 60 A.4.1.Ndotja ............................................................................................................ 60 A.4.1.1. Burimet e ndotjes dhe faktorët që ndikojnë në të .............................. 60 A.4.1.2. Tendenca e ecurisë në parametrat bazë.............................................. 61 A.4.2. Menaxhimi i mbetjeve të ngurta dhe i ujërave të zeza ............................ 61 A.4.3. Cilësia e ujit nëntokësor dhe sipërfaqësor ................................................ 62 A.4.3.1.Disponibiliteti i të dhënave në Malin e zi ............................................. 62 A.4.3.2.Disponibiliteti i të dhënave në Shqipëri ............................................... 63 A.4.3.3.Oksigjeni i tretur.................................................................................... 64 A.4.3.4.Nutrientët dhe burimet e eutrofikimit ................................................. 65 B. Liqeni i Prespës ................................................................................................... 66 B.1. Gjendja hidrografike .......................................................................................... 67 B.2. Klima....................................................................................................................68 B.3. Hidrologjia........................................................................................................... 70 B.4. Gjendja Ekologjike e Mjedisit ........................................................................... 71 B.4.1. Bujqësia dhe Mjedisi ................................................................................... 71

2

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

B.4.2.Shkarkimi i Mbeturinave Humane dhe Bujqësore ................................... 74 B.4.3. Cilësia e Ujit ................................................................................................. 74 C. Liqeni i Ohrit....................................................................................................... 75 C.1. Hidrologjia e Liqenit të Ohrit ........................................................................... 76 C.2. Përdorimi i Tokës në Pellgun Ujëmbledhës të Liqenit të Ohrit .................... 78 C.3. Probleme Specifike për Zonën .......................................................................... 79 C.3.1. Përdorimi i Plehrave Kimike dhe Pesticideve .......................................... 79 C.3.2. Ujërat e Zeza ................................................................................................ 80 C.3.3. Probleme me Origjinë Industriale ............................................................. 80 C.3.4. Ndikimi Negativ i Turizmit ........................................................................ 80 3.2. Kuadri Teorik i Modelit ..................................................................................... 82 3.2.1. Ekuacione Hidrodinamike dhe të Transportit .............................................. 82 3.2.2. Ekuacioni 2D i Adveksion-Shpërhapjes së Përbërësit të Cilësisë së Ujit...86

3.2. Përmbledhje e Ekuacioneve ............................................................................... 86 3.3. Funksione Ndihmëse........................................................................................... 87 3.3.1. Trysnia e Shkaktuar nga Era .........................................................................87 3.3.1.1. Trysnia Viskoze Shtjellore në Sipërfaqe ............................................. 87 3.3.1.2. Trysnia Viskoze Shtjellore në Anën e Poshtme .................................. 90 3.3.1.3. Trysnia Viskoze Shtjellore Vertikale ................................................... 90 3.3.1.4.Trysnia Viskoze Shtjellore Gjatësore ................................................... 93 3.3.2.Shkëmbimi i nxehtësisë ................................................................................. 93 3.3.2.1. Shkëmbimi i Nxehtësisë në Sipërfaqe .................................................. 93 3.3.2.2. Shkëmbimi i Nxehtësisë së Sedimentit ................................................. 96

3

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

3.3.3. Dendësia e Ujit .............................................................................................. 96 3.4. Termi Prurje/largime në Ekuacionin e Cilësisë së Ujit ................................... 97 3.4.1. Lëndë të Ngurta në Gjendje Pezullie ........................................................ 100 3.4.2. Lëndë të Ngurta Totale të Tretura ose Kripësia ..................................... 100 3.4.3. Lëndë Organike e Tretur e Paqëndrueshme ........................................... 101 3.4.4. Lëndë Organike e Tretur e Qëndrueshme ............................................... 101 3.4.5. Pjesëza Lënde Organike të Paqëndrueshme ............................................ 102 3.4.6. Pjesëza Lënde Organike të Qëndrueshme ............................................... 103 3.4.7. Kërkesa Biokimike për Oksigjenin e Karbonuar (CBOD) .................... 103 3.4.8. Algat............................................................................................................. 104 3.4. Epifitoni .......................................................................................................... 108 3.4. Makrofitet ...................................................................................................... 111 3.4.10.1. Modelimi i Forcës së Fërkimit .......................................................... 112 3.4.10.2. Modelimi i Porozitetit ........................................................................ 113 3.4.11. Zooplanktoni ............................................................................................. 115 3.4.12. Oksigjeni i Tretur ..................................................................................... 116 3.4.13. Fosfori ........................................................................................................ 118 3.4.14. Ammoniumi .............................................................................................. 120 3.4.15. Nitrate-Nitrite ........................................................................................... 122 3.4.16. Sedimentet ................................................................................................. 123 3.5. Përshkrim i Përgjithshëm i Modelit CE-QUAL-W2 ..................................... 125 3.5.1. Terminologjia e Përdorur në Modelin CE-QUAL-W2 ......................... 125 4.

REZULTATET, DISKUTIMI DHE INTERPRETIMI I TYRE ................ 126

4

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

4.1 Zbatimi i Modelit CE-QUAL-W2 ................................................................... 126 4.1.1. Të Dhëna Bathimetrike dhe Rrjeta Kompjuterike ................................. 127 4.1.2. Kushtet Kufitare dhe Fillestare ................................................................ 127 4.1.2.1. Kushtet Kufitare Hidrike dhe Termike ............................................. 128 4.1.2.2. Grumbullimi i të Dhënave të Cilësisë së Ujit dhe Analizat Laboratorike ..................................................................................................... 128 4.1.2.3. Kushtet fillestare .................................................................................. 130 4.1.2.4. Parametrat e Modelit .......................................................................... 131 4.1.2.5. Përpunimi dhe Analiza Statistikore e të Dhënave ............................ 135 4.2. Kalibrimi i Modelit CE-QUAL-W2 për tre Liqenet ..................................... 136 4.2.1. Bilanci ujor.................................................................................................. 139 4.2.1.1. Liqeni i Prespës .................................................................................... 140 4.2.1.2. Liqeni i Ohrit ....................................................................................... 141 4.2.1.3. Liqeni i Shkodrës ................................................................................. 141 4.2.2. Temperatura e Ujit..................................................................................... 142 4.2.2.1. Liqeni i Prespës .................................................................................... 143 4.2.2.2. Liqeni i Ohrit ....................................................................................... 144 4.2.2.3. Liqeni i Shkodrës ................................................................................. 144 4.2.3. Oksigjeni i Tretur ....................................................................................... 145 4.2.3.1. Liqeni i Prespës .................................................................................... 147 4.2.3.2. Liqeni i Ohrit ....................................................................................... 148 4.2.3.3. Liqeni i Shkodrës ................................................................................. 149 4.2.4. Algat............................................................................................................. 151 4.2.4.1. Liqeni i Prespës .................................................................................... 151

5

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

4.2.4.2. Liqeni i Ohrit ....................................................................................... 153 4.2.4.3. Liqeni i Shkodrës ................................................................................. 154 4.2.5.Nutrientët ..................................................................................................... 155 4.2.5.1. Liqeni i Prespës .................................................................................... 156 4.2.5.2. Liqeni i Ohrit ....................................................................................... 158 4.2.5.3. Liqeni i Shkodrës ................................................................................. 160 4.3. Vlerësimi i Modelit ........................................................................................... 161 4.3.1. Liqeni i Prespës........................................................................................... 164 4.3.2. Liqeni i Ohrit .............................................................................................. 166 4.3.3. Liqeni i Shkodrës........................................................................................ 167 4.4. Analiza e Ndjeshmërisë .................................................................................... 168 5. PËRFUNDIME .................................................................................................... 173 LITERATURA ......................................................................................................... 175 PËRMBLEDHJE ..................................................................................................... 188 SUMMARY .............................................................................................................. 196 CURRICULUM VITAE.......................................................................................... 202

6

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Tabelat Tabela 1. Nivelet mujore minimale, maksimale dhe mesatare në Liqenin e Shkodrës( delta e lumit Moraça) gjatëperiudhës 1950 - 1984................................ 54 Tabela 2. Sipërfaqja dhe vëllimi i ujit për nivele të ndryshme të ujit në Liqenin e Shkodrës, Virpazar (Mali i zi; periudha: 1950 - 1984) ........................................... 56 Tabela 3. Bilanci ujor për Liqenin e Shkodrës (109 m3 vit-1) ................................. 59 Tabela 4. Temperatura e ujit të Liqenit të Shkodrës në 0C (periudha e monitorimit: 1952 – 1970........................................................................................... 59 Tabela 5. Prodhimi vjetor i mbeturinave të ngurta në Rajonin e Shkodrës, 2004 ...................................................................................................................................... 62 Tabela 6. Vlera e reshjeve (në mm) të matura në disa stacione meteorologjike .. 69 Tabela 7. Temperatura e ajrit (në 0C) për stacionet meteorologjike Pusteci (Shqipëri) dhe Koyla (Greeqi) .................................................................................. 69 Tabela 8. Vlera mesatare mujore e evapotranspirimit (në mm) për stacionet meteorologjike Pusteci (Shqipëri) dhe Koyla (Greeqi)........................................... 70 Tabela 9. Prurjet (në m3/s) të lumit Devoll ............................................................. 70 Tabela 10. Nivelet e ujit të liqeneve Prespa e Madhe dhe Prespa e Vogël (në m mbi nivelin e detit) ..................................................................................................... 70 Tabela 11. Bilanci ujor (në Mm3) i liqenit Prespa e Madhe, 1976 – 2004 ............. 71 Tabela 12. Bilanci ujor (në Mm3) i liqenit Prespa e Vogël, 1976 – 2004 ............... 71 Tabela 13. Sasia e pesticideve të shpenzuara në bujqësi ........................................ 72 Tabela 14. Sasia e plehrave kimike të shpenzuara në bujqësi ............................... 72 Tabela 15. Karakteristikat e liqenit të Ohrit dhe bilanci i tij ujor ........................ 77 Tabela 16. Ekuacionet hidrodinamike dhe të transportit të mesatarizuar sipas drejtimit anësor .......................................................................................................... 89 Tabela 17. Ndryshoret e gjendjes së cilësisë së ujit në modeli CE-QUAL-W2 .... 98 Tabela 18. Përqendrimet fillestare të treguesve të përdorur për kalibrimin dhe vlerësimin e modelit në liqenin e Prespës, Shkodrës dhe Ohrit.......................... 130

7

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Tabela 19. Parametra të përdorur për liqenin e Prespës, Ohrit dhe Shkodrës . 131 Tabela 20. Përmbledhje e statistikës së të dhënave për kalibrimin e tre liqeneve .................................................................................................................................... 138 Tabela 21. Përmbledhje e rezultateve të regresionit linear ndërmjet të dhënave të matura dhe atyre të modeluara .............................................................................. 138 Tabela 22. Përmbledhje e statistikës së të dhënave për vlerësimin e tre liqeneve .................................................................................................................................... 162 Tabela 23. Përmbledhje e rezultateve të regresionit linear gjatë vlerësimit të modelit ....................................................................................................................... 163 Tabela 24. Analiza ndjeshmërisë për tre liqenet, ndryshesa në përqindje nga vlera e kalibruar e përbërësve ................................................................................ 171

8

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Figurat Figura 1 Liqeni i shkodrës ........................................................................................ 53 Figura 2 Thellësia e Liqenit të Shkodrës ................................................................. 55 Figura 3. Ndryshesat në nvelin e ujit në Lumin Drin dhe në atë Buna, pak përpara pikës së takimit të tyre ................................................................................ 57 Figura 4. Liqenet e Prespës ....................................................................................... 68 Figura 5. Liqeni i Ohrit ............................................................................................. 76 Figura 6. Flukset e brendshme ndërmjet algave dhe përbërësve të tjerë (Cole and Wells, 2015)............................................................................................................... 105 Figura 7. Flukset e brendshme ndërmjet oksigjenit të tretur dhe përbërësve të tjerë (Cole and Wells, 2015) .................................................................................... 116 Figura 8. Flukset e brendshme ndërmjet fosforit dhe përbërësve të tjerë (Cole and Wells, 2015) ....................................................................................................... 119 Figura 9. Flukset e brendshme ndërmjet ammoniumit dhe përbërësve tëtjerë (Cole and Wells, 2015) ............................................................................................. 120 Figura 10. Flukset e brendshme ndërmjet nitrate-nitriteve dhe përbërësve të tjerë (Cole and Wells, 2015) ………………………………………………………… 120 Figura 11. Flukset e brendshme ndërmjet sedimentit dhe përbërësve të tjerë sipas metodës së rendit zero të shpërbërjes (Cole and Wells, 2015) .................. 123 Figura 12 Flukset e brendshme ndërmjet sedimentit dhe përbërësve të tjerë sipas metodës së rendit të parë të shpërbërjes (Cole and Wells, 2015) .............. 124 Figura 13. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore në Liqenin e Prespës ................................................. 140 Figura 14. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore në Liqenin e Ohrit ..................................................... 141 Figura 15. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore në Liqenin e Shkodrës............................................... 142 Figura 16. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për temperaturën në Liqenin e Prespës ....................................................................... 143

9

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Figura 17. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për temperaturën në Liqenin e Ohrit .......................................................................... 144 Figura 18. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për temperaturën në Liqenin e Shkodrës .................................................................... 145 Figura 19. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për oksigjenin e tretur (OT) në Liqenin e Prespës ...................................................... 148 Figura 20. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për oksigjenin e tretur (OT) në Liqenin e Ohrit .......................................................... 149 Figura 21. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për oksigjenin e tretur (OT) në Liqenin e Shkodrës ................................................... 150 Figura 22. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për (Chl a) chlorophyll a në liqenin e Prespës ............................................................. 152 Figura 23. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për chlorophyll a (Chl a) në Liqenin e Ohrit ............................................................... 154 Figura 24. Krahasimi ndբ rmjet vlerave të simuluara dhe atyre tբ matura për chlorophyll a (Chl a) në Liqenin e Shkodrës ......................................................... 155 Figura 25. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për azotin total (AT) në Liqenin e Prespës .................................................................. 157 Figura 26. Krahasimi ndëmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për fosforin total (FT) në Liqenin e Prespës ............................................................... 158 Figura 27. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për azotin total (AT) në Liqenin e Ohrit ..................................................................... 159 Figura 28. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për fosforin total në Liqenin e Ohrit ............................................................................ 160 Figura 29. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për azotin total (AT) në Liqenin e Shkodrës ............................................................... 161 Figura 30. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për fosforin total në Liqenin e Shkodrës ..................................................................... 162

10

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

1. HYRJE Ky seksion i Doktoratës argumenton rëndësinë e ndërmarrjes së studimit; përvijon thelbin e Doktoratës dhe shtysat për ndërmarrjen e këtij studimi; shpjegon përse ky studim është i rëndësishëm/i kohës, evidenton problemet të cilëve u adresohet ky studim i Doktoratës, justifikon rëndësinë e tij dhe së fundi, jepet qëllimin dhe objektivat e Doktoratës.

1.1.

Inxhinieria dhe Cilësia e Ujit

Inxhinierët dhe veçanërisht ata të ndërtimit, kanë qenë kontribuesit kryesorë në fushën e modelimit të cilësisë së ujit. Një gjë e tillë mund të duket e habitshme, duke pasur parasysh se veprimtaria e inxhinierëve të ndërtimit është e lidhur me fusha të tilla si projektimi i strukturave dhe me transportin. Secili nga ne do të priste që shkencëtarë të tjerë si kimistë, biologë dhe ekologë të ishin në ballë të kësaj fushe. Më tej, disiplina shkencore të tilla si inxhinieria kimike mund të shihet si më e natyrshme që ka lidhje me mjedisin. Arsyeja për një përfshirje të gjerë të inxhinierisë së ndërtimit qëndron brenda kontekstit historik të problemit, që është se janë inxhinierët e ndërtimit të parët që e drejtuan vëmendjen e tyre ndaj problemeve të mjedisit. Në fillim, ishin dy lloje inxhinierish: inxhinieri ushtarake dhe inxhinieri civile. Siç nënkupton vet termi ushtarake, inxhinierët ushtarakë ishin të lidhur me teknologjinë e luftës, d.m.th. ata ndërtonin fortifikime, mjete lundrimi dhe armë. Të gjitha aktivitetet e tjera teknologjike, si p.sh. rrugët dhe ndërtimi i ndërtesave, në përgjithësi, shtrihen në mbretërinë e jetës civile. Që në hapat e para të revolucionit industrial, filluan të zhvillohen teknologji të reja dhe u bënë të nevojshme aftësitë e specializuara inxhinierike. Kështu, disiplina shkencore të tilla si inxhinieria elektrike, mekanike dhe kimike u maturuan dhe u ndanë nga inxhinieria e ndërtimit. Nga fillimi i shekullit të 20-të, inxhinierët e ndërtimit ishin përgjegjës kryesisht për ndërtimin e ndërtesave, sistemeve të transportit dhe projekteve të punëve kryesore publike të tilla si digat dhe ujësjellësit. Të stimuluar nga shqetësimi se pathogjenet me origjinë ujore ishin një nga shkaqet kryesore të sëmundjeve, inxhinierët e ndërtimit, në vitet e fundit të shekullit 19-të, filluan projektimin e sistemeve të ujit të pijshëm dhe të ujërave të zeza. Për rrjedhojë, inxhinierët e ndërtimit u përfshinë në ndërtimin e 11

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

impianteve të trajtimit të ujit, rrjetit shpërndarjes dhe sistemit të grumbullimit të ujërave të zeza. Realizimi i këtyre projekteve u krye sepse qëllimi i përdorimit të tyre ishte përcaktuar mirë. Qëllimi ishte shpërndarja e një sasie të nevojshme të uji të pijshëm tek popullsia urbane dhe largimin në mënyrë të sigurt të mbeturinave të prodhuara prej saj. Ndërkaq, problemi se çfarë duhet të bëheshe me këto mbeturina, ishte një propozim me dy kuptime. Së pari, bashkitë shkarkonin mbetjet direkte në ujëra të rrjedhshme. U vu re menjëherë se një veprim i tillë do t‟i shndërronte përfundimisht lumenjtë, liqenet dhe deltat në gjirize të mëdhenj. Kështu, filluan të ndërtoheshin impiante të trajtimit të ujërave të zeza. Ndërkaq, shpejt u pa se trajtimi duhet të përbëhej nga trajtimi i thjeshtë i sedimentit deri tek trajtimi i kushtueshëm fiziko/kimik. Në raste ekstreme, këto të fundit mundet aktualisht të rezultojnë në një rrjedhje që është më e pacenuar sesa ujërat e shkarkimit. Është e qartë, të dy ekstremet ishin të papranueshme. Për rrjedhojë, duhet të projektoheshe ndërtimin e disa veprave që të mund të mbronin jo vetëm në mënyrë të përshtatshme, por edhe në mënyrë ekonomike mjedisin. Kështu, u vendos që trajtimi i mbeturinave duhet të bazohet në prodhimin e rrjedhjeve që jep një nivel të pranueshëm të cilësisë së ujit në ujërat e shkarkimit. Ndërkaq, për përcaktimin e këtij niveli trajtimi të pranueshëm, ishte e nevojshme të përcaktoheshe cilësia e ujit si funksion i ngarkesave të mbeturinave. Për rrjedhojë, duhet të vendoseshe një lidhje ndërmjet ngarkesës së mbeturinave me përqendrimin rezultant c në trupin ujor. Për rrjedhojë, inxhinierët e ndërtimit filluan, për këtë qëllim, të ndërtonin modele matematikore(Wang et al. 2004; Obropta et al., 2008; Cao and Zhang, 2006). Sot, menaxhimi i cilësisë së ujit është zhvilluar përtej problemit të burimit pikësor urban, ku përfshihen shumë lloje të tjera ndotjeje. Përveç ujërave të zeza, ne tani kemi të bëjmë me burime të tjera pikësore siç mund të jenë p.sh. mbeturinat industriale, gjithashtu, me inpute jo pikësore si p.sh. runoff-i bujqësor. Sidoqoftë, një model i cilësisë së ujit siguron një lidhje thelbësore nëpërmjet vlerësimit të përqendrimit si një funksion të ngarkesës.

1.2. Prodhimi i Lëndës Organike në një Ekosistem Ujor Me ekosistem (ose sistem ekologjik) kuptojmë tërësinë e lidhjeve (marrëdhënieve) që ekzistojnë ndërmjet komuniteteve biologjike dhe mjedisit fizik në të cilin ato jetojnë. Në studimin e ekosistemit, themelore është njohja e 12

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

ciklit të prodhimin të lëndës organike dhe të shndërrimit të energjisë. Përbërësit kryesorë të lëndës së gjallë (C, N, P, etj.) kryejnë cikle biogjeokimike mjaft të ndërlikuara. Ato futen në botën e gjallë nga bimët autotrofe nëpërmjet prodhimtarisë së parë. Më pas, elementët kimikë kalojnë në zinxhirin (”vargun”) ushqimor të përbërë nga një seri hallkash (”unazash”) që përfaqësojnë kafshët e kategorive të ndryshme (herbivorë, karnivorë të rendit të I, të rendit të II etj.). Kafshët quhen ndryshe konsumatorë. Cikli përfundon me kthimin e këtyre elementëve në formën e lëndëve inorganike. Ky proces, që njihet edhe me emrin rigjenerim, kryhet nga një kategori të tretë organizmash të quajtur shpërbërës ose dekompozues. Këto organizma janë bakteret. Cikli i lëndës dhe i energjisë fillon me procesin e prodhimtarisë primare. Në sajë të këtij procesi, lëndët inorganike që ndodhen në ujin e sistemit ujor shndërrohen në lëndë organike. Ky shndërrim kryhet pothuajse tërësisht nga aktiviteti fotosintetik i organizmave bimore. Në sasira shumë të vogla lënda organike mund të prodhohet edhe nëpërmjet procesit të kimiosintezës që realizohet nga disa baktere. Lëndët e para që u nënshtrohen shndërrimeve janë uji, dyoksidi i karbonit dhe një sërë kripërash minerale që ndodhen në formën e joneve. Në këto të fundit më të rëndësishme janë nitratet dhe fosfatet. Bimët e pasura me klorofil përdorin për këtë proces energjinë e rrezatimit diellor. Për rrjedhojë, fotosinteza kryhet vetëm në shtresën eufotike, d.m.th. atje ku drita ndodhet në sasi të mjaftueshme. Kjo shtresë ka një trashësi mesatare rreth 100 m. Trashësia ndryshon në varësi të ciklit ditor, ciklit stinor dhe zonës gjeografike. Fotosinteza nuk kryhet në mënyrë të njëtrajtshme në të gjithë zonën eufotike. Ajo rritet me rritjen e intensitetit të dritës, deri në kufirin e ngopjes. Rritja e mëtejshme e intensitetit nuk pasohet me rritje të fotosintezës. Intensiteti i prodhimtarisë, që mund të matet me mënyra të ndryshme, zakonisht shprehet me masën e karbonit të fiksuar (g C) në përbërësit organik të një sasie të dhënë uji (sipërfaqe, vëllimi) për njësi kohe. P.sh ajo shprehet g C m-2 në ditë ose g C m-3 në ditë. Lënda organike e prodhuar nga bimët (fitoplanktoni dhe bimët bentonike) dhe nga bakteret fotosintetike e kimiosintetizuese përdoret nga kafshët barngrënëse për të formuar indet shtazore. Kësaj dukuri i jepet emri prodhimtari sekondare. Kafshët barngrënëse konsumohen nga seria e parë e kafshëve mishngrënëse, që nga ana e tyre konsumohen nga kafshë të tjera grabitqare dhe kështu me radhë. Kemi kështu, një seri me nivele trofike ose i ashtuquajtur varg ushqimor.

13

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Procesi nuk është aq i thjeshtë, pasi hallkat e vargut ushqimor mund të lidhen në mënyra të ndryshme ndërmjet tyre dhe formojnë kështu, rrjetën ushqimore. Pra, duhet kuptuar që jo secili nivel trofik i rrjetës ushqimore shfrytëzohet nga kafshët e nivelit pasues. Kemi të bëjmë kështu, me humbje të materialit organik të shkaktuar për arsye të ndryshme p.sh., nga ngordhja e organizmave (që i nënshtrohet shpërbërjes nga veprimtaria e baktereve). Po ashtu, jo i gjithë materiali i ngrënë i nënshtrohet asimilimit. Ai pjesërisht eliminohet në formën e feçeve, por edhe materiali i asimiluar jo i gjithë shfrytëzohet për të formuar lëndën e re organike. Pjesërisht ai shpërbëhet nga proceset katabolike. Efektiviteti i transportit të lëndës organike nga një nivel trofik në një tjetër është shumë i ndryshëm, por në përgjithësi, njehsohet që për të formuar 10 g ind shtazor nevojitet 100 g lëndë ushqimore. Ndërkaq, nëse shprehim shpërndarjen e biomasës së organizmave të vargut ushqimor, ajo paraqitet në formën e piramidës ushqimore. Baza e piramidës përfaqësohet nga bimët, ndërsa shkallët pasuese nga kafshët e niveleve të ndryshme trofike. Shkalla pasuese është dhjetë herë më e vogël se pararendësja. Në ciklin e veprimtarisë prodhuese të detit është e nevojshme të merret parasysh lidhja që ekziston ndërmjet bimëve dhe kafshëve. Në mënyrë të veçantë, duhet pasur parasysh se biomasa vegjetale është e lidhur ngushtë me kafshët barngrënëse. Ndërkaq, procesi i prodhimtarisë primare është në baraspeshë me atë të prodhimtarisë sekondare. Në fakt, kur prodhimtaria primare d.m.th. ushqimi i kafshëve barngrënëse është i bollshëm, rritet ne mënyrë të ndjeshme numri i këtyre kafshëve, që nga ana e tyre ngadalësojnë procesin e veprimtarisë primare. Duke u pakësuar veprimtaria primare, pakësohet ushqimi i kafshëve barngrënëse, pra edhe numri i tyre. Pakësimi i tyre bën që të rritet përsëri sasia e bimëve dhe kështu më radhë. Luhatje të tilla vërehen edhe në rrjetën ushqimore. Për një periudhë të gjatë kohe, këto luhatje tentojnë të stabilizohen rreth një vlerë mesatare të një zone të caktuar. Ky prodhim përcaktohet nga një tërësi faktorësh veprues. Nëse ndryshojnë faktorët ekologjikë, ndryshojnë edhe vlerat e prodhimit. Pasojë e kësaj dukurie, e cila lidhet me ciklin stinor, shprehet në bollshmërinë e fitoplanktonit dhe zooplanktonit në një zonë të caktuar. Kur fitoplanktoni ndodhet në shumicë, zooplanktoni barngrënës është i pakët në numër, ndërsa kur shtohet zooplanktoni ndodh pakësimi i fitoplanktonit. Ky alterim varet nga konsumi i fitoplanktonit, por edhe nga shpejtësitë e ndryshme që kanë për shumim ky i fundit dhe zooplanktoni.

14

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Fitoplanktoni shumohet më shpejtë se zooplanktoni. Ekziston një hipotezë tjetër që shpreh lidhjen indirekte ndërmjet sasisë së fitoplanktonit dhe zooplanktonit. Sipas kësaj hipoteze, të quajtur përjashtim i kafshëve, fitoplanktoni prodhon lënda që kanë efekt shtypës ndaj organizmave shtazorë. Një dukuri të ngjashme vërehet edhe në lidhjet ndërmjet peshqve pelagjikë dhe fitoplanktonit.

1.3. Kimia e Ujit të Liqeneve Uji, në sajë të strukturës së molekulave të tij dhe të vetive të tij elektrike, është mjaft i përshtatshëm të mbajë në gjendje tretësire shumë përbërës. Në fakt, pjesa më e madhe e lëndëve organike, madje edhe gazet, mund të treten në ujë. Vetitë e përbërësve të ndryshëm të tretur mund t‟i shkaktojnë ndryshime të thella karakteristikave të ujit (p.sh. viskozitetit). Uji, në sajë të vetive të mira si tretës i përbërësve të natyrave të ndryshme, nuk paraqitet kurrë si H2O i pastër, por përmban gjithmonë një numër lëndësh të tretura në sasi të ndryshme. Natyra e territorit, klima dhe ndryshimet natyrore ose artificiale (të kryera nga njeriu) në pellgun ujëmbledhës, kushtëzojnë njëfarë ndryshueshmërie në cilësinë dhe sasinë e lëndëve kimike të tretura. Ndërveprimi i vazhdueshëm i të gjithë këtyre faktorëve, bën që ujërat liqenore të mos konsiderohen kimikisht të qëndrueshëm.

a.

Përbërësit Kimikë

Kloruret përfaqësojnë kripërat që karakterizojnë ujin e detit, ndërsa bikarbonatet dhe karbonatet janë ato që luajnë këtë rol në ujërat e ëmbla. Prej këtyre, bikarbonati i kalciumit është përbërësi që mbizotëron mbi të gjithë kripërat e tjera. Prej këtej, kuptohet rëndësia e njohjes së përqindjes së karbonateve në tërësinë e kripërave të një uji të caktuar. Ai përfaqëson burimin e pazëvendësueshëm të karbonit për organizmat bimorë që luajnë rolin e prodhuesit primar.

b.

Oksigjeni

Oksigjeni është elementi, që nga pikëpamja kimike është me shumicë në ujë. Kjo është kaq e vërtetë sa ai hyn në përbërjen e vet molekulës së ujit. Megjithatë, duke folur për oksigjenin e ujit, gjithmonë referimi bëhet me oksigjenin molekular (d.m.th të gaztë) që ndodhet i tretur. Oksigjeni në këtë

15

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

formë mund të shfrytëzohet nga organizmat ujore gjatë procesit të frymëmarrjes. Komunitetet që jetojnë në hidrosferë janë të mbrojtura nga ndryshimet e mëdha të temperaturës. Ndryshe qëndron problemi për sa i përket oksigjenit. Mund të pohohet se organizmat ujore kanë përdorur një pjesë të mirë të evolucionit të tyre për të perfeksionuar artin e furnizimit me oksigjen. Dy janë burimet e oksigjenit të tretur në ujë: atmosfera dhe procesi i fotosintezës së bimëve që jetojnë në ujë. Oksigjeni i tretur mund të rikthehet në atmosferë ose mund të përdoret në proceset e frymëmarrjes të të gjitha organizmat ujore si edhe në proceset oksiduese thjesht kimike. Burimi i parë i furnizimit me oksigjen thjesht fizik, rregullohet me ligjet e shpërhapjes së gazeve në lëngje. Sipas këtyre ligjeve, sasia e oksigjenit që tretet në një vëllim të dhënë uji është në raport të ndërsjellë me temperaturën dhe në raport të drejtë me trysninë e pjesshme të oksigjenit dhe atë hidrostatike. Megjithatë, duhet theksuar se koeficienti i shpërhapjes, d.m.th. shpejtësia me të cilën molekulat e oksigjenit hyjnë në masën e ujit nga sipërfaqja dhe prej këtej në thellësi, është shumë e ulët. Nga kjo del se shpërhapja është një proces jo shumë i theksuar për përhapjen vertikale të oksigjenit në shtresat e thella të liqenit. Shpërndarja vertikale e oksigjenit në një liqen kryhet sidomos në sajë të lëvizjes së ujit të tij nën veprimin e erës. Sasia e oksigjenit që mund të tretet në ujin e një liqeni arrin një vlerë maksimale, që quhet ngopje në varësi të disa faktorëve si: temperatura e ujit në shtresën e dhënë; lartësia e liqenit mbi nivelin e detit, lagështia e ajrit dhe thellësia e shtresës së ujit. Në një liqen, në periudha të ndryshme të vitit, përqendrimi i oksigjenit në shtresa të ndryshme është i ndryshëm. Për ta shpjeguar mirë këtë dukuri po marrim si shembull një liqen të gjerësive tona gjeografike. Në fillim të pranverës, kur liqeni është në gjendje izotermike d.m.th. në qarkullim të plotë, do të ketë një shpërndarje të oksigjenit të barabartë në të gjitha shtresat me një vlerë afër asaj të ngopjes. Meqë temperatura në këtë periudhë është afër vlerës minimale dhe se tretja e oksigjenit është më e madhe, në ujërat më të ftohta do të ketë vlera të përqendrimit të oksigjenit mjaft të mëdha. Sapo fillon shtresëzimi termik, shtresat e thella ngelen të izoluara nga sipërfaqja e liqenit. Në këtë mënyrë, ndërpritet çdo mundësi shkëmbimi me ujërat sipërfaqësore dhe për rrjedhojë, çdo sjellje e oksigjenit në shtresën hipolimnike. Që nga ky moment fillon mosshpërndarja e barabartë e oksigjenit në shtresat e ujit, karakteristikë kjo për ujërat termikisht të shtresëzuar.

16

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Në epilimnion, ky gaz, për shkak të furnizimeve nga atmosfera dhe fotosintezës algale, do të ketë një tejngopje. Në hipolimnion, mosfurnizimi me oksigjen, konsumi i tij nga frymëmarrja dhe kafshëve dhe shpërbërja bakteriale e lëndëve organike si edhe nga proceset oksiduese, shkaktojnë një zvogëlim të oksigjenit që në disa raste arrin deri në zhdukjen tërësisht të këtij elementi. Nga sa thamë më lart del e qartë se çfarë rëndësi kanë dukuritë stinore të qarkullimit të ujit, për të furnizuar me oksigjen ujin në thellësi. Shpenzimi i oksigjenit në epilimnion gjatë shtresëzimit veror, mund të lëkundet shumë në zona të ndryshme dhe në tipe të ndryshme liqenesh. Na fakt, nëse liqeni është shumë prodhues dhe ka në ujë dhe mbi fundin e tij sasi të madhe lëndë organike, që do të zbërthehet nga bakteret, shpenzimi i oksigjenit do të jetë mjaft i madh. Në këto liqene prodhuesish të mëdhenj, që më sipër u quajtën eutrofë, shtresat më të thella në fund të verës paraqiten krejtësisht pa oksigjen. Në liqenet pak prodhues ose oligotrofe, shpenzimi i oksigjenit në ujërat hipolimnike do të jetë më i pakët. Në fund të verës ose në fillimin e vjeshtës, vërehen vlerat më të vogla të oksigjenit në hipolimnion. Me përparimin e vjeshtës, fillon ftohja dhe oksigjeni atmosferik ka përsëri mundësi të furnizojë me oksigjen shtresat e ujit gjithnjë e më të thella. Furnizimi do të jetë i plotë kur të arrijë izoterma e plotë. Cikli i përshkruar paraqet një skematizim të asaj që ndodh me të vërtetë në liqen.

c.

Dyoksidi i Karbonit

Edhe për dyoksidin e karbonit, ashtu si edhe për oksigjenin, ekzistojnë të njëjtat mekanizma dhe ligje që rregullojnë shkëmbimin e dyoksidit të karbonit me atmosferën. Duhet theksuar se ky gaz ndodhet në atmosferë me një përqendrim shumë të vogël, rreth 0. 036% të vëllimit të ajrit. Burimi kryesor i furnizimit me dyoksid karboni është shiu. Shiu, pasi pasurohet me këtë përbërës, gjatë kalimit në atmosferë, bie në sipërfaqen e liqenit ose mbrin në rrjetin hidrografik të pellgut ujëmbledhës. Ky shi, duke depërtuar në tokë, bie në kontakt me përzierjet gazore që ajo përmban dhe që janë shumë të pasura me këtë gaz. Ndërmjet burimeve të dyoksidit të karbonit mund të përmendim frymëmarrjen e organizmave që jetojnë në liqen si edhe fermentimin anaerob që kryhet në të. Dyoksidi i karbonit i tretur në ujë, tenton të bashkohet me ujin për të formuar një acid të dobët: acidin karbonik. Ky i fundit, formon me lehtësi kripëra të tilla si bikarbonatet dhe karbonatet e kalciumit dhe magnezit. Aftësia 17

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

e dyoksidit të karbonit për t‟u kombinuar me ujin dhe për të dhënë një acid është një fakt me rëndësi shumë të madhe. Në fakt, karbonati i kalciumit është pak i tretshëm në ujë pa dyoksid karboni por, nëse ky ekziston, shfaqen kryesisht dy dukuri: tretshmëria e karbonatit dhe të bikarbonatit dhe rritja e sasisë së dyoksidit të karbonit të tretur. Dyoksidi i karbonit i nevojshëm për organizmat bimore për të kryer funksionin klorofilian thithet nga mjedisi ujor në formën e bikarbonatit të kalciumit dhe të magneziumit. d.

pH

Për shkak të pranisë së bikarbonateve, pH i ujërave të liqeneve është alkalin (pH > 7). Organizmat e gjalla u janë përshtatur vlerave të caktuara të pH. Ndryshimet e këtyre vlerave shoqërohen me ndryshime të mëdha në përbërjen e organizmave të gjalla. Qeniet e gjalla janë në gjendje të durojnë vetëm luhatje deri në disa të dhjeta të njësisë së pH në lëngjet e tyre të brendshme. Vlera të ulëta të pH (ndërmjet vlerave 4 dhe 5) mund të takohen në ujëra të pasura me lëndë organike acide dhe të varfër me kripëra të kalciumit dhe të magnezit. Kalciumi dhe magnezi luajnë rol përcaktues për organizmat që jetojnë në mjedise me ujëra të ëmbla. Këto elemente kimike hyjnë si thelbësorë në metabolizmin e të gjitha organizmave ujore. Në fakt, karbonati i kalciumit, përveç se është përbërës kryesor në guaskën e molusqeve, në skeletin kockor të peshqve, thithet fort nga organizmat bimorë. Ndërkaq, magnezi hyn si përbërës i molekulës së klorofilës. Pothuajse është demonstruar sesa më e madhe të jetë sasia e kalciumit dhe magnezit, aq më e madhe është prodhimtaria e tij.

e.

Fosfori dhe Azoti

Fosfori. Ndërmjet gjithë elementëve kimikë të rëndësishëm për organizmat e gjalla, fosfori zë një nga vendet e para. Shpesh ai mund të konsiderohet një faktor kufizues i rritjes. Në organizmat e gjalla dhe mbulesat e tyre ai ndodhet më me shumicë sesa në botën inorganike. Ka shumë mundësi që fosfori hyn në ciklet biologjike në formën e përbërësve të tillë të oksiduar si ortofosfatet dhe derivatet e tij. Edhe për këtë element, ashtu sikurse për të tjerët, që merren direkt nga organizmat, ekziston një formë e veçantë kimike që e bën të përvetësueshëm. Më sipër pamë p.sh. që

18

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

dyoksidi përvetësohet në formën e bikarbonatit. Në mjedisin ujor dhe në sedimente ekzistojnë dy forma kryesore të fosforit: fosfor i tretshëm d.m.th. ortofosfori inorganik i tretur dhe fosfori organik i tretur ose i lidhur me pjesëzat organike në gjendje pezullie, ose me detritin e fundit. Këto dy forma të fosforit ndodhen ndërmjet tyre në raportin 12:88, d.m.th. me mbizotërim të fosforit organik. Sasia e fosfateve në sipërfaqen e liqeneve luhatet nga 0 deri 20 mg l-1 dhe rritet në mënyrë të dukshme deri në 80 mg l-1, në thellësinë e tyre. Azoti. Ky element futet në liqen kryesisht me anën e shiut në formën e azotit nitrik dhe amoniakal. Njehsimet e bëra kanë nxjerrë se shiu sjell gjatë një vit 7 kg ha-1, një sasi kjo e vlerësueshme. Burime të tjera azoti për ujin e liqenit janë uji nga drenimi i pellgut ujëmbledhës, i cili tret dhe çon në liqen përbërës të tretshëm organik dhe inorganik që ndodhen, sidomos në toka të pasura me humus. Përbërësit inorganik të azotit përdoren nga bimët për të ndërtuar molekulat e proteinave. Këta formojnë një pjesë të strukturës së tyre dhe shërbejnë si burim për botën shtazore. Përbërësit organikë të azotit (proteinat dhe aminoacidet) të pranishme tek bimët dhe kafshët, për t‟u bërë përsëri të përvetësueshëm nga bimët, duhet të kryejnë një cikël shndërrimesh që i redukton në përbërës azotik inorganik si: amoniak (NH4), nitrate (NO3-) dhe nitrite NO2-). Le të shohim shkurtimisht tani etapat kryesore të këtij cikli. Disa lloje bakteresh kanë vetinë të shkëpusin nga molekulat e mëdha proteinike grupet aminë, duke lëshuar në mjedis amoniak. Azoti amoniakal më tej mund të shfrytëzohet nga disa grupe algash, si dintimet. Amoniaku, edhe pse i nënshtrohet këtij përdorimi, është gjithmonë i pranishëm në ujin e liqenit dhe përhapja dhe përqendrimi i tij është një tregues me rëndësi. Grupe të tjera bakteriale që u përkasin Nitrosomonas dhe Nitrosococcus janë të afta të veprojnë si oksidues të parë të amoniakut në nitrite. Këto të fundit, zakonisht janë të pranishme në ujin e një liqeni në sasi të vogla. Ndërkaq, në një grup tjetër Nitrobacterus realizon procesin oksidues përfundimtar, duke shndërruar nitritet në nitrate. Me këto reaksione mbyllet cikli i mineralizimit të azotit organik. Në sajë të këtij cikli ky element bëhet i gatshëm për t‟u përdorur nga bimët e për t‟u futur në zinxhirin ushqimor. Akoma nuk është e qartë se cila prej tre formave të azotit: amonjakale, nitrite dhe nitrate është më e preferueshme nga fitoplanktoni dhe bimët ujore. Në periudhën kur prodhimtaria vegjetale është e ulët, aktiviteti bakterial mund të çojë në një grumbullim të nitrateve.

19

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Sasia e nitrateve në sipërfaqen e liqeneve luhatet nga 1 deri 120 mg l -1 dhe rritet në mënyrë të dukshme deri në 550 mg l-1 me thellësinë e tyre.

f.

Përbërës Organikë

Kur flasim për lëndë organike në gjendje pezullie ose tretësirë të ujit të një liqeni, kuptohet materiali që rrjedh nga mbështjelljet dhe ekskrementet e organizmave planktonike, bentonike dhe nektonike. Nga ana tjetër, nuk duhet haruar sasia e madhe e lëndës organike që vjen përmes mbeturinave urbane dhe aktivitetit industrial dhe blektoralo-bujqësor. Në rastin e parë thuhet se kemi të bëjmë më lëndë organike autoktone, ndërsa në rastin e dytë me lëndë organike aloktone. Diferencimi ka rëndësi, sepse materiali alokton përfaqëson një prurje të jashtme lëndësh që mund të ndikojnë në mënyrë të ndjeshme në ekonominë e liqenit. Mjafton të mendohet se kur shtimi është i madh, si pasojë e aktivitetit bakterial shpërbërës, pakësohet oksigjeni i ujërave të thella dhe rritet përqendrimi i fosfateve dhe azotit inorganik, i cili, duke u vënë në dispozicion të algave bën të ndodhë lulëzimi algal. Le të shohim se çfarë ndodh në kushte normale. Lënda organike sot njehsohet në globalose në rastin më të mirë në grupe të mëdha përbërjes organike. Në këto përbërje organike futen 25 aminoacide, 9 monosaharide, acide yndyrore etj. Midis lëndëve janë nxjerrë në sasi të vogël vitamina sidomos të grupit B. Në bazë të kërkimeve laboratorike është vërtetuar se disa lloje kanë nevojë për një zhvillim normal për praninë në mjedis të vitaminave.

1.4. Popullimet e Ujërave të Liqeneve Në mjedisin ujor organizmat janë të organizuara në zinxhirë ushqimorë. Këtu mund të dallohen prodhuesit, konsumatorët dhe dekompozuesit, të cilët janë të përfaqësuar në mënyra të ndryshme në zona të ndryshme të liqenit. Në liqene dallohen tre grupe kryesore të gjallesave ujore: planktoni, bentosi dhe nektoni. Me plankton kuptojmë tërësinë e organizmave që jetojnë pezull në shtresat e ujit, të paafta për të përballuar me lëvizjet e tyre ato të ujit. Në këtë mënyrë, ato barten në mënyrë pasive nga rrymat dhe lëvizjet e tjera ujore. Organizmat planktonike karakterizohen nga mjaft përshtatshmëri morfologjike dhe fiziologjike, që u sigurojnë atyre aftësinë për të qëndruar pezull në shtresat e ujit. Planktoni përbëhet nga organizma bimorë (fitoplankton) dhe shtazorë 20

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

(zooplankton). Organizmat bimorë, duke qenë autotrofe, përfaqësojnë unazën e parë të zinxhirit ushqimor të një liqeni (prodhuesit). Fitoplanktoni përfaqësohet nga organizma njëqelizore ose koloniale me përmasa të mikronit, që zakonisht quhen alga. Ndryshimet në formë dhe zbukurimet e shumta i bëjnë këto organizma mjaft tërheqëse dhe interesante. Grupet kryesore të tyre janë diatomet, didinoflagjelatët, klorofitet dhe cianofitët. Popullimet fitoplanktonike të liqeneve të ndryshme shpesh janë mjaft të ndryshme dhe kjo ndodh edhe kur kushtet e mjedisit dhe kimia e ujit janë mjaft të ngjashme. Fitoplanktoni i liqeneve të pasur me lëndë ushqyese (liqene eutrofe) është zakonisht i ndryshëm në sasi dhe cilësi (më i pasur) sesa ai i liqeneve të varfër me lëndë ushqyese (oligotrofe). Analiza e strukturës së popullimeve të fitoplanktonit shërben shpesh për të treguar shkallën e ndotjes së një mjedisi liqenor. Vrojtimi i popullatave fitoplanktonike në çfarëdo mjedisi liqenor, në stinë të ndryshme, ka nxjerrë në dukje ndryshimin në dendësi të grupeve të ndryshme. Vërehet se disa grupe algale janë mjaft të ndryshme në disa stinë. Kjobën të kuptohet se kemi të bëjmë me një zëvendësim stinor të popullimeve të ndryshme. Në një liqen me prodhimtari mesatare vërehet një zëvendësim i tillë i popullatave. Duhet theksuar se ky këmbim stinor i fitoplanktoneve vit për vit është më i theksuar për liqenet e mëdhenj dhe të thellë sesa për ato të vegjël. Këta të fundit ndikohen nga ndryshimet klimatike (temperatura, era, shiu, akulli etj.). Zooplanktoni është i përbërë nga një numër i madh organizmash që mund të kalojnë të gjithë jetën në mënyrë pelagjike (holoplankton) ose një pjesë të saj (meroplankton). Në zooplankton janë të përfaqësuar pothuajse të gjitha grupet shtazore. Disa nga organizmat që formojnë zooplanktonin kanë përmasa të mëdha, duke u vëzhguar edhe pa mjete zmadhuese, ndërsa disa të tjera janë aq të vogla sa që është e vështirë të grumbullohen dhe vrojtohen. Në bazë të analizave është vërtetuar se edhe llojet me përmasa të vogla të mikroplantonit luajnë rol të rëndësishëm në hallkat e zinxhirit ushqimor për përcaktimin e vlerave të biomasës dhe të shndërrimit të energjisë. Në zooplanktonet e ujërave të ëmbla janë të përfaqësuar gjerësisht nga tre grupe zoologjike: protozoarët, rotatoriet dhe krustacet. Organizmat planktonike, qofshin ato bimore apo shtazore, nuk janë të shpërndara në mënyrë të njëtrajtshme në liqen, por ndodhen në zona të caktuara e të preferuara prej tyre. Shkaqet e kësaj shpërndarjeje janë të shumta dhe lidhen edhe me faktin që parametrat kimikë dhe fizikë të një mjedisi liqenor nuk janë të njëjta. 21

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Kujtojmë se në një liqen nga sipërfaqja deri në fund ekziston pothuajse një ndryshim i vazhdueshëm i parametrave fizikë dhe kimikë. Nga ana tjetër, të gjithë këta parametra kanë një ndryshim të dukshëm stinor, madje edhe ditënatë. Të gjithë këto përcaktojnë praninë e ndryshimeve dhe dendësinë e popullatave planktonike në thellësi të ndryshme si dhe migracionin vertikal të tyre. Organizmat planktonike bimore janë të detyruara të jetojnë në shtresat më sipërfaqësore, meqë rrezatimi diellor është për to një nevojë absolute për të kryer funksionet e tyre jetësore. Ndërmjet organizmave zooplanktonike, ka të atillë që jetojnë në shtresat sipërfaqësore, disa të tjerë jetojnë poshtë popullimeve fitoplanktonike, ndërsa të tjera mund të jetojnë edhe në thellësi të mëdha. Përveç ndryshimeve fizike dhe kimike të mjedisit, një faktor i rëndësishëm që përcakton shpërndarjen e organizmave shtazore planktonike, është ushqimi. Si rregull, barngrënësit tentojnë të grumbullohen në ato shtresa në të cilat ushqimi është më me shumicë. Nga ana tjetër, kërkimi aktiv i ushqimit dhe nevoja për t‟ju shmangur grabitqarëve, janë shkaqet e migracionit të disa organizmave zooplanktonike. Ato shfaqen në shtresat sipërfaqësore gjatë natës dhe zbresin në shtresat më të thella gjatë ditës. Përbërja e zooplanktonit, ashtu si edhe e fitoplanktonit, nuk paraqet ndryshime vetëm në shpërndarjen në hapësirë, por edhe me ndryshimin e stinëve. Në liqenet e cekëta, kushtet e rritjes për florën bregdetare, e përbërë nga algat ujore makrofite dhe perifitoni, janë më të mira sesa për rritjen e fitoplanktonit. Matjet e prodhimit primar p.sh. në liqenin e Shkodrës tregojnë se intensiteti i fotosintezës nuk përcaktohet nga sasia e fitoplanktonit: ndryshime të shënueshme në sasinë dhe përbërjen në komunitetin e plankton-it nuk ka ndikime të vlerësueshme mbi intensitetin e fotosintezës. Në liqenin e Shkodrës gjenden rreth 64 gjenerata me 310 specie dhe infra specifik taxa të fitoplanktonit. Popullata e fitoplanktonit kryesisht përbëhet nga diatome. Shumica e specieve të gjetura janë kosmopolitane dhe alkalofilike. Ndërmjet diatomeve të liqenit, speciet më të zakonshme janë Cyclotella ocellata dhe Aulacoseira ambigua. Përbërja e vëzhguar e fitoplanktonit është një indikator i mirë i kushteve oligotrofike dhe është një nga parametrat që mund të ekzaminohet nëpërmjet një programi monitorimi. Kushtet oligotrofike mbizotërojnë në liqen në saj të niveleve të ulëta të elementëve ushqyes (P, N) të shkaktuar nga baza gjeologjike e gurëve gëlqerorë. Megjithatë, niveli i ulët i elementëve ushqyes (P, N) të liqenit, në një shkallë të madhe, kompensohet nga faktori morfometrik: për shkak të thellësisë së saj të vogël, shtresa trofogjenike arrin 22

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

deri në fund të liqenit. Kështu, i gjithë furnizimi me elementë ushqyes është i pranueshëm dhe i përdorur. Përveç kësaj, kushtet e favorshme të temperaturës dhe të dritës në liqen gjatë vitit e rrit nivelin e prodhimit në liqen në nivele më të larta se ato normale të vëzhguara në liqene oligotrofike në një zonë klimatike të moderuar. Në sajë të një vegjetacioni makrofite me bollëk në liqen, veçanërisht në pjesën e tij veriore dhe veriperëndimore, ndodh një disproporcion ndërmjet prodhimit primar nga ky vegjetacion dhe nga prodhimi primar nga algat planktonike. Kjo gjë është në saj të faktit se bimët e brigjeve të cekëta përdorin në mënyrë disproporcionale sasira të larta të kripërave të elementëve ushqyes nga uji, duke krijuar kështu, një mjedis oligotrofik për planktonin. Ky fakt, ndërmjet të tjerëve, ndikon në komunitetin e algave planktonike dhe inkurajon dominancën e karakteristikës diatomeve e ujërave oligotrofike. Algat silikate, si një grup algash në liqenin e Shkodrës, janë, gjithashtu, të rëndësishme si bioindikatorë. Ato janë shumë të ndjeshme ndaj ndryshimeve të mjedisit dhe të afta për një përgjigje të shpejtë ndaj këtyre ndryshimeve. Organizmat betamesosaprobike dhe nivel i lartë i formave saprobike (beta-alfa, alfa-beta, alfa) mbizotërojnë mbi nivelin e ulët të formave saprobike.

1.5. Eutrofikimi Me termin eutrofikim nënkuptohet pasurimi i mjediseve ujore me lëndë ushqyese, gjë që nxit një zhvillim intensiv të popullatave të algave dhe, në të njëjtën kohë, krijohen kushte të favorshme për një numër tjetër të madh kafshësh dhe bimësh, pakësim të oksigjenit të tretur dhe ulje të transparencën. Para së gjithash, eutrofikimi kryhet në basenet e mbyllura ujore, si liqenet dhe përbën një proces natyror kur ujërat, me kalimin e kohës, nga një formë oligotrofe (të varfra me lëndë ushqyese) kalojnë në ujëra mezotrofe (mesatarisht të pasura me lëndë ushqyese) dhe në fund në gjendje eutrofe që paraqet një ngopje të masës me lëndë ushqyese. Ndërkaq, procesi në fjalë mund të përshpejtohet nga aktiviteti njerëzor. Në procesin e eutrofikimit të një liqeni ndikojë këta faktorë: karakteristikat gjeografike të zonës ku ndodhet liqeni dhe morfologjia e tij; shtresëzimi termik ose kimik; përzierja e plotë ose e pjesshme në varësi të izotermisë; koha e qëndrimit mesatar të ujit në djepin e tij. Treguesi fizik, që nuk duhet haruar gjatë analizës së eutrofikimit, është koha e qëndrimit të ujit në basenin e liqenit. Koha teorike e ripërtëritjes së ujit të liqenit, që në mjaft raste është e ndryshme nga ajo reale, del thjeshtë nga 23

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

raporti i vëllimit të liqenit me prurjet në të. Në këtë rast duhet venë në dukje se nuk merret në konsideratë shtresëzimi eventual termik ose kimik i ujit, bën që derdhjet të kryhen thjeshtë për llogari të ujërave sipërfaqësore. Përcaktimi i këtij parametri ka rëndësi të madhe për të njehsuar kohën e qëndrimit të një ndotësi në brendësi si edhe shpejtësinë me të cilën kryhet eutrofikimi. Tashmë është e qartë për ne se shkaktarët kryesorë në procesin e eutrofikimit janë përbërësit e azotit dhe të fosforit. Ndonëse vlerat varrojnë dhe varen nga raporti P:N, përqendrime nga 0.5 deri 1 mg N l-1 pranohen si optimale për zhvillimin e procesit. Studimet tregojnë se premisat për eutrofikim janë jo sasitë e veçanta të çdo elementi i tretshëm në ujë, por raportet ndërmjet N dhe P. Për raporte > 16:1, P është kufizues për rritjen e algave, ndërsa në raporte më të ulëta, faktor kufizues bëhet N. Niveli kritik i P si faktor kufizues në sistemet ujore, është nga 0.02 deri 0.1 mg P l-1. Burimet e eutrofikimit janë: qendrat e banuara, atmosfera dhe toka. Këto të fundit mund të nxiten nga disa praktika bujqësore dhe ndotja e atmosferës. Si proces, eutrofikimi përfshin direkt të gjithë përbërësit biotik apo abiotik të një ekosistemi liqenor. Eutrofikimi sjell ndryshime që veprojnë në një masë të madhe në zinxhirin ushqimor. Pas rritjes së lëndëve ushqyese në liqen, kemi rritjen e sasisë së prodhimtarisë primare, d.m.th. të algave. Kjo gjë reflektohet më tej, në hallka të tjera të zinxhirit ushqimor. Në varësi të shkallës së eutrofikimit të një liqeni, rritet numri i algave (kryesisht të cianofitet), të cilat, duke u shtuar shkaktojnë të ashtuquajturin “lulëzim” të ujit. Cianofitet paraqesin një rezistencë më të lartë ndaj kushteve të mjedisit në krahasim me algat e tjera. Në nivelin e popullatave të fitoplanktonit vërehet një pasojë tjetër e dukshme, që është ndryshimi i baraspeshave që rregullojnë raportet ndërmjet llojeve të ndryshme dhe ciklet e tyre biologjike. Ndërmjet pasojave negative të shkaktuara nga lulëzimi i algave cianofite, përmendim: prodhimin e lëndëve toksike e avulluese, që duke dalë nga liqeni japin një erë të rëndë. Ky toksicitet i prodhuar nga algat shkakton dukuri patologjike mbi kafshët dhe njeriun. Pas rritjes së dendësisë së algave gjatë eutrofikimit, duhej të kishim një rritje të përpjesshme të zooplanktonit. Në realitet kjo nuk ndodh për dy arsye: së pari, jo të gjitha algat mund të shfrytëzohen nga organizmat zooplanktonike dhe në mënyrë të veçantë cianofitet, qoftë për toksicitetin e tyre, ashtu edhe përmasave të mëdha. Pamundësia e shfrytëzimit të plotë të popullatave fitoplanktonike shkakton në liqen një dëm të rëndë. Algat të pakonsumuara pas ngordhjes bien në fund dhe për shpërbërjen e tyre shpenzohen sasira të mëdha oksigjeni. Për pasojë, në liqenet eutrofe, gjatë stinës së verës në ujërat 24

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

hipolimnike vërehet një anoksi e plotë dhe prani në sasi të mëdha e amoniakut dhe të acidit sulfidrik. Arsyeja e dytë e mosshfrytëzimit të plotë të algave nga zooplanktoni, duhet kërkuar në ndryshimin ndërmjet shpejtësisë me të cilën një popullatë algash rritet dha asaj me të cilën shfrytëzohet nga zooplanktoni. Ndikimet e eutrofikimit mbi popullatat zooplanktonike janë: rritja e dendësisë dhe e prodhimit, sidomos të organizmave fitofagë; ndryshime të rëndësishme strukturore në nivelin e popullatave zooplanktonike. Eutrofikimi shkakton ndikime edhe mbi faunën iktike. Në liqenet oligotrofe, me ujëra të oksigjenuara, mbisundojnë popullatat e salmonidëve. Në vijim të eutrofikimit, vërehet një rritje në nivelin e popullatave dhe zëvendësim nga komunitete të tjera më pak të çmuara. Me fjalë të tjera, procesi shoqërohet me zhdukje graduale të salmonidëve dhe shtim të ciprinidëve (Shumka, 2005). Përkeqësimi gradual i cilësive të mjedisit ujor, që shoqërohet me zhdukjen e oksigjenit ne shtresat hipolimnike, përcakton dukurinë e rasteve të ngordhjeve në masë edhe të llojeve të peshqve më rezistentë. Këto ngordhje ndodhin për dy arsye: për shkak të toksicitetin dhe ndryshimit të kushteve të mjedisit të cilët shkaktojnë tek peshqit një gjendje stresi që favorizon sëmundjet epidemike. Ndryshime negative, po ashtu vërehen edhe në popullatat benotinike. Në vitet 1970-të të shekullit të 20-të, dukuria e eutrofikimit u adresua si problemi kryesor që kishte të bënte me cilësinë e ujërave sipërfaqësore. Modelet e ndërtuara në atë kohë nga inxhinierët e mjedisit e zgjeruan problematikën e tyre, duke përfshirë në to më shumë aspekte mekanike të proceseve biologjike. Ata formuluan modele që kanë të bëjnë me ndërvarësinë elementë ushqyes - zinxhir ushqimor (Bowie, et al., 1989; Canale et al., 1985; Canale et al., 1995; Chapra, 205).

1.6. Funksionimi i një Sistemi Liqenor Në një mjedis liqenor, në vijim të vitit, ndodhin ndryshime të mëdha. Këto ndryshime stinore përsëriten në mënyrë ciklike me ndryshime të vogla nga një vit në tjetrin. Kështu, gjatë një viti në një liqen të gjerësive tona gjeografike, si rezultat i rritjes dhe zvogëlimit të temperaturës në dimër, ndodh qarkullimi i plotë, ndërsa me avancimin e stinëve ndodh një shtresëzim i ngadaltë, por progresiv termik. Në këtë periudhë, ndryshe nga ajo që ndodh gjatë qarkullimit të plotë, formohen dy zona (epilimnion dhe hypolimnion) të dallueshme në të cilat kryhen procese të ndryshme dhe kanë lidhje të ndryshme me mjedisin 25

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

rrethues. Ky shtresëzim lejon të kuptohet përse oksigjeni ka shpërndarje vertikale të ndryshme në varësi të stinës. Në shtresën epilimnion, që ka oksigjen të tretur me sasi, mbizotërojnë proceset prodhuese fotosintetike që shoqërohen me çlirim oksigjeni. Në hypolimnion, përkundrazi mbizotërojnë proceset shpërbërëse të mineralizimit të lëndës organike, që shoqërohet me shpenzim të madh të oksigjenit. Përbërësit biologjikë dhe abiologjikë rezultojnë, kështu të lidhur ngushtë dhe ndikojnë mbi njëri tjetrin. Një shembull tjetër, që lejon të kuptohet mirë ky mekanizëm, është ai që ekziston ndërmjet dritës dhe popullimit algal. Drita, duke ndërhyrë direkt në proceset e fotosintezës, rezulton një nga faktorët kryesorë në mjedisin ujor, që përcakton shpërndarjen dhe rritjen e bimëve. Në një liqen me tejpamje të madhe të ujit, drita depërton në thellësi, duke përcaktuar një shtresë të ndriçuar me trashësi të madhe. Nëse nuk ndërhyjnë faktorë të tjerë kufizues të rritjes, popullimi algal që ndodhet në të mund të rritet, duke rritur dendësinë e vet maksimale. Ndërkaq, shtimi i dendësinë së algave shkakton një pakësim të depërtimit të dritës dhe për rrjedhojë, të trashësisë së shtresës fotike. Me fjalë të tjera, mund të thuhet se algat, që jetojnë në shtresat më sipërfaqësore të ujit, “bëjnë hije” mbi popullatën algale të mëposhtme, duke inhibuar kështu, në proceset fotosintetizuese dhe në pakësimin e potencialit prodhues. Përveç dritës, ka edhe faktorë të tjerë që kufizojnë rritjen e algave. Kështu, dimë se jashtë një kufiri të caktuar, çdo element i rëndësishëm për rritjen e algave mund të përfaqësojë një faktor kufizues. Në rastin e algave planktonike, ky rol luhet nga të ashtuquajturit lëndë ushqyese që janë përbërësit inorganik të azotit dhe fosforit. Në fakt, shumica e studimeve të kryera vitet e fundit e kanë vërtetuar plotësisht këtë lidhje. Me prodhim të një sistemi ujor, duhet kuptuar sasia e lëndës organike që prodhohet realisht nga një popullatë, nga një komunitet ose nga i tërë sistemi prodhues. Duke qenë se vlerësimi i tij i përgjithshëm është praktikisht i pamundur, zakonisht veprohet duke vlerësuar prodhimin e niveleve të ndryshëm, duke zbatuar për secilin metodat më të përshtatshme. Do të kemi kështu, një vlerësim të prodhimit primar, d.m.th. të realizuar nga proceset fotosintetizuese të algave dhe bimëve ujore, si edhe një prodhimtari sekondare d.m.th. të realizuar nga konsumatorët e niveleve të ndryshme të zinxhirit ushqimor. Organizmat e pranishme në një liqen nuk përfaqësojnë në vetvete njësi të pavarura dhe të izoluara, por janë grupime në nivele të ndryshme organizimi. Niveli i parë, pas atij të individit, është popullata. Me termin popullatë 26

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

kuptohet tërësia e individëve të një lloji që jeton në një zonë të caktuar. Në këtë nivel organizimi, ato kanë karakteristika të veta që përcaktohen me parametra të tillë si lindja, vdekja, fekondimi, raporti i sekseve dhe struktura e moshës. Një popullatë është në gjendje (si të ishte një superorganizëm) të rritet, të ripërtërihet, të vjetrohet dhe të vdesë. Popullata, ndërkaq përfaqëson një njësi të mirëfilltë funksionale ndër më të rëndësishmet të një ekosistemi të tërë. Bashkekzistenca që realizohet ndërmjet shumë popullatave të llojeve të ndryshme, krijon komunitetin. Ky përfaqëson një nivel organizimi më të lartë, ku popullatat e veçanta janë të lidhura me marrëdhënie të ndërvarura reciproke që manifestohen me anë të konkurrencës ndërllojore, grabitqaritetit dhe parazitizmit. Me konkurrencë kuptohet ndërreagimi ndërmjet dy organizmave që luftojnë për të shfrytëzuar të njëjtat burime, qofshin këto ushqimore, të hapësirës ose burime të tjera të nevojshme për të jetuar. Rivaliteti është i tillë që të dy organizmat, që u përkasin llojeve të ndryshme dhe që kanë kërkesa të njëjta për të gjitha burimet e nevojshme të jetës, nuk mund të bashkëjetojnë: njëri do të përjashtojë tjetrin. Në përgjithësi, duhet thënë se konkurrenca ndërmjet llojeve arrin rrallë këta kufij dhe se në natyrë është fakt se shumica e llojeve bashkëjetojnë. Kjo bashkekzistencë do të thotë se llojet e pranishme kanë disa lidhje të tipit të konkurrencës vetëm për disa burime dhe jo për të gjitha. Dukuritë e konkurrencës dhe grabitqariteti, që i përkasin një popullate, nuk mund të konsiderohen të ndara nga të tjerat. Prej këtej, rrjedh domosdoshmëria e njohjes thellë të biologjisë dhe ekologjisë së tyre. Efekti i menjëhershëm i grabitqaritetit është rritja e shkallës së mortalitetit. Në varësi të intensitetit të tij, grabitqariteti përcakton ose pengon ritmin e rritjes së popullatës, që sulmohet ose zvogëlimin e dendësisë së saj. Nga sa u tha më lartë, del se ndërsa konkurrenca mund të provokojë shpesh zhdukjen e një popullate, grabitqariteti, në përgjithësi, nuk e shkakton atë. Kjo ndodh, sepse zhdukja e gjahut përcakton edhe zhdukjen e grabitqarit. Pra, grabitqarët dhe organizmat që sulmohen bashkëjetojnë, duke kontrolluar situatën e një baraspeshe delikate. Ndërhyrja e njeriut mbi mekanizmat delikatë që rregullojnë një ekosistem, çojnë pothuajse gjithmonë në dëme të mëdha të vet ekosistemit. Njeriu pra, sillet si një grabitqar i pakujdesshëm dhe shpesh del se ai është një mbarështues i paaftë i burimeve natyrore. Organizmat që përbëjnë komunitetet biologjike të një liqeni, janë të lidhura ndërmjet tyre me lidhje trofike, që u sigurojnë secilit prej tyre një nivel të caktuar në zinxhirin ushqimor. Në brendësi të një liqeni ekzistojnë nivele të ndryshme trofike që, duke u ndërlidhur ndërmjet tyre, përcaktojnë dinamikën e 27

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

gjithë ekosistemit si edhe mundësinë dhe aftësinë e vet sistemit për t‟u mos ezauruar, por nëpërmjet ciklit të lëndës të disponojë aftësi konservuese. Në mënyrë skematike, pohojmë se ky zinxhir ushqimor është i përbërë nga prodhues, d.m.th. organizma autotrofe, nga konsumatorët ose organizma heterotrofe të organizuara në nivele të ndryshme të hierarkisë dhe së fundi, nga dekompozuesit, të cilat kanë fituar aftësinë të shpërbëjnë lëndën organike të prodhuar nga dy nivelet e mësipërm dhe për të përfunduar kështu, ciklin. Në nivelin e konsumatorëve, ekziston organizimi në nivele të ndryshme trofike: niveli i parë i përbërë nga fitifagët ose konsumatorët parësorë, d.m.th. organizmat që ushqehen me prodhues; nivelin e dytë të konsumatorëve apo të grabitqarëve parësorë, që ushqehen me konsumatorët parësorë apo të grabitqarëve parësorë dhe kështu, më tej deri tek njeriu, që në një farë mënyrë mund të konsiderohet maja e piramidës. Kështu, po ta shikojmë një liqen si një njësi të vetme funksionale, zinxhiri ushqimor nuk paraqitet linear, por duket si një rrjetë e ndërlikuar e përbërë nga përbërës funksionalë, që ndërveprojnë ndërmjet tyre. Në çdo liqen, hallka e parë e kësaj rrjete, ajo e prodhueseve, është e përfaqësuar nga tre grupe organizmash bimorë që dallohen ndërmjet tyre, qoftë për natyrën e mjedisit që kolonizojnë, ashtu edhe të grupeve taksonomikë që përfaqësojnë. Grupi i parë përfaqësohet nga fioplanktoni, d.m.th. algat njëqelizore që popullojnë shtresën fotike. Grupi i dytë përfshin bimët ujore si ato mbiujore, ashtu edhe ato nënujore, që janë vendosur gjatë zonës litorale. Së fundi, në grupin e tretë futet perifitoni që mbulon fundet dhe objektet e zhytura të zonës litorale. Rëndësia e secilit prej këtyre tre grupeve, në rrjetën ushqimore liqenore, përcaktohet në mënyrë të veçantë nga karakteristikat morfologjike të liqenit. Niveli trofik pasues është ai i konsumatorëve parësorë, d.m.th. i atyre organizmave shtazorë që ushqehen me prodhues parësorë. Edhe në brendësi të kësaj hallke, është e mundur të bëhet diferencim ndërmjet organizmave të ndryshëm që e përfaqësojnë, si në bazë të karakteristikave të tyre të të ushqyerit, ashtu edhe të zonave liqenore të kolonizuara. Në konsumatorët parësorë futen organizmat filtrore dhe ato brejtëse. Të parët sigurojnë ushqimin në sajë të një aktiviteti filtrues të ujit, duke marrë prej tij pjesëzat ushqimore, që ndodhen në gjendje pezullie. Ato mund të jenë detritet organike ose alga. Theksojmë se, sikurse grabitqarët kryejnë një farë seleksionimi për gjahun, ashtu edhe organizmat filtruese, sidomos ato planktonike, kryejnë një seleksionim, duke u bazuar kryesisht në përmasat e grimcave ushqimore. Pjesëzat algale që nuk shfrytëzohen direkt nga konsumatorët zooplnaktonikë, 28

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

sedimentohen në fund ku kthehen pjesërisht si ushqyes për mikroflorën bakteriale. Hallka pasuese përbëhet nga konsumatorët dytësorë ose grabitqarët, d.m.th. nga organizmat që ushqehen me konsumatorët primarë. Edhe ky nivel, është i përbërë nga përfaqësues të grupeve të ndryshme sistematike. Duhet theksuar se konsumatorët dytësorë më të rëndësishëm në një liqen, janë peshqit. Fazat rinore të të gjitha llojeve të peshqve dhe fazat e rritura të shumicës së tyre, ushqehen me konsumatorët parësore, qoftë planktonikë, ashtu edhe bentonikë. Majën e piramidës ekologjike e formojnë konsumatorët tretësorë. Përfaqësuesit më tipik dhe më të rëndësishëm janë disa lloje peshqish grabitqarë. Zinxhiri ushqimor, që përshkruam më lart, është një zinxhir i hapur dhe realizohet nëpërmjet shndërrimit të energjisë nga baza në majë të piramidës ekologjike. Vlen të theksohet se mikroflora bakteriale realizon, të paktën në një pjesë të vogël, një riqarkullim të energjisë së depozituar në çdo hallkë dhe që nuk kalon në vijë të drejtë në hallkën pasuese. Aktiviteti i kësaj mikroflore ka shumë rëndësi përsa i përket qarkullimit të lëndës organike. Nëpërmjet shpërbërjes që ato i bëjnë lëndës organike në përbërës elementarë, të cilët përdoren direkt nga organizmat vegjetale, bëhet e mundur rifutja në zinxhirin ushqimor. Në analizën e një ekosistemi liqenor, problemi që shtrohet është ai i përcaktimit të rrugëve nëpërmjet të cilave masa dhe energjia futen në brendësi të tij. Zgjidhja e këtij problemi vështirësohet mjaft po të mendojmë se në çfarë niveli do të futen organizma të tillë që ushqehen përkohësisht ose pjesërisht në mënyrë omnivore. Duhet pasur parasysh se problemi i mësipërm është mjaft i ndërlikuar dhe se përcaktimi i termave energjetikë të një ekosistemi kërkon një punë të madhe, kërkohen me mijëra vrojtime dhe të dhëna. Është kjo arsyeja, që edhe sot punime të kësaj natyre janë shumë të rralla. Shpesh analiza e bazave energjitike ngelet vetëm në një nivel trofik. Në këtë kuadër, studimi i realizuar nga kjo Doktoratë përben një përpjekje modeste në këtë drejtim. Studimi ynë u përqendrua në një grup specifik mikroorganizmash, siç janë algat. Prej tyre u veçua një grup i rëndësishëm, i mikroorganizmave që notojnë lehtësisht, të quajtur fitoplankton. Po ashtu, u pranua që Chlorophyll a është e përpjesshme me përqendrimin e biomasësfitoplanktonike. Ritmi i rritjes së algave varet nga shumë faktorë. Ai nuk është konstant, por ndryshon në varësi të faktorëve mjedisorë, si p.sh. temperatura, elementët ushqyes dhe drita. Këta faktorë në nivele të ulëta dhe ngandonjëherë në nivele të larta të vlerave të tyre, mund të kufizojnë rritjen e algave.

29

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Faktorët e përmendur më lart, shërbejnë si faktorë të jashtëm fizikë dhe kimikë, që kufizojnë rritjen e fitoplanktoneve në ujërat natyrale. Përveç tyre, ka edhe një numër procesesh që kontribuojnë në humbjen e fitoplanktoneve. Disa prej tyre kanë të bëjnë me dukuri transporti si p.sh. sedimentimi dhe shpërhapja/dispersioni. Të tjerët janë kinetikë si frymëmarrja, jashtëqitja dhe vdekja nga grabitja. Në modelimin e cilësisë së ujit, theksohen dy humbje: jo grabitqare dhe grabitqare. Humbjet jo grabitqare realizohen kryesisht me anën e dukurive të frymëmarrjes dhe të jashtëqitjes. Humbjet grabitqare përfshijnë faktorët që kufizojnë popullatat e algave, duke shkaktuar vdekjen e tyre. Një gjë e tillë realizohet me anë të zooplanktoneve (me anë të kullotjes), që shfrytëzojnë algat si burim ushqimi.

1.7. Basenet Ujore Kryesore të Shqipërisë Baseni hidrogarfik i Shqipërisë ka një sipërfaqe të plotë rreth 43,305 km2, prej së cilës vetëm 28,748 km2, ose 67 për qind janë brenda kufijve të territorit të Shqipërisë. Të gjitha burimet e rinovueshme ujore sigurojnë një sasi prej 41.7 km3 ujë, ose 13,300 m3 për person. Burimi kryesor i ujit është uji sipërfaqësor dhe gjendet në lumenj, liqene, rezervuar dhe laguna. Lumenjtë më të rëndësishëm janë Drini, Mati, Ishmi, Erzeni, Shkumbini, Semani dhe Vjosa. Vendi ka gjashtë basene kryesore lumore (të emërtuara me emrat e gjashtë lumenjve të përmendur më sipër), një numër liqenesh natyrore dhe shumë liqene artificiale të ndërtuara për prodhim energjie dhe ujitje. Liqenet zënë rreth 4% të territorit të vendit. Liqenet më të mëdha janë Liqeni i Ohrit, Prespës dhe Shkodrës. Ka, gjithashtu, disa rezervuar me një kapacitet magazinimi total prej rreth 5.60 km3, të cilët janë ndërtuar për të kontrolluar përmbytjet, për ujitje dhe prodhim energjie elektrike. Burimet ujore janë të vlerësueshme në Shqipëri. Shkarkimi i lumenjve në det është njehsuar të jetë rreth 40 km3 vit-1 me një shkarkim specifik vjetor prej 29 l s-1 km-2, i cili është një nga më të lartët në Evropë. Kontributi i shkarkimeve të lumenjve në Detin Adriatik është shumë i madh (rreth 95%) krahasuar me shkarkimet në Detin Jon (rreth 5%). Ka dy periudha karakteristike në vit, në lidhje me rrjedhjen e ujit: periudha e lagët (Tetor Maj) dhe periudha e thatë (Qershor - Shtator). Rreth 86% e rrjedhjes ujore vjetore shkarkohet gjatë periudhës së lagët dhe vetëm 14% gjatë periudhës së thatë. Shpenzuesi më i madh i ujit të ëmbël është sektori i bujqësisë me rreth 60% e përdorimit të plotë të ujit. 30

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Ligji “Mbi Mbrojtjen e Liqeneve Ndërkufitare”(Nr. 9103, datë 10.7.2003) siguron bazën ligjore për ruajtjen e shëndetit të ekosistemit dhe lehtësimin e zhvillimit të qëndrueshëm të ujëmbledhëseve për katër liqenet ndërkufitare: Liqeni Prespa e Madhe, Liqeni Prespa e Vogël, Liqeni i Ohrit dhe Liqeni i Shkodrës, që përbëjnë objektin e studimit të kësaj Doktorate. Ligji kërkon një koordinim ndërsektoral në menaxhimin e burimeve, zhvillimin e një plani për menaxhimin e ujëmbledhëseve dhe krijimin e një “administrate liqeni” për secilin liqen ndërkufitar, për të siguruar një menaxhim të qëndrueshëm të sektorëve të ndryshëm produktivë brenda secilit ujëmbledhës. Ligji i jep Ministrisë së Mjedisit, Pyjeve dhe Administrimit të Ujërave autoritetin mbi çështje të tilla si hartimin dhe zbatimin e planeve menaxhuese për liqenet ndërkufitare, kuadrove të menaxhimit, programeve të menaxhimit dhe planet e restaurim/rehabilitimit në bashkëpunim me qeverinë lokale, Këshillit të Qarkut, OJQ-ve dhe institucioneve kërkimore. Ligji le shumë detaje zbatuese për t‟u zhvilluar në nivel rregulloresh. Ligji i “Burimeve Ujore” (Nr. 8093, datë 21.3.1996) organizon menaxhimin e burimeve ujore mbi bazën e basenit lumor. Sipas këtij ligji, krijohet Këshilli Kombëtar i Ujit, si një organ qendror vendimmarrës, për zhvillimin dhe menaxhimin e burimeve ujore të vendit, Sekretariati i tij dhe gjashtë Këshilla të Baseneve Kulluese, për gjashtë basenet kryesore lumore të Shqipërisë, si trupa kryesore menaxhuese të ujit në Shqipëri. Këshilli Kombëtar i Ujit përgatit, përshtat dhe mbikëqyr zbatimin e Strategjisë Kombëtare të Ujit. Ai formulon strategjitë ujore, vendos mbi politikat ujore kombëtare dhe ka fuqi të nënshkruajë marrëveshje ndërkombëtare mbi trupat ujore ndërkombëtare. Këshilli rishikon lejet e dhëna, konçensionet, planet e baseneve ujëmbledhëse, standardet dhe vlerat kufitare të prurjeve dhe ia rekomandon për miratim/mosmiratim Këshillit të Ministrave. Për secilin basen ujor lumor, krijohet Këshilli i Basenit (lumit) Ujor. Këshillat e Baseneve Kulluese janë përgjegjëse për probleme që kanë të bëjnë me dhënien e lejeve dhe autorizimeve dhe për prurjen e ujit. Liqenet e Prespës dhe Liqeni i Ohrit përfshihet në Basenin Lumor i Semanit, ndërsa Liqeni i Shkodrës përfshihet në Basenin Lumor të Drinit.

31

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

1.8. Roli i Modelimit të Cilësisë së Ujit në Zbatimin e Direktivkës Kuadër mbi Ujin (WFD) Bashkimi Evropian përcaktoi politikën e tij afat-gjatë mbi ujin me dokumentin "European Water Framework Directive (WFD) 2000/60/EC, 2000" (European Commission, 2000). Kjo direktivë përfshin parime dhe standarde të rinj në krijimin dhe realizimin e një përdorimi të qëndrueshëm dhe mbrojtje të politikës ujore. Karakteristika më e rëndësishme e WFD është trajtimi integral prej saj i problemeve të ujit, nga njëra anë, dhe mbrojtjen e mjedisit nga ana tjetër. Me fjalë të tjera, burimet ujore konsiderohen si segmenti më i rëndësishëm i mjedisit, kështu mbrojtja e mjedisit është e pakonceptueshme pa një mbrojtje të përshtatshme të ujërave. Në hyrje të WFD është nënvizuar, që qëllimi i saj kryesor përfshihet në arritjen e "një statusi të mirë mjedisor" i të gjitha ujërave, që ndodhen në territorin e BE deri në vitin 2015. Duke pranuar ndërlikueshmërinë e jashtëzakonshme dhe karakterin afatgjatë të WFD, BE përshtati në vitin 2001 (European Commission, 2001) një strategji të përbashkët për zbatimin e WFD, e cila përfshin aktivitetet e mëposhtme: shkëmbimi i informacionit; zhvillimi i udhëzimeve për aktivitete konkrete; menaxhimi i të dhënave dhe informacionit; testimi dhe vlerësimi i të dhënave të marra. Realizim i aktiviteteve të mësipërme për implementimin e WFD, kërkon zbatimin e mjeteve të integruara për menaxhimin e burimeve ujore të baseneve lumore, duke përfshirë modele simulimi dhe optimizmi dhe sisteme për mbështetje të vendim-marrjes. Modelimi matematikor është bërë një instrument shumë i rëndësishëm për implementimin e WFD, veçanërisht në terma të kontrollit të ndotjes dhe menaxhimit të cilësisë së burimeve ujore të baseneve lumore. Modelet mund të përdoren në të gjitha fazat e implementimit të WFD, veçanërisht në vlerësimin e ndikimeve të trysnisë mbi statusin e ujit, analiza e ndikimeve të veprimeve të ardhshme në përmirësimin e statusit të ekosistemeve ujore dhe përcaktimit të planeve të monitorimit të leverdishme nga pikëpamja e kostos. Në praktikë, deri sot modelet matematikore të cilësisë së ujit janë përdorur rrallë për mbështetjen e menaxhimit të baseneve ujore lumore dhe implementimin e politikës ujore. Këto modele, më shpesh, janë përdorur për simulimin dhe prezantimin e statusit të cilësisë së ujit në trupat ujorë. Ato mund të përdoren në disa drejtime. Së pari, modelet e cilësisë së ujit mund të shërbejnë për një interpretim cilësor të statusit të burimeve ujore dhe shkaqet e

32

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

ndryshimit të statusit, nëse vrojtohet një gjë e tillë. Më tej, metodat e vlerësimit duhet të optimizohen. Së dyti, këto modele mund të lehtësojnë një analizë të ndikimeve të veprimeve të ardhshme në ekosistemin ujor dhe mund të mbështesin zgjedhjen e opsioneve më të qëndrueshëm. Së treti, këto modele mund të asistojnë në mbushjen e hendekut të njohurive mbi basenit ujor dhe zhvillimin e programeve të leverdishme monitorimi nga pikëpamja e kostos. Një nga elementet më të rëndësishëm të WFD, është ai që i referohet përcaktimit të trysnive, sepse ato janë shkaqet kryesore të ndotjes së ujit dhe të ndikimeve të tyre mbi trupat ujorë, të cilët mund të jenë ujëra sipërfaqësore dhe/ose nëntokësore. Konceptet bazë dhe varësitë e tyre me këtë çështje përcaktohet nga Kuadri Forcë Drejtuese- Trysni- Gjendje -Ndikim-Përgjigje (OECD, 1993; Hardi and Pinter, 1995). Përcaktimi i trysnive të ushtruara mbi ujërat dhe i ndikimeve të tyre është shumë i ndërlikuar dhe përfshin një seri detyrash të përcaktuara nga dokumentet që shoqërojnë WFD. Duke pasur parasysh se çështja është shumë e ndërlikuar, modelet e cilësisë së ujit mund të jenë shumë të dobishëm për vlerësimin e ndikimeve të trysnive në statusin e ujit. Modelimi matematikor i cilësisë së ujit lehtëson parashikimin e reaksioneve sasiore dhe statusin e mjediseve ujore dhe ndikimet për trysni të përcaktuara mbi mjediset ujore, d.m.th. aktiviteteve humane dhe natyrore në rrethinat përreth tyre. Analiza e trysnive dhe e ndikimeve mund te realizohet duke zbatuar një model të detajuar dhe numerik për të gjithë sistemin e ujit sipërfaqësor, por një model i tillë kërkon një grup të madh dhe relevant të dhënash dhe informacion, i cili jo gjithmonë mund të sigurohet. Informacion i gjetur në këtë mënyrë mund të përdoret për qëllime planifikimi dhe kuptimi të masave të nevojshme për mbrojtjen të burimeve ekzistuese ujore, ose për vlerësimin e shkallës së kërkuar të trajtimit të ujërave të ndotura, me qëllim për ta mbajtur cilësinë e ujit brenda kategorisë së planifikuar që më parë.

1.9. Rëndësia e Doktoratës Zonat e Liqeneve të Shkodrës dhe të Prespa-Ohrit njihen ndërkombëtarisht si zona nga më të rëndësishme të Evropës ose si “hot spots” të biodiversitetit (Langer, 1990), si edhe si ekosisteme me rëndësi globale në lidhje me përqendrimin në to të shumë vlerave ekologjike të rralla dhe të rëndësishme. Ato kanë të bëjnë me biotipet unikale që janë të rëndësishme jo vetëm nga perspektiva e konservimit evropian, por gjithashtu, edhe nga ajo globale. Ato e përfshijnë pasurinë dhe diversitetin e madh të rajoneve në llojet që jetojnë në 33

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

këtë zonë. Këto rajone janë zot shtëpie për popullatat e një numri të madh speciesh të rralla, relikte, endemike, të rrezikuara ose të kërcënuara. Një kuptim më i mirë i cilësisë së ujit në liqenet e Shqipërisë është i nevojshëm me qëllim për t'i menaxhuar më mirë dhe për të ndërtuar strategji të përshtatshme restaurimi (Grazhdani and Zyfi,2011). Sistemet natyrore ujore janë shumë të ndërlikuar dhe të organizuar në nivel të lartë. Si rrjedhojë e veprimtarisë njerëzorë, ato pësojnë ndryshime. Edhe në Shqipëri, vlerat unikale të tre baseneve të liqeneve të përmendur më lart, janë eroduar me një ritëm të shpejt dhe kërcënuar nga një shfrytëzim i rritur të burimeve natyrore, nga përdorimi i praktikave të papërshtatshme të përdorimit të tokës dhe të politikave sektoriale dhe aktiviteteve të pakoordinuara të zhvillimit, që çojnë në ndotjen dhe degradimin e tokës dhe të ujit. Përmbajtja e oksigjenit dhe e fosforit në Liqenet e Prespës, ka treguar se këto liqene tashmë janë mesotrofike, duke tentuar drejt një niveli eutrofik (Grazhdani and Zyfi,2011; Grazhdani et al.,2011). Sistemi ekologjik i liqeneve kërkon një studim të detajuar, por për të cilin kërkohet një bashkëpunim ndërmjet Shqipërisë, Maqedonisë dhe Greqisë. Përmbajtja e fosforit prej 0.006 - 0.01 mg l-1, përqindje e lartë e oksigjenit të tretur dhe vlera relativisht të larta të transparencës së ujit, tregon se uji në Liqenin e Ohrit është oligotrofik (Matzinger et al., 2006). Indikator të tjerë të ndotjes të tillë si përmbajtja e azotit, megjithëse në nivele të ulëta, nuk duhet injoruar, sepse ka tendencë në rritje krahasuar me vitet e mëparshme. Uji në Liqenin e Shkodrës është relativisht i ngopur me oksigjen. Vlerat e përmbajtjes së fosforit janë të ulëta dhe zvogëlohen me rritjen e thellësisë (Grazhdani andZyfi,2010). Përcjellshmëria elektrike e ujit rritet në saj të shkarkimeve me origjinë të ndryshme, kryesisht urbane dhe bujqësore, në liqen. Tashmë është bërë zakon që, kur flitet për ujin, flitet edhe për ndotjen. Burimet e ndotjes janë të përfaqësuara nga ujërat e mbeturinave urbane, nga ujërat që përdoren nga industria si edhe nga veprimtaria e bujqësisë. Duke u nisur nga fakti, se ndotjet me origjinë nga më të ndryshme kanë tendencën e rritjes, njerëzimi është përpjekur të gjejë mënyra dhe metodologji nga më të ndryshmet për eliminimin ose zbutjen e ndikimeve të tyre negative. Direktiva Kuadër mbi Ujin e BE-së "European Water Framework Directive (WFD) 2000/60/EC, 2000" (European Commission, 2000), i ka dhënë një impuls interesit të rilindur në modelimin e cilësisë së ujit në sajë të zbatimit të Direktivës. Opsionet e menaxhimit në nivel baseni kërkon një përqasje holistike ndaj burimeve ujore të basenit, e cila i përmbledh të gjithë përbërësit

34

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

të ciklit ujor (reshjet, run off-in, infiltrimin tokësor, shkarkimin e shtratitt të lumit etj.). Sot ka një interes në rritje për modelimin e cilësisë së ujit. Modelet e cilësisë së ujit përpiqen të simulojnë ndryshimet në përqendrimin e ndotësve, ndërkohë që ato lëvizin në sistem. Një ndotës që hyn në mjedis, mund të risë ose zvogëlojë përqendrimin e tij në sajë të një shumëllojshmërie mekanizmash. Fati i ndotësve është produkt i bashkëveprimeve ndërmjet proceseve të transferimit të masës dhe atyre kinetike. Gjithë këto ndryshime janë subjekt të modelimit të cilësisë së ujit. Modelimi është një proces i vazhdueshëm i zhvillimit në kohë të modeleve, paralel me rritjen e informacionit dhe njohurive të nevojshme mbi sistemin e simulimit, i cili shumë e më shumë përditësohet për të përshkruar procesin real. Modelet e cilësisë së ujit janë shumë të rëndësishëm, sepse i mundësojnë menaxherët e burimeve ujore për të studiuar dhe zgjeruar kuptimin e proceseve fizike, kimike dhe biologjike të sistemeve ekologjike (Hardi, and Pinter, 1995). Këto modele i japin kuptim vëzhgimeve tona, përforcojnë interpretimin e të dhënave të dispouneshme dhe lejon vlerësimin e ndikimeve potenciale të alternativave të ndryshme të propozuara (Louks and Beek, 2005). Rezultatet e marra, nga modele të tillë, zakonisht integrohen në një sistem mbështetës vendimi për të arritur kërkesa regullatore, për të formuluar politika mjedisore dhe për të krijuar konsensus në menaxhimin e burimeve ujore. Modelet matematikorë janë mjete për institucionet qeverisëse për të marrë zgjidhje më të mira sociale dhe ekonomike për problemet e ujit dhe luajnë rol shumë të rëndësishëm për menaxhim të integruar të ujëmbledhësit. Një model është një sistem ekuacionesh, varësish dhe të dhënash të grumbulluara gjatë një monitorimit të vëzhguar, të krijuar për përshkrimin e një sistemi natyror, për demonstrimin dhe kontrollin e sjelljes së tij në kushte të ndryshme kohe dhe hapësinore. Përdorimi i modeleve matematikore është rruga më e shkurtër për të: simuluar ndikimet e skenarëve të ndryshëm mbi cilësinë e ujit për një trup ujor; përzgjedhur zgjidhje ku dhe sa të investohet për përmirësimin e cilësisë së ujit në bazë të krahasimin të nevojave për ujë me një cilësi të dhënë; vlerësuar vlerën e parametrave, për të cilët ka një informacion të kufizuar. Qëllimi i modelimit duhet të jetë i qartë dhe i mirë përcaktuar për të qenë maksimalisht i thjeshtë dhe konsistent me shkallën e kërkuar të saktësisë dhe i detajuar për proceset e përshkrimit të një sistemi natyror. Modelet për cilësinë e ujërave sipërfaqësore janë mjete të dobishme për të simuluar dhe parashikuar nivelet, shpërndarjet dhe risqet e ndotjes kimike të një trupi ujor. Ato janë bërë një mjet i rëndësishëm për të identifikuar ndotjen mjedisore, si edhe fatin dhe sjelljen përfundimtare të ndotësve në mjedisin ujor. 35

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Rezultatet që merren nga modelimi, për skenarë të ndryshme ndotjeje, janë shumë të rëndësishme për vlerësimin e ndikimit mjedisor dhe mund të sigurojnë një mbështetje teknike për agjencitë që merren me menaxhimin mjedisor për të marrë vendime të drejta. Modelet e cilësisë së ujit janë shumë të dobishëm për përshkrimin e gjendjes ekologjike të një trupi ujor dhe për të parashikuar ndryshimin në këtë gjendje kur kushte të dhëna kufitare dhe fillestare, për ndonjë arsye, ndryshojnë. Ndryshime të tilla mund të vijnë në sajë të modifikimeve morfologjike të trupit ujor, ndryshimet në llojin e burimit ndotës (pikësor ose jo pikësor), sasia dhe vendi i ngarkesave të ndotësve që hyjnë në sistem dhe ndryshimet në inputet meteorologjike në sajë të ndryshimeve klimatike. Ndërlikueshmëria e modeleve deterministe varet nga numri dhe lloji i ndryshoreve që përshkruajnë gjendjen e sistemit ekologjik (p.sh. përqendrimi i chlorophyll a dhe nutrientet) dhe të parametrave që bazë të proceseve që qeverisin kinetikën e sistemit (p.sh. ritmet algave dhe i nutrienteve). Me zhvillimin e teorisë së modelit dhe të teknikave kompjuterike, që përditësohen shumë shpejt, shumë e më shumë modele të cilësisë së ujit janë zhvilluar me algoritme modeli shumë të ndryshëm. Deri tani, janë zhvilluar dhjetëra lloje modelesh të cilësisë së ujit, duke përshirë qindra softwere-e për topografi, trupa ujorë dhe ndotës të ndryshëm në shkallë të ndryshme kohe dhe hapësire. Cilësia e ujit, habitatet dhe peshqit në liqene do të përballen gjatë dekadave të ardhshme potencialisht me nivele thelbësore të trysnive që do të ushtrohet mbi to, kryesisht për shkak të dy kërcënimeve: (1) ndryshimi i përdorimit të tokës (urbane dhe bujqësore) dhe (2) ndryshimet klimatike. Vitet e fundit, shkencëtarët e burimeve ujore janë fokusuar në vlerësimin dhe monitorimin e sistemeve ujore për të adresuar se si këto kërcënime do t'i ndryshojnë liqenet për një periudhë afat-gjatë kohe. Kërcënimet të ekosistemeve liqenore dhe shkaqet ku ato mbështeten, të përshkruar më sipër, mund të shmangen nëpërmjet zhvillimit të modeleve hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit, të cilët ndihmojnë në identifikimin dhe vlerësimin të masave funksionale dhe strukturore të nevojshme për përmirësimin e cilësisë së ujit. Përparësitë e zbatimit të këtyre mjeteve për kontrollin e cilësisë së ujit në liqene tashmë vlerësohen nga shkencëtarët dhe profesionalistët, që punojnë në këtë fushë. Për dekada, modelet e cilësisë së ujit janë përdorur për të vlerësuar ndikimet e kombinuara të dukurive të adveksionit, dispersionit, riajrimit dhe të reaksioneve specifike kimike dhe biologjike mbi cilësinë e ujërave sipërfaqësore. Modelet mund të përdoren për të kuptuar reagimet e shpejtësisë së ujit, ndryshesave në lartësinë e sipërfaqes 36

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

ujore dhe të temperaturës së ujit përkundrejt ndryshesave në prurjet dhe largimet e ujit nga një sistem ujor. Modelet mund të përdoren, gjithashtu, për të përcaktuar cilësinë e ujit kur ato përdoren për të analizuar përqendrimet e ndotësve, nutrienteve, mikrobeve ose përbërësve natyrorë në një trup ujor. Modelet e cilësisë së ujit e lejojnë përdoruesin e tyre që të shqyrtojë shpejt shumë skenarë, nëse grumbullohen të dhëna të mjaftueshme për të kalibruar dhe vlerësuar modelin. Është e nevojshme të zotërohen njohuri mbi aftësitë dhe kufizimet që kanë modele të ndryshme të liqenit. Kohët e fundit, edhe në vendin tonë janë zhvilluar dhe zbatuar modele hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit (Grazhdani and Shumka, 2011; Zyfi et al. 2014; Zyfi and Grazhdani, 2014; 2015) për të modeluar zinxhirin nutrienteushqim në një liqen. Mbështetur në sa u tha më lart, u ndërmor nga ne studimi: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CEQUAL-W2‖, në kërkim të gradës shkencore “Doktor i Shkencave”. Kjo Doktoratë jep rezultatet e modelimit dy-përmasor, i zbatuar në tre liqene të Shqipërisë gjatë periudhës kohore 2010-2014, duke përdorur një paketë modelimi e quajtur CE-QUAL-W2 (Corps of Engineers, Quality Model for Two Dimensional Water Bodies).

1.10. Qëllimi dhe Objektivat e Doktoratës a.

Qëllimi i Doktoratës

Doktorata ka për qëllim të përvijojë, në kuadrin e modelit CE-QUAL-W2, zhvillimin, kalibrimin dhe vlerësimin e një modeli mekanistik dhe biofizik të cilësisë së ujit në tre liqene Shqiptare: të Prespës, Ohrit dhe Shkodrës.

b.

Objektivat e Doktoratës

Objektivi kryesor i kësaj Doktorate është: të siguronte një model të kalibruar 2D të cilësisë së ujit për tre liqene të Shqipërisë (Liqeni i Prespës, Liqeni i Ohrit dhe Liqeni i Shkodrës), i aftë të parashikojë kushte të ardhshme cilësie të ujit, që rezultojnë nga ndryshesa potenciale në funksionet e liqenit dhe/ose në kushtet mjedisore. Objektivat dytësorë të Doktoratësmund të përmblidhen si më poshtë: 1. Identifikimi dhe karakterizimi i proceseve më të rëndësishme që ndikojnë në cilësinë e ujit veçmas për secilin liqen, duke përfshirë shkallën kohore dhe hapësinore brenda të cilave ato funksionojnë; 37

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

2. Grumbullimi i të dhënave të përshtatshme fizike, kimike dhe biologjike mbi liqenet e Prespës, Ohrit dhe Shkodrës si edhe të baseneve të tyre ujore; 3. Zhvillimi dhe modifikimi i një modeli të cilësisë së ujit për secilin liqen, ku të përfshihen proceset më të rëndësishme të cilësisë së ujit, që të jetë mjaftueshmërisht i saktë dhe i dobishëm për vlerësimin e alternativave të propozuara të menaxhimit; 4. Adresimi i bashkëveprimit ndërmjet ciklimit të nutrienteve, prodhimit primar dhe dinamikës trofike për të parashikuar reagimet ndaj shpërndarjes së temperaturës dhe oksigjenit të tretur në liqene; 5. Karakterizimi dhe njehsimi i ndikimit të temperaturës së ujit, oksigjenit të tretur dhe të nutrienteve në cilësinë e ujit veçmas në secilin liqen.

2.

VESHTRIM MBI LITERATUREN

Në këtë seksion të Doktoratës tregohet konteksti shkencor në të cilin, studimi i ndërmarr, u adresohet problemeve të marra në shqyrtim dhe njëkohësisht realizohet një vlerësim i shkurtër dhe i baraspeshuar i literaturës ekzistuese të publikuar, që ka lidhje me subjektin marrë në shqyrtim në këtë temë Doktorate. Ky seksion, gjithashtu, justifikon kërkimin shkencor të ndërmarrë dhe ka për qëllim të:  vendosë kërkimin shkencor brenda kontekstit të një komuniteti më të gjerë të fushës së studimit, duke demonstruar një akses për punën e mëparshme të realizuar, si edhe duke identifikuar informacione dhe ide që janë relevante me Doktoratën;  tregojë e si kërkimi ynë përshtatet me atë se çfarë është realizuar deri tani nga të tjerët, lidhjen relative ndërmjet njëri tjetrit të studimeve të realizuara më parë, si edhe kontributin dhe kufizimet e tyre;  identifikojë mangësitë në literaturën të cilës kërkimi ynë i adresohet;  analizojë zgjidhjet e ofruara deri tani dhe sfidat, me të cilat duhet të përballemi në të ardhmen;  sintetizojë rezultatet në trajtën e një përmbledhjeje mbi atë se çfarë dihet dhe se çfarë nuk dihet, ta vendosë punën në një perspektivë, si edhe të identifikojë punime frytdhënëse, si edhe njerëz të tjerë që kanë punuar dhe punojnë në të njëjtë fushë; 38

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

 identifikojë metoda relevante studimi, mendime të diskutueshme në literaturë, si edhe opinionet e kundërta;  formulojë probleme që kanë nevojë për një kërkim shkencor të mëtejshëm në të ardhmen.

2.1. Pak Histori në Modelimin e Cilësisë së Ujit Një nga qëllimet kryesore të menaxhimit të burimeve të ujërave sipërfaqësore është zhvillimi i modeleve parashikuese për të asistuar në identifikimin dhe vlerësimin e masave operacionale dhe strukturore për përmirësimin e cilësisë së ujit. Ujërat sipërfaqësore janë sisteme mjedisore të ndërlikuara dhe për rrjedhojë, kuptimi dhe parashikimi i sjelljes së tyre është i vështirë. Gjatë dekadave, shkencëtarët janë përpjekur të zhvillojnë modele matematikore për të parashikuar përgjigjen e trupave ujorë ndaj ngarkesave të ndotësve që e kanë origjinën në aktivitetin human. Një model matematikor përkufizohet si një seri ekuacionesh, ndryshoresh dhe parametrash input që ka për qëllim të karakterizojë disa procese nën vëzhgim.Kështu, këto modele janë të aftë të përshkruajnë sjelljen fizike, kimike dhe biologjike të trupave ujorë dhe të përfshijnë një tërësi varësish matematikore, që përmbajnë shumë parametra dhe që janë specifikë për sistemin që modelohet. Modelet e cilësisë së ujërave sipërfaqësore i janë nënshtruar një zhvillimi kohë-gjatë që kur Streeter dhe Phelps ndërtuan modelin e parë të cilësisë së ujit (modeli S-P) për të kontrolluar ndotjen e lumit në shtetin Ohio të SHBA (Streeter and. Phelps, 1925). Modelet e cilësisë së ujit sipërfaqësor kanë bërë një progres të madh: nga modeli me një faktor të cilësisë së ujit deri në atë shumë faktorialë të cilësisë së ujit; nga modele të gjendjes së qëndrueshme deri në modele dinamike; nga modele pikësore deri në bashkimin e modeleve pikësore me ato jo-pikësore të ndotjes dhe nga modele zero- në modele një-, dy- dhe tre- përmasorë. Deri tani janë zhvilluar më shumë së 100 modele të cilësisë së ujit sipërfaqësor. Modelimi i cilësisë së ujit ka patur evolucionin e vet që me lindjen e tij në fillim të viteve të shekullit të 20-të. Që nga viti 1925 deri tani, modelet e cilësisë së ujit kanë kaluar në tre etapave të ndryshme dhe të rëndësishme zhvillimi.

39

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

a.

Etapa fillestare(1925-1965)

Modelimi matematikor i sistemeve ujore të lumenjve dhe rezervuarve ka filluar herët në shekullin e 20-të (Orlob, 1983). Modelet e parë për sistemin e lumenjve dhe liqeneve ishin njëpërmasorë dhe bazoheshin në ekuacionin e adveksion- shpërhapjes (Orlob, 1983). Ato përbëheshin nga ekuacione diferencialë që u zgjidhën me metoda numerike. Pjesa më e madhe e punës së modelimit të cilësisë së ujit, në etapën fillestare, u fokusua mbi problemin e allokimit të ngarkesave të mbeturinave urbane. Puna bazë në fushë e modelimi ishte zhvillimi i modelit Streeter – Phelps. Në këtë etapë modelet e cilësisë së ujit u fokusuan në bashkëveprimin ndërmjet përbërësve të ndryshëm të cilësisë së ujit në sisteme të ndërlikuar lumorë me burime të ndotjes pikësore dhe humane. Transmetimi hidrodinamik, kërkesa për oksigjen e sedimentit dhe fotosinteza e frymëmarrja e algave, u konsideruan si inpute të jashtme, ndërsa burimi pikësor i ndotjes u mor parasysh si ngarkesë. Në fillim të kësaj etape (1925 deri 1965), u zhvillua modeli i thjeshtë bilinear BOD-DO (Nevoja Biokimike për Oksigjen-Oksigjeni i Tretur), i cili arriti një sukses në parashikimin e cilësisë së ujit. Ky model dhe vëzhgimet pasuese, siguruan një mënyrë për të vlerësuar nivelet e oksigjenit të tretur në lumenj dhe delta. Më tej, u ndërtua një model njëpërmasor, i cili u përdor për të zgjidhur probleme të ndotjes në lumenj dhe delta lumenjsh. Përveç kësaj, në këtë periudhë u zhvilluan edhe modele bakterialë. Një progres i vogël u bë deri në vitet 1950-të me lindjen e sistemeve kompjuterike. Me këto mjete të reja, modelerët kishin aftësinë të zhvillonin zgjidhje numerike për ekuacionet diferencialë që ishin më shumë të ndërlikuar se versionet më të hershme (Orlob, 1983). Për shkak të mungesës së kompjuterëve, zgjidhjet e modelit ishin në formë të mbyllur. Kjo do të thotë se zbatimet ishin zakonisht të kufizuara në ujëra të rrjedhshme me kinetika lineare, gjeometri të thjeshta dhe gjendje të qëndrueshme. Kështu, fusha e problemeve, të cilave modelimi duhet t‟i adresohej, ishte e kufizuar nga mjetet kompjuterike në dispozicion. Pas kësaj arritjeje, shumë kërkuesish shkencorë i modifikuan dhe më vonë i zhvilluan më tej modelet Streeter-Phelps.

b.

Etapa e përmirësimit (1965-1995)

Në mesin e viteve 60-të, kompjuterët u bënë mjete që përdoren gjerësisht. Me progresin në prodhimin e kompjuterëve, deri në ata personal dhe me rritjen e shpejtësisë, u zhvilluan modele shumë më të ndërlikuar. Kjo gjë çoi në një progres si të modeleve, ashtu edhe të mënyrave sesi ato do të zbatoheshin. 40

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Progresi i parë i modelimit përfshiu shprehje numerike në struktura analitike. Në fokus ishte akoma oksigjeni, por kompjuteri lejoi adresimin tek gjeometri sistemi, kinetika dhe simulime të varua nga koha më të ndërlikuara. Në veçanti, modelet u zgjeruan drejt sistemeve dypërmasore të tillë si deltat e lumenjve dhe gjire detesh. Nga viti 1965 deri 1970, modelet e cilësisë së ujit u klasifikuan si shtatë sisteme lineare dhe bënë një progres të madh bazuar në studimet e mëtejshme mbi koeficientet shumë-përmasorë të modeleve BOD-DO. U përmirësua modeli njëpërmasor dhe u shndërrua në një model dypërmasor, i cili u zbatua në simulimin e cilësisë së ujit të liqeneve. Gjatë vitit 1970 deri 1975, u zhvilluan modele jo-lineare. Këto modele përfshinë sistemin ciklik N dhe P, sistemet me fitoplankton dhe zooplankton dhe u fokusuan në varësitë ndërmjet ritmit të rritjes biologjike dhe nutrienteve, dritës së diellit, temperaturës, fitoplankton dhe në ritmin e rritjes së zooplanktonit. U zbatuan tek këto modele metoda e diferencave të fundme dhe ajo e elementit të fundëm dhe ato u simuluan, duke përdorur modele një- ose dy-përmasorë. Vitet 70-të sollën, gjithashtu, ndryshime në mënyrat sesi mund të zbatohen modelet. Për më tepër, përveç fokusimit mbi efektet lokale të burimeve pikësore, u shqyrtua si një sistem të vetëm edhe baseni i drenimit. Mjetet e zhvilluara fillimisht në fushën e operacioneve bëri të mundur çiftimin e kërkimit shkencor me modelet me qëllim për të prodhuar alternativa trajtimi me kosto efektive. Megjithëse, fokusi ishte akoma mbi burimet pikësore, kompjuteri lejoi të adaptohet një perspektivë më integruese. Në vitet 70-të ndodhi një zhvendosje tjetër. Shqetësimi social lëvizi përtej oksigjenit të tretur dhe burimeve pikësore urbane, drejt një shqetësimi më të përgjithshëm ndaj mjedisit. Lindi një lëvizje ekologjike dhe përmirësimi i mjedisit u bë një qëllim në vetvete. Problemi kryesor i cilësisë së ujit, që u adresua në këtë periudhë, ishte eutrofikimi. Për rrjedhojë, modelerët e zgjeruan fushën e tyre ku përfshinë më shumë paraqitje mekanistike të proceseve biologjike. Inxhinierët e mjedisit zhvilluan modele të hollësishme të ndërvarësisë elementë ushqyes/zinxhir ushqimor. Duhet të shënojmë se gjatë kësaj periudhë, puna kryesore u përqendrua në vënien nën kontroll të burimeve pikësore urbane. Përveç përmirësimit të problemit të oksigjenit të tretur në shumë vende, për zona ku kontrolli i burimit pikësor ishte i pamjaftueshëm, çoi në zhvendosjen e vëmendjes në drejtim të burimeve jopikësore të mbeturinave që kërkojnë oksigjen. Meqë burime të tilla 41

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

janë gjithashtu kontribuuesit kryesorë të elementëve ushqyes, theksi mbi eutrofikimin përforcojë shqetësimin mbi inputet jopikësore. Pas vitit 1975, u rrit numri i ndryshoreve të gjendjes në këto modele dhe u zhvilluan, në këtë fazë, edhe modele trepërmasore, si edhe u përfshinë në to pjesa hidrodinamike dhe ndikimet e sedimentit në cilësinë e ujit. Ndërkaq, modelet e cilësisë së ujit u kombinuan me modelet e ujëmbledhësit për të marrë parasysh burimin jo-pikësor të ndotjes si një ndryshore më vete. Modelet tipike, që u zhvilluan dhe u përdorën në këtë fazë, ishin modelet QUAL (Brown and Barnwell, 1987; Grenney et al., 1987), MIKE11 (Danish Hydraulics Institute, 1993) dhe WASP (Ambrose et al., 1988; Ambrose et al., 1993). Ndërkaq, nga USGS ( U.S. Geological Survey) u zhvillua dhe u zbatua gjithashtu modeli një-përmasor OTIS (Bencala and Walters, 1983; Valett et al., 1996) për simulimin e cilësisë së ujit.

c.

Etapa e thellimit (pas vitit 1995)

Pas vitit 1995, u zvogëlua ndotja jo-pikësore në sajë të kontrollit të rreptë që u zbatua në vendet e zhvilluara. Megjithatë, depozitimi atmosferik i thatë dhe i lagët në përbërje të të cilit përfshiheshin lëndë të përbëra organike, metale të rëndë dhe lëndë të përbëra kryesisht me azot, treguan një ndikim të rritur në cilësinë e ujit sipërfaqësor të lumenjve. Progresi kryesor në modelim e kësaj periudhe ka qenë njohja e rolit kryesor të lëndës së ngurtë në transportin dhe fatin e lëndëve toksike. Në veçanti, shoqërimi i lëndëve toksike me pjesëzat të sedimentimit dhe të atyre që qëndrojnë në gjendje pezullie paraqet një mekanizëm që kontrollon transportin dhe fatin e tyre në ujërat natyrale. Më tej, pjesëza të vogla organike, të tillë si fitoplanktoni dhe detritusi mund të shërbejnë si ushqim dhe të kalojnë në organizma më të lartë. Ndërveprime të tilla të elementëve ushqyes/zinxhir ushqimor i ka motivuar modeluesit për të parë ciklin natyral të karbonit organik më shumë se një qëllim në vetvete. Për më tepër, zinxhiri ushqimor mund të shihet si një konvenjier dhe përqendrues i ndotësve. Ndonëse nutrientet dhe metalet toksikë të depozituar në ujin sipërfaqësor ishin përfshirë në kuadrin e modelit, këto materiale jo vetëm që depozitohen direkt në ujin sipërfaqësor, por ato gjithashtu mund të depozitohen në sipërfaqen e tokës të një ujëmbledhësi dhe në vijimësi transferohen në trupin ujor, duke përbërë një burim të rëndësishëm të ndotjes. Nga pikëpamja e kërkesave të menaxhimit, një model i ndotjes së ajrit duhet të zhvillohej për ta përfshirë në model këtë hyrje, duke treguar se depozitimi statik dhe dinamik i 42

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

atmosferës duhet të lidhet me një ujëmbledhës të dhënë. Për rrjedhojë, në këtë fazë, disa modele ndotjeje të ajrit u integruan me modelet e cilësisë së ujit për të vlerësuar direkt kontributin e depozitimit të ndotësve atmosferikë. Përveç disa modeleve tipike të tillë si modelet QUAL 2K (Fang, 2008), WASP (Artioli, 2005), QUASAR (Whitehead et al., 1997; Sincock and Lees, 2002), SWAT (Grizzetti et al., 2003), MIKE 21 (Danish Hydraulic Institute, 1996) dhe MIKE 31 (Danish Hydraulic Institute, 1996), u zhvilluan modele të tjerë të cilësisë së ujit për të simuluar kushtet e ndërlikuara të mjedisit ujor. Kështu, u zhvillua modeli INCA, i cili merr parasysh ndikimet e azotit atmosferik, përdorimit të tokës dhe hidrologjisë. Kohët e fundit Fan et al. (2009) integruan modelin e cilësisë së ujit QUAL 2K me atë HEC-RAS për të vlerësuar ndikimin e baticave në simulimin e cilësisë së ujit. Për integrimin e burimeve pikësore me ato jo-pikësore të ndotjes, US Environmental Protection Agency (USEPA) zhvilloi një sistem analize të shumë-qëllimshme (BASINS) që e bënë të mundur të vlerësojë ndikimet që shkaktohen nga një numër i madh burimesh pikësore dhe jo-pikësore. Ndërkaq, USEPA, gjithashtu, e listoi modelin EFDC si një mjet për menaxhimin e cilësisë së ujit. Modelet të tillë si modeli QUASAR, QUAL, WASP, CE-QUAL-W2, BASINS, MIKE dhe model EFDC janë zbatuar gjerësisht pothuajse në mbarë botën (Fan et al., 2009; Morley, 2007). Kohët e fundit, Kannel et al. (2011) kanë konkluduar se këto modele janë shumë të përshtatshëm, veçanërisht për simulimin e oksigjenit të tretur përgjatë lumenjve dhe përrenjve. Sot, ekzistojnë modele, të cilët u adresohen një shumëllojshmëri përdorimesh. Janë vënë në dispozicion nga institucione dhe ndërmarrje tregtare modele një-, dy- dhe trepërmasorë. Është e nevojshme të kemi njohuri për kapacitetet dhe kufizimet e modeleve të ndryshëm. Modelet njëpërmasor (1-D) janë të përshtatshëm për trupa ujorë të gjatë, të ngushtë dhe të cekët ku transporti përgjatë gjatësisë së trupit ujor dominojnë lëvizjen anësore dhe vertikale. Modelet dypërmasor (2D) mund të parashikojë hidrodinamikën në një trup ujor gjatë periudhave të shtresëzimit më mirë sesa një model 1-D, sepse ata janë më të zbatueshëm për trupa ujorë ku ndryshueshmëria gjatësore dhe vertikale dominojnë ndryshueshmërinë anësore. Modelet trepërmasorë (3-D) përdoren kur modelet 1-D dhe 2-D nuk mund të simulojnë me saktësi trupat ujorë me gradientë të mëdhenj vertikal, anësorë dhe gjatësorë. Megjithatë, modelet 3-D janë më shumë të kërkuar se modelet 1-D dhe 2D. Modelet mund të përdoren për të simuluar dhe parashikuar sjelljen e ndotësve dhe për të vlerësuar ndikimet potenciale të inputeve në cilësinë e ujit. 43

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Është, gjithashtu, e rëndësishme të shënojmë se kërkohet të kihen në dispozicion të dhëna të arsyeshme për parametrat për të prodhuar rezultate të zbatueshme për modelet 1-D, 2-D dhe 3-D. Modelet duhet të kalibrohen dhe verifikohen përpara se të përdoren për parashikimin e sjelljes së panjohur të trupit ujor.

2.2. Modele Hidrodinamikë dhe të Cilësisë së Ujit Modelet hidrodinamikë dhe të cilësisë së ujit përdorin metoda analitike dhe numerike për të simuluar sjelljen e trupave ujorë në një shumëllojshmëri kushtesh. Këto modele mund të përdoren për të vlerësuar shpejtësitë e ujit, ndryshesat në lartësinë e sipërfaqes së lirë ujore dhe reagimet e temperaturës ndaj ndryshesave në prurjet dhe largimet nga një sistem ujor. Modelet mund, gjithashtu, të përdoret për të vlerësuar cilësinë e ujit kur ata përdoren si mjet për të analizuar përqendrimin e ndotësve, elementëve ushqyes, mikrobeve ose të përbërësve natyrorë në një trup ujor. Gjatë viteve të fundit, shkencëtarët e burimeve ujore po i përqendrojnë studimet e tyre gjithnjë e më shumë drejt vlerësimeve dhe monitorimin e sistemeve liqenore (Jassby, 1998; Carpenter et al., 2007; Magner and Brooks, 2008, Williamson et al., 2008) për të vlerësuar sesi kërcënime (rreziqe) me natyrë të ndryshme ndikojnë mbi liqenet për një periudhë kohe afatgjatë. Modelet e cilësisë së ujit i lejojnë përdoruesve të tyre për të investiguar shpejt shumë skenarë, nëse grumbullohen të dhëna të mjaftueshme për të kalibruar dhe vlerësuar modelin. Liqenet dhe basenet e tyre drenuese janë shumë të ndërlikuara dhe zhvillimi i një kuptimi mekanistik i lidhjes ndërmjet trysnive të ushtruara në basenin dhe në metabolizmin e liqenit, është realizuar më së miri nëpërmjet ndërmarrjes së një përqasjeve afatgjatë, të përshtatshme në lidhje me menaxhimin e trupit ujor (Magnuson et al., 1990). Studimi intensiv dhe i detajuar i sistemeve përfaqësuese është vendimtar për të kuptuar shkaqet dhe ndikimin e mekanizmave të ndryshëm, por një nevojë e barabartë me të është edhe krahasimi dhe përdorimi i këtij informacion të detajuar drejt një grupi më të gjerë sistemesh të ngjashëm. Kështu p.sh. nga Departamenti i Burimeve Natyrore të Minnesota u ndërmor programi kërkimor për menaxhimin e liqeneve në një mjedis që ndryshon, i njohur me emrin SLICE (Sustaining Lakes in a Changing Environment) që përfshinte monitorimin mjedisor bazuar mbi indikatorë të baseneve ujore, të cilësisë së ujit, habitateve dhe peshqve (McDonald, 2003). Struktura e programit SLICE, gjithashtu, përfshinte një përbërës të monitorimit afatgjatë ekologjik. Aftësia për të simuluar ndikimet 44

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

shkallë-gjerë të rreziqeve mbi ekosistemet e liqeneve është një përbërës vendimtar për një plan proaktiv menaxhimi edhe për liqenet e Shqipërisë. Disa studime modelimi në nivel rajonal ose në nivel shteti kanë ilustruar lidhjet potenciale ndërmjet ndryshimeve klimatike, morfologjisë së liqenit dhe zvogëlimit të habitatit të peshqve në formën e shpërndarjes së temperaturës dhe të oksigjenit të tretur (Stefan and Fang, 1994; Stefan et al., 1995, 1996; De Stasio et al., 1996; Fang and Stefan, 1999; Fang et al., 2004a, 2004b; Jacobson et al., 2008). Këto modele kanë dokumentuar rëndësinë relative të gjeometrisë së liqen-basenit, shtresëzimit termik, shtresëzimit të oksigjenit të tretur dhe përzierjes së shkaktuar nga era në zhvillimin e një habitati të qëndrueshëm në liqenet e thellë. Megjithatë, reagimi potencial i dinamikës trofike ndaj ndryshimeve të njëkohshme në përdorimin e tokës dhe atyre klimatike, është akoma shumë pak i njohur. Mbeten për të sqaruar akoma shumë probleme sesi burimet e ndërlikuara ushqimore që mbështesin rritjen e peshqve dhe që përfshihen në këto sisteme të modeluara, do të reagojnë ndaj ndryshimeve të parashikuara në habitatin e peshqve (De Stasio et al., 1996). Në vitet 1980-të u zhvillua modeli MINLAKE (Minnesota Lake Water Quality Management Model) për të simuluar shtresëzimin e liqenit dhe karakteristikat e cilësisë së ujit (Riley, et al., 1988). Modeli i parashikonte këto ndryshore si përgjigje ndaj motit, prurjeve, largimeve dhe proceseve të shkëmbimit. MINLAKE përdor ekuacione transporti të adveksion-shpërhapjes dhe adreson temperaturat, algat, fosforin dhe azotin, detrituset, zooplaktonin, sedimentin inorganik dhe oksigjenin e tretur (Riley, et al., 1988). Modeli është njëpërmasor (drejtimi z) dhe rekomandohet që të përdoret në liqene me sipërfaqe të vogël (50 to 100 km2), që mund të jenë të thellë, ose të cekët (Riley, et al., 1988). Shumica e kodit është e fokusuar në parashikimet e algave me sub-algoritme që adresojnë ngarkesën e elementeve ushqyes. Ai merr parasysh rritjen, shpërhapjen, frymëmarrjen, vdekshmërinë dhe kullotjen e algave dhe zooplantoneve (Dorsel, 1998). Autoriteti i Luginës Tennessee zhvilloi modelet ADYN dhe RQUAL, si një grup modelesh hidrodinamikë dhe të cilësisë së ujit, ku modeli ADYN adreson atributet e rrjedhjes së sipërfaqes së lirë të trupit ujor dhe ai RQUAL adreson përbërës të cilësisë së ujit (Deas, 2005). Modeli ADYN përdor ekuacionet e ruajtjes së masës dhe të momentit, ndërsa modeli RQUAL përdor ekuacionin e transportit të masës. Modeli RQUAL ka aftësinë të modelojë temperaturën, kërkesën për oksigjen biokimik, oksigjenin e tretur dhe prodhimin primar (Deas, 2005).

45

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Modeli BETTER (Box Exchange Transport Temperature and Ecology), i zhvilluar nga Autoriteti i Luginës Tennessee është një model dypërmasor që përdor prurjet, përzierjen, temperaturën, shtresëzimin dhe kohën e jetesës për të adresuar simulime të elementëve ushqyes dhe oksigjenit të tretur (Tennessee Valley Authority, 1990). Megjithëse i dobishëm për vitet e kaluara, modeli BETTER nuk u përmirësua që të merrte përparësitë e një modeli modern. Modeli përdor vlera mesatare ditore për të gjitha ndryshoret input, në vend të atyre më të sakta mesatare orare, të modeleve aktualë. Megjithatë, ai është i përdorshëm për modelimin e sistemeve ku nuk kërkohet një rezolucion i lartë. Modeli WASP (Water Quality Analysis Simulation Program) u zhvillua nga Environmental Protection Agency (EPA) për të ndihmuar përdoruesit për të parashikuar dhe interpretuar përgjigjet në lidhje me cilësinë ndaj dukurive natyrore dhe të shkaktuara nga njerëzimi (Ambrose et al., 1993). Ai përdor proceset që varen nga koha të adveksionit, shpërhapjes së masës, ngarkesës pikësore dhe shkëmbimeve kufitare dhe përdoruesit mund të shqyrtojnë sistemet në një-, dy- dhe trepërmasorë (Ambrose et al., 1993). Përqasja e cilësisë së ujit, e përdorur nga modeli WASP, bazohet në ligjin e ruajtjes së masës. Ai ka aftësinë që të modelojë temperaturën, oksigjenin e tretur, transportin e sedimentit, algat dhe shumë përbërës të tjerë (Ambrose et al., 1993). Përparësia kryesore e modelit WASP qëndron në atë se ai është i përshtatshëm për një shumëllojshmërie sistemesh dhe ndërlikueshmërish në hapësirën një-, dy-, tre-përmasore, duke u varur nga saktësia e rezultateve të kërkuara. Me rritjen e saktësisë, modeli WASP mund të ngarkohet nga një numër të madh skedarësh dhe mund të mos jetë i përshtatshëm për sistemet kompjuterike më të vjetër. Model WASP është i kufizuar në zbatimet e tij për simulimin e fotosintezës, elementëve ushqyes dhe oksigjenin e tretur (Environmental Protection Agency, 2005). E meta kryesore e modelit WASP qëndron në ndërikueshmërinë e skedarëve të inputeve të kërkuara dhe llojin e simulimeve të disponueshme. Edhe cilësia e ujit, habitatet, dhe peshqit në liqenet e Shqipërisë përballen me rreziqe të qenësishme të shkaktuara nga ndryshime në përdorimin e tokës dhe nga ndryshimet klimatike. Për të vlerësuar cilësinë e ujit të sipërfaqeve të lira ujore në Shqipëri, u zbatua nga ne modeli dypërmasor CE-QUAL-W2 (Cole and Wells, 2006; 2008; 2015; Ha, and Lee, 2008; Kurup et al., 2000; Sullivan, and Rounds, 2005;Williams, 2007; Zyfi, et al. 2014; Zyfi and Grazhdani; 2014; 2015). Ky model është një model dypërmasor, gjatësor dhe vertikal, hidrodinamik dhe të cilësisë së ujit. Modeli përdoret për trupa ujorë relativisht të gjatë dhe të ngushtë, që kanë gradientë vertikalë dhe gjatësorë të 46

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

treguesve hidrodinamikë dhe të cilësisë së ujit, sepse ndryshimet anësore për shpejtësinë, temperaturën dhe treguesve të cilësisë së ujit pranohet si të papërfillshme. Kjo e bën modelin të zbatueshëm për lumenj, liqene, rezervuar, delta dhe për kombinimin e tyre, duke përfshirë edhe basene ujore me disa rezervuar dhe segmente lumore (Cole and Wells, 2008). Modeli CE-QUALW2 bashkon algoritmet për hidrodinamikën dhe cilësinë e ujit. ModeliCE-QUAL-W2 u zhvillua nga USACE (U.S. Army Corps of Engineers) si një model dypërmasor të cilësisë së ujit (Cole and Wells, 2008). Ai ka aftësinë të modelojë hidrodinamikën e sistemeve ujore, duke përdorur ekuacionet e vazhdueshmërisë dhe të ruajtjes së momentit. Ai, gjithashtu, mund të modelojë temperaturën dhe një shumëllojshmëri të treguesve të cilësisë së ujit (Cole and Tillman et al., 2001). Zbatimi i modelit CE-QUAL-W2 kërkon njohuri në fushat e mëposhtme: hidrodinamikë; biologjia ujore; kimia ujore; metodat numerike të zgjidhjes së ekuacioneve diferencialë; shkenca kompjuterike dhe kodimi FORTRANT; statistika; mbledhja dhe përpunimi i të dhënave. Modelimi i cilësisë së ujit është në shumë mënyra një art që kërkon jo vetëm njohuri në këto fusha studimi, por, gjithashtu, eksperiencë në integrimin e tyre. Modeli CE-QUAL-ICM fillimisht u zhvillua nga USACE për të studiuar proceset e eutrofikimit në Chesapeake Bay (Cerco, et al., 1995). Kodi i tij u lejon përdoruesve që ta ndajnë modelin në celula diskrete në të cilat përdoret përqasja e baraspeshës së masës (Cerco et al., 1995). Ai ka aftësinë që të modelojë në hapësirën një, dy ose trepërmasore dhe mund të parashikojë 28 përbërës, duke përfshirë algat, karbonin, fosforin, silicin dhe oksigjenin e tretur (Cerco, et al., 1995). Modeli CE-QUAL-ICM është përdorur për të modeluar proceset e eutrofikimit në Chesapeake Bay në vitin 2002. Rajone të tjerë ku modeli ka qenë i zbatuar me sukses përfshijnë Inland Bays në Delaware, New York Bight, Newark Bay, New York - New Jersey Harbors, Lower Green Bay, Los Angeles - Long Beach Harbors, Cache River Wetland, San Juan Bay dhe Florida Bay (U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station, 2011). Rezultatet e marra tregojnë aftësinë e modelit për të riprodhuar të dhëna fushore mbi një sistem të madh.

47

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

2.3. Bekgraundi i Modelit CE-QUAL-W2 Modeli CE-QUAL-W2 bazohet në zgjidhjen e gjashtë ekuacioneve të rrjedhjes së ujit të mesatarizuar sipas drejtimit anësor dhe në shtresë, ku përfshihen ekuacioni: (a) i sipërfaqes së lirë ujore; (b) i trysnisë hidrostatike; (c) i momentit horizontal; (d) i vazhdueshmërisë; (e) i transportit të përbërësve dhe (f) i ekuacionit të gjendjes që e lidh dendësinë (duke përfshirë temperaturën) me përqendrimin e lëndëve të ngurta, të tretura ose që qëndrojnë në gjendje pezullie në trupin ujor (Cole and Buchak 1995). Gjashtë ndryshoret që zgjidhen nga modeli CE-QUAL-W2 dhe që janë unike për secilin sistem limnetik, janë lartësia e sipërfaqes ujore, trysnia, dendësia e ujit, përbërëset horizontale dhe vertikale të shpejtësisë dhe përqendrimi i përbërësit të cilësisë së ujit. Modeli CE-QUAL-W2 është dypërmasor (gjatësor/vertikal), hidrodinamik dhe i cilësisë së ujërave sipërfaqësore (liqene, lumenj, delta, rezervuar), që përdoret për modelimin e varësive të tilla si temperatura-nutrientet-algatoksigjeni i tretur-lënda organike dhe sedimenti. Modeli përmban disa koeficiente që duhet të korrigjohen gjatë procesit të kalibrimit. Koeficientet për viskozitetin shtjellor gjatësor dhe shpërhapjen, koeficienti Chezy dhe koeficienti i mbrojtjes nga era ndikojnë direkt në hidrodinamikën e liqenit, e cila nga ana e vet ndikon mbi temperaturën e ujit në liqen. Dy koeficient të tjerë, pjesa e rrezatimit direkt diellor të përthithur nga sipërfaqja ujore dhe koeficienti për shkëmbim të nxehtësisë me fundin e trupit ujor, ndikojnë direkt mbi bilancin e nxehtësisë. Ky bilanc nxehtësie i modelit përfshin termat e avullimit, rrezatimit valë gjatë dhe atë valë shkurtër, përcjellshmërinë termike dhe rrezatimin e pasqyruar (Cole and Buchak, 1995). Përveç këtyre koeficienteve, parashikimet e temperaturës së ujit janë, gjithashtu, të ndikuara nga ndryshore të tilla si ritmi i prurjeve, temperatura e prurjeve dhe ritmi i largimeve. Zhvillimi dhe evoluimi i modelit CE-QUAL-W2 ka zgjatur rreth tre dekada. Formulimi fillestar i modeli CE-QUAL-W2 u realizua në vitin 1975 nga Edinger and Buchak (Edinger et al., 1983, Cole and Wells, 2008). Modeli origjinal njihej me emrin LARM (Laterally Averaged Reservoir Model). Zbatimi i parë i modelit LARM u krye për një rezervuar pa degë. Për këtë arsye, më tej atij iu kryen shumë modifikime të njëpasnjëshme që lejuan të zbatohej edhe për trupa ujorë të përbërë nga shumë degë dhe ai u riemërua si Generalized Longitudinal-Vertical Hydrodynamics and Transport Model (GLVHT). Më tej, shtimi i algoritmit për cilësinë e ujit prodhoi versionin 1.0 të

48

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

modelit CE-QUAL-W2, i cili doli në vitin 1986 (Environmental and Hydraulic Laboratories, 1986; Cole and Buchack, 1995). Modifikime të tjera për të përmirësuar saktësinë, eficiencën dhe shumë përditësime të tjera rezultuan në daljen e versionit 2.0 (Cole and Buchak, 1995). Përmirësime të vazhdueshme në skemat numerike të zgjidhjes, në algoritmet mbi cilësinë e ujit, të kapaciteteve të shumëfishtë të trupave ujorë, të kapaciteteve të shumëfishta të përbërësve dhe përmirësime të tjera çuan në daljen e versionit 3.0 (Cole and Wells, 2008). Version i përdorur në këtë studim është ai 3.6 (Cole and Wells, 2008). Modeli CEQUAL-W2, versioni 3.6 simulon dinamikën e lartësisë së sipërfaqes së lirë ujore, shpejtësitë dhe temperaturën dhe mund të simulojë, përveç temperaturës, edhe 28 ndryshore të tjera të gjendjes së cilësisë së ujit. Një përparësi e modelit, mbi modelet e tjerë hidrodinamikë dhe të cilësisë së ujit, është që në të moduli hidrodinamik dhe ai i cilësisë së ujit janë bashkuar nëpërmjet një ekuacioni të gjendjes për dendësinë, i cili varet nga temperatura, lënda e ngurtë që qëndron në gjendje pezullie në ujë dhe lëndët e ngurta të tretura. Modeli CE-QUAL-W2 është zbatuar me sukses në liqene (Sullivan and Rounds, 2004; Sullivan et al., 2007). Ndryshimet vertikale të kapura me modelin CE-QUAL-W2 janë të rëndësishme për të dalluar ndryshimet kohore në shtresën epilimnion dhe hypolimnion të një liqeni.

2.4. Pika të Forta dhe Kufizime të Modelit a.

Pika të Forta

Modeli CE-QUAL-W2 është i aftë të parashikojë lëkundjet e lartësisë së sipërfaqes së lirë ujore, shpejtësinë e rrjedhjes së ujit, temperaturat dhe të një numri treguesish me anën e të cilëve shprehet cilësia e ujit. Uji ndjek rrugën nëpërmjet qelizash në një rrjetë kompjuterike, ku secila qelizë vepron si një reaktor plotësisht i përzierë për çdo hap kohor. Trupat ujorë me gjeometri të ndërlikuar mund të paraqiten nëpërmjet shumë degëve dhe qelizave individuale. Temperatura përfshihet në njehsimet hidrodinamike, sepse ajo ndikon mbi dendësinë e ujit. Përderisa temperatura ka një ndikim në sjelljen hidrodinamike dhe në cilësinë e ujit, modeli CE-QUAL-W2 kërkon inpute të temperaturës dhe njehson parashikimet e temperaturës për të gjitha veprimet e saj. Algoritmi i cilësisë së ujit është modular, duke lejuar që treguesit e cilësisë së ujit të shtohen lehtë si subrutinë. Për vlerësimin e cilësisë së ujit, versioni 49

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

aktual i modelit përdor grupe të pjesëzave të ngurta që ndodhen në gjendje pezullie në ujë, grupe të fitoplanktoneve, grupe epifitoni, kërkesën biokimike për oksigjenin e karbonuar (carbonaceous biochemical oxygen demand, CBOD), lëndën organike dhe një shumëllojshmëri të elementëve ushqyes ku përfshihen fosfori, azoti, ammoniumi dhe nitrate/nitritet. Çfarëdo kombinimi i përbërësve të cilësisë së ujit mund të përfshihet/përjashtohet nga një simulim. Modeli mund të simulojë lehtësisht përgjigje afat-gjatë për cilësinë e ujit. Ndikimet e kripësisë ose të masës së plotë të ngurtë të tretur/kripësisë mbi dendësinë dhe për rrjedhojë, mbi hidrodinamikën përfshihen, nëse ato simulohen në modulin e cilësisë së ujit. Modeli mund të zbatohet për një shumëllojshmërie lumenjsh, liqenesh, rezervuar, delta lumenjsh, ose pjesë të veçantë të trupave ujorë, duke specifikuar për to kushtet kufitare. Algoritmi me degë i modelit, lejon zbatimin e tij për trupa ujorë me gjeometri të ndërlikuar të tillë si p.sh. delta lumenjsh etj. Modeli mund të zbatohet edhe për një numër çfarëdo lumenjsh, liqenesh, rezervuarësh dhe delta lumenjsh të lidhur në seri. Të dhënat minimale të kërkuara që të funksionojë një model i tillë përfshijnë prurjet hyrëse dhe/ose dalëse të ujit, të dhëna meteorologjike dhe të dhënat fillestare. Modeli i lejon përdoruesit të tij një fleksibilitet të vlerësueshëm në llojin dhe frekuencën e autputeve. Modeli është i shkruar në FORTRAN dhe version 3.6 është i përpiluar me përpiluesin Intel Visual FORTRAN V10.1 (Cole and Wells, 2008). Një nga kapacitetet kryesore të modelit qëndron në aftësinë e përdoruesit për të përshtatur modelin deri në çfarëdo sisteme individuale dhe të bëjë arsyetime se cili prej tyre është më i rëndësishëm, për cilësinë dhe shpejtësinë e veprimit të tij.

b.

Kufizime

Modeli CE-QUAL-W2 është një paraqitje matematikore e ndërlikuar e një sistemi ujor si p.sh. lum, liqen apo rezervuar. Ai zgjidh numerikisht ekuacione diferencialë hidrodinamike dhe të transportit dhe, duke e realizuar një gjë të tillë, ai është i kufizuar nga qëndrueshmëria numerike e këtyre ekuacioneve. Për këtë arsye, ka një numër udhëzimesh të cilëve përdoruesi duhet t'i zbatojë me përpikëri. Modeli përdor disa pranime dhe përafrime për të simuluar hidrodinamikën, transportin dhe proceset e cilësisë së ujit. Modeli përdor gradientë në drejtimin gjatësor dhe atij vertikal dhe pranon se gradientët anësorë janë të papërfillshëm. 50

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Këto pranime mund të jenë të papërshtatshme për trupa ujorë me ndryshime të vlerësueshme anësore. Turbulenca modelohet në model nëpërmjet koeficienteve shtjellorë për të cilët përdoruesi duhet të vendosë se cila skeme është më e përshtatshme për zbatim. Nuk përfshihet në model një algoritëm për momentin vertikal dhe rezultatet mund të jenë të pasakta për trupa ujorë me nxitim vertikal të vlerësueshëm. Proceset e cilësisë së ujit janë tejet të ndërlikuara dhe modeli përdor përqasje të thjeshtuara për të marrë zgjidhje. Disa procese të cilësisë së ujit nuk simulohen duke përfshirë zooplanktonet, makrofitet dhe SOD-i (sediment oxygen demand) (Cole and Wells, 2003).

3. METODOLOGJIA Në këtë seksion të Doktoratës, në fillim përshkruhet vendet ku u realizua studimi (raste studimi), duke dhënë karakteristika të rëndësishme fizike, biologjike, ekologjike dhe sociale-ekonomike të tyre. Më tej, jepet kuadri teorik i modelit CE-QUAL-W2 dhe një përmbledhje të ekuacioneve të lëvizjessë ujit të cilët përdoren nga modeli për vlerësimin e cilësisë së ujit të një liqeni; disa ekuacione ndihmëse që përshkruajnë proceset e pavarura të skemave bazë njehsuese hidrodinamike dhe të transportit që përmbahen në model, si: trysnia viskoze shtjellore e shkaktuar nga era, shkëmbimi i nxehtësisë në sipërfaqen ujore, temperatura e baraspeshës, shkëmbimi i nxehtësisë së sedimentit, hijezimi dinamik, dendësia e ujit. Vijon më tej me termin prurje/largime (anglisht: source/sink) në ekuacionin e cilësisë së ujit, ku trajtohen: Lëndë të ngurta në gjendje pezullie, lëndë të ngurta totale të tretura; lëndë organike e tretur (anglisht: dissolved organic metter, DOM) e paqëndrueshme), lëndë organike e tretur e qëndrueshme, pjesëza lënde organike të paqëndrueshme (anglisht: (labile particulate organic matters, LPOM), pjesëza lënde organike të qëndrueshme (anglisht: refractory particulate organic matters, RPOM), kërkesa biokimike për oksigjenin e karbonuar (anglisht: carbonaceous biochemical oxygen demand, CBOD), epifitonet, makrofitet, oksigjeni i tretur, zooplanktoni, fosfori, ammoniumi,

51

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

nitrate-nitrite dhe sedimentet. Në fund, jepet një përshkrim i përgjithshëm i terminologjisë që modeli përdor.

3.1. Bekgraundi i zonave të studimit Tre liqenet: i Shkodrës, Prespës dhe Ohrit u zgjodhën si zona (raste studimi) ku u zbatua studimi i Doktoratës. Ekosistemet tokësore dhe ato ujore në këto rajone, kanë pësuar në mënyrë të vazhdueshme një degradim pjesërisht dramatik. Gjendja aktuale e biodiversitetit brenda këtyre rajoneve paraqet një model të përbërë nga zona në një gjendje natyrore me biodiversitet të lartë, nga zona të shfrytëzuara në mënyrë intensive dhe nga zona të degraduara në sajë të bashkëveprimit njëri-natyrë. Gjendja e mjedisit në këto rajone aktualisht është jo e mirë për shkak të mungesës së burimeve energjetike dhe aktiviteteve njerëzore të paplanifikuara drejt. Shpërdorimi lokal i burimeve nuk është arsyeja e vetme për degradimin e habitateve. Në disa raste, autoritetet shtetërore, planifikimi i territorit ose faktorët e jashtëm, janë përgjegjës për shkatërrimin e habitateve. Është vëzhguar se cilësia e ujit të liqeneve ndikohet në mënyrë të qartë nga aktivitetet humane. Më poshtë jepen disa karakteristika të rëndësishme fizike, biologjike, ekologjike dhe sociale-ekonomike të tyre veçmas për secili liqen.

A. Liqeni i Shkodrës Liqeni i Shkodrës ndodhet në zonën kufitare ndërmjet dy shteteve: Shqipëria dhe Mali i Zi. Pjesa shqipëtare e liqenit shtrihet në dy rrethe: rrethi i Shkodrës dhe atij të Malësisë së Madhe, ndërsa ajo e Malit të Zi në tre bashki: Podgorica, Bar dhe Cetinje. Në vitin 1983, si një hap i rëndësishëm në drejtim të ruajtjes së mjedisit, Mali i Zi e deklaroi pjesën e tij të liqenit Park Kombëtar. Zona e liqenit u identifikua nga Konventa Ramsar si një nga 25 lagunat ndërkufitare. Në vitet 1995-96, Parku Kombëtar i Liqenit të Shkodrës (Skadarsko Jezero) u përfshi në listën e lagunave me rëndësi ndërkombëtare dhe u bë vend i Ramsar-it me No. 784. Në Nëntor të vitit 2005, Qeveria Shqipëtare e shpalli pjesën shqipëtare të Liqenit të Shkodrës “Zonë Natyrale e Menaxhuar” me anën e Vendimit të Këshillit të Ministrave No. 684, datë 02.11.2005.

52

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Figura 1 Liqeni i shkodrës

A.1.Gjeologjia dhe gjeomorfologjia Gadishulli i Ballkanit i është nënshtruar një periudhe të fortë orografike (periudhë të formimit të maleve) gjatë periudhave të Terciarit të vonshëm dhe Kuaternarit të hershëm, që rezultoi në formimin e Alpeve Dinarike. Baseni i liqenit të Shkodrës është një depresion i vendosur në jug të Alpeve dhe i orientuar në drejtimin veriperëndim-juglindje, paralel me bregdetin aktual të Detit Adriatik. Liqeni i Shkodrës vazhdon të fundose edhe sot. Liqeni i Shkodrës (Fig. 3.1) ndahet nga jugperëndimi nga Deti Adriatik nga kodra shumë të pjerrëta, malet Tarabosh dhe Rumia. Kjo zonë është vetëm 10 deri 15 km e gjerë me maja që arrijnë deri në 1600 m. Përgjatë brigjeve të liqenit janë vendosur disa ishuj që ndjekin orientimin e shtresës. Të gjithë ato janë gurë gëlqerorë të erës së Mesozoikut që paraqesin majat e vargmalit Rumia mbi nivelin e detit. Uji në këto male infiltron pjesërisht nëntokë, ndërsa rrjedhja sipërfaqësore është e kufizuar. Shumë burime (“oaks”) mund të gjenden në pjesën jugperëndimore të liqenit. Në pjesën veriore dhe verilindore të liqenit gjendet fusha Zeta (në Malin e Zi) dhe disa lumenj. Depozitat e tyre (deltat) dhe ana më e ulët e fushës Zeta kanë krijuar një brez të gjerë kënetor, i cili përmbytet rregullisht.

53

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

A.2. Klima Klima në basenin ujor të Shkodrës është klimë mesdhetare fushore, por me sasi më të madhe të reshjeve, që bien zakonisht në zonën e Mesdheut, në saj të pranisë së maleve. Sasia e reshjeve që bie në liqen lëviz ndërmjet 2,000 dhe 2,800 mm në vit, por në disa zona brenda basenit ujor, arrin mbi 3,000 mm në vit. Nivelet e lagështisë janë të ulëta, diellzimi dhe temperatura e ajrit në verë janë të mëdha, duke shkaktuar një avullim të lartë. Temperatura e ajrit në dimër është e ulët, në saj të lartësive të mëdha dhe për shkak të predominimit të erërave lindore dhe veriore.

A.3. Hidrologjia A.3.1.Disponibiliteti i të dhënave Ekzistojnë harta për kufijtë e basenit ujor të Liqenit të Shkodrës dhe të ujërave sipërfaqësore. Ekzistojnë, gjithashtu, të dhëna edhe mbi matjen e nivelit të ujit të Liqenit të Shkodrës dhe të lumenjve kryesorë si nga ana e Shqipërisë, ashtu edhe asaj të Malit të Zi (tabela 1). Megjithatë, sot vazhdojnë të kryen matje vetëm në disa vende. Tabela 1. Nivelet mujore minimale, maksimale dhe mesatare në Liqenin e Shkodrës( delta e lumit Moraça) gjatëperiudhës 1950 - 1984 Muaji Hmax Hmes Hmin

Jan 9.82 7.42 5.56

Shk 9.37 7.24 5.54

Mar 8.78 7.13 5.78

Prill 9.18 7.19 6.04

Maj 8.52 7.13 5.94

Qer 8.08 6.65 5.44

Korr 6.96 5.98 5.02

Gush 6.24 5.52 4.72

Sht 7.42 5.48 4.60

Tet 9.12 6.02 4.74

Nën 9.46 6.84 4.84

Dhj 9.64 7.40 4.80

Burimi: HMI, Knezeviç (2004) Për sa i përket përcaktimit të vëllimit të ujit që hyn në liqen është realizuar nga ne një njehsim i përafërt duke përdorur bilancin ujor. Në Shqipëri ka të dhëna prej vitit 1949 deri më 1975 mbi hyrjet/daljet sipërfaqësore të ujit në liqen, reshjeve/avullimit dhe mbi varësitë sipërfaqe-vëllim – nivel të ujit për stacionet hidrologjike të vendosura në Shkodër, Koplik, Boks dhe Razëm. Pas vitit 1975 ka mungesa (ndërprerje) në seritë e të dhënave. Edhe në anën e Malit të Zi, ka të dhëna hidrologjike. Ato para vitit 1981 përmblidhen në Karaman dhe Beeton (1981). Të dhënat e kohëve të fundit mbi hidrologjinë të pjesës së Malit të Zi janë prezantuar nga Prohaska et al. (2004), Boskoviç et al. (2004) dhe Knezeviç (2004).

54

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Matje mbi thellësinë e liqenit janë realizuar në periudhën kohore 1972-1973 (Fig.2). Nuk ka matje të kryera kohët e fundit.

Figura 2 Thellësia e Liqenit të Shkodrës

A.3.2.Përshkrime të përgjithshme Liqeni i Shkodrës është liqeni më i madh në Gadishullin e Ballkanit nga sipërfaqja ujore. Sipërfaqja e drenimit e liqenit është rreth 5,500 km2 (4,470 km2 në Malin e Zi dhe 1,030 km2 në Shqipëri). Sipërfaqja e liqenit ndryshon ndërmjet 353 km2, në periudha të thata dhe 500 km2 në periudha të lagëta (në nivel maksimal, 335 km2 është në Malin e Zi dhe 165 km2 në Shqipëri). Vëllimi i liqenin ndryshon ndërmjet 1.7 km3, në periudha të thata, deri 4.0 km3 gjatë periudhave të lagëta. Largësia ndërmjet grykëderdhjes së lumit Crnojevica (në anën veriperëndimore të liqenit, Mali i Zi) dhe daljes nga liqeni (lumi Buna) është 44 km (gjatësia maksimale). Gjerësia e tij më e madhe është 13 km. Lumenjtë më të rëndësishëm që hyjnë në Liqenin e Shkodrës nga veriu janë: Moraça, Crnojevica, Orahovstica, Karatuna, Baragurska në Malin e Zi dhe Rjolska dhe Vraka në Shqipëri. Nga ana perëndimore shumë përrenj rrjedhin në Liqenin e Shkodrës, ndërmjet të cilave mund të përmendim Crmnicka, Bistrica, Orahovacka, Poseljanska, Crnojeviç dhe Karatunu. Përmbytjet ndërmjet viteve 1848 dhe 1858 dhe në vitin 1896 (Boskoviç et al., 2004) devijuan lumin Drin (Shqipëri), baseni ujor i të cilit është 14,000 km2, në drejtim të perëndimit në lumin Buna, pak larg (disa qindra metra) nga 55

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

dalja prej liqenit. Sasia më e madhe e sedimenteve e ngriti shtratin e lumit, i cili deri tani rezultoi në një rritje të nivelit të ujit në liqen me disa metra. Niveli minimal mujor, niveli mesatar dhe niveli maksimal të liqenit (Virpazar, Mali i Zi) për periudhën 1950 – 1984 jepen në tabelën 2. Janë të disponueshme matje mbi nivelet e ujit për dy seri kohore, 1965 – 1967 dhe 2002 – 2004 dhe për pesë stacione hidrometrike: në Shirokë (Liqeni Shkodër), në Baçallëk (Lumi Drin: stacioni sipas drejtimit sipër lumit), në Urën e Lumit Buna afër Shkodrës, në Dajç (Lumi Buna: stacioni më i largët sipas drejtimit poshtë lumit) dhe një seri të dhënash të pjesshme (1965 -1967) të Lumit Buna afër Fabrikës së Çimentos. Në përgjithësi, nivelet e ujit për periudhën kohore 2002 – 2004 janë vlerësueshëm më të ulëta se ato të viteve 60-të. Një gjë e tillë është shkaktuar nga ndërtimi i digave të hidrocentraleve mbi lumin Drin. Tabela 2. Sipërfaqja dhe vëllimi i ujit për nivele të ndryshme të ujit në Liqenin e Shkodrës, Virpazar (Mali i zi; periudha: 1950 - 1984) Niveli i ujit mbi Sipërfaqja nivelin e detit Total Mali i Zi Shqipëri (m) (km2) (km2) (%) (km2) (%) 4.60 (min.) 353.3 205.4 58.1 147.9 41.9 5.25 (mes. ulët) 381.3 231.1 60.6 150.2 39.4 6.37 (mes.) 418.0 263.9 63.1 154.1 36.9 8.55 (mes. lartë) 463.0 301.9 65.2 161.2 34.8 9.82 (max.) 500.0 335.0 67.0 165.0 33.0 Burimi: Knezeviç, M. dhe Todoroviç, M. (2004)

Total (km3) 1.71 1.96 2.39 3.35 3.97

Vëllimi i ujit Mali i Zi Shqipëri (km3) (%) (km3) (%) 1.01 59.1 0.70 40.9 1.16 59.2 0.80 40.8 1.43 59.8 0.96 40.2 2.06 61.5 1.29 38.5 2.48 62.5 1.49 37.5

Të dhënat për periudhën kohore 1965-1967 tregojnë se niveli i ujit i Liqenit të Shkodrës është shumë i ngjashëm me, por pak më i lartë se niveli i ujit i vëzhguar në stacionin e urës së Bunës-Shkodër. Të dhënat e viteve 2002 – 2004 tregojnë raste ku nivelet e ujit në stacionin Buna - Shkodër janë pak më të larta se niveli i ujit i liqenit në Shirokë. Kjo gjë mund të shpjegohet me praninë e rezervuarve (liqeneve artificialë) të ndërtuara në pjesën e sipërme të lumit Drin, të cilat hynë në veprim herët në vitet 70-të. Grumbullimi i ujit në këto liqene artificiale çon nivele më të ulëta të ujit në Buna - Shkodër, ndërsa lëshimet e ujit prej këtyre liqeneve shkakton rritje te vogla në nivelin e ujit.

56

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Drini - Buna

Drini Bahcallek 2002-2004

Buna Shkoder 2002-2004

Level + ref. in m

8.00

7.00

6.00

5.00

Dec

Oct

Nov

Sep

Jul

Aug

Jun

Apr

May

Mar

Jan

Feb

Dec

Oct

Nov

Sep

Jul 2003

Aug

Jun

Apr

May

Mar

Jan

Feb

Dec

Oct

Nov

Sep

Jul 2002

Aug

Jun

Apr

May

Mar

Jan

Feb

4.00

2004

Figura 3. Ndryshesat në nvelin e ujit në Lumin Drin dhe në atë Buna, pak përpara pikës së takimit të tyre

Nivelet e ujit në Drin-Baçallëk, stacioni më i largët sipër në Lumin Drin, tregojnë një ndryshueshmëri të vlerësueshme në të dy periudhat kohore 1965 – 1967 dhe 2002 – 2004. Në periudhën kohore 1965-1967 nivelet minimale të ujit janë mbi 6 m (+ në krahasim me nivelin e referimit). Në të dhënat e kohëve të fundit nivelet minimale të ujit janë vetëm 4.5 m. Nivelet e ujit për periudhën kohore 1965 – 1967 në Buna Shkodër mbetën në mënyrë të konsiderueshme më poshtë se nivelet e vëzhguara në Drin - Baçallëk, ndërsa të dhënat për periudhën kohore 2002-2004 tregojnë se niveli i ujit në Buna - Shkodër janë shpesh mbi nivelin në Drin - Baçallëk, në këto vite gjatë periudhës së stinës së dimrit (Fig. 3). Kjo dukuri e fundit ka të ngjarë të shkaktohet nga uji i grumbulluar në liqenet mbi lumin Drin, ndërsa niveli i ujit në Buna - Shkodër „buferohet‟ nga niveli në Liqenin e Shkodrës. Uji mund përkohësisht rrjedhë edhe në një drejtim „lart lumit‟ Drin.Të dhënat e vëzhguara në Buna - Dajç, në drejtim pak poshtë lumit Buna, tregojnë se nivelet e ujit në këto vitet e fundit janë më të ulëta se ato të periudhës 1965-1967. Reshjet që bien mbi liqen, uji nëntokësor nga akuiferi i Fushës Zeta dhe nga burimet karstike kontribuojnë, gjithashtu, në prurjet e ujit në Liqenin e Shkodrës. Largimet e ujit me anën e Lumit Buna janë mesatarisht prej rreth 300 m3 s-1.

57

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Sipërfaqja e liqenit është vetëm 5 deri 10 m mbi nivelin e detit. Në 5 m mbi nivelin e detit, thellësia e liqenit shkon deri 8 m (me përjashtim të ndonjë depresioni që ka formën e hinkës ose të „oko-ve‟ ku ngrihen lart puse të ujit nëntokësor). Kjo do të thotë se një pjesë e liqenit është poshtë nivelit të ujit (rreth 165 km2).

A.3.3. Uji nëntokësor Identifikohen dy burime kryesore të ujit nëntokësor: 1) akuiferët në Fushën Zeta (në Malin e Zi); 2) burimet karstike, që ndodhen kryesisht në pjesën jugperëndimore të liqenit. Akuaferë të mëdhenj në depozita fluvio-glaciale ndodhen në Fushën Cemovsko dhe Fushë Zeta, në veri të Liqenit të Shkodrës. Këtu lartësitë e majës së akuiferit janë deri 36 m në periudha të lagëta. Afër Liqenit të Shkodrës nivelet e ujit nënsipërfaqësor janë përkatësisht nga 6 deri 8 m dhe 8 deri 10 m. Gradienti i rrjedhjes gjatë niveleve të larta të ujit nëntokësor është ndërmjet 0.00154 dhe 0.00141. Në pjesët veriore ai është më i lartë se në pjesët jugore. Kapaciteti i shumicës së puseve është prej 30 l s-1m-1 deri 100 l s-1m-1. Shumica e ujit nëntokësor shkarkohet në liqen, por për nivele pjezometrike të larta edhe në lumenjtë: Zetica, Gostiljska, Plavnica dhe Tara (p.sh. për nivele mesatare pjezometrike, rrjedhja në lumin Plavnica dhe Gostiljska është rreth 1 m3 s-1). Burimet karstike drenojnë një sipërfaqe të gjerë të Malit të Zi. Njëri prej tyre, burimi „vrelo‟ në Radus, paraqet një karst „vrtaca‟ (depresion ose „okos‟) me një thellësi prej 60 m. Ka shumë burime karstike përgjatë bregut jugperëndimor të liqenit, veçanërisht në periudha me reshje të larta. Shumica e këtyre burimeve shfaqen në nivelin e liqenit ose poshtë tij. Uji nëntokësor nxirret për ujë të pijshëm, ujitje dhe për industri. Uji i burimit karstik përdoret për ujë të pijshëm, sepse ai është i cilësisë së mirë.

A.3.4. Bilanci ujor Marrja parasysh e parametrave që përcaktojnë bilancin ujor të Liqenit të Shkodrës hedh dritë në rëndësinë që ka çdo parametër. Prurjet (ardhjet) e ujit në liqen varen nga reshjet, gjë që do të thotë se kontributi më i madh me ujë nga lumenjtë dhe burimet është në dimër dhe në pranverë. Sasitë më të mëdha të ujit largohen nga liqeni nëpërmjet lumit Buna, por edhe avullimi është, gjithashtu, i vlerësueshëm. Nivelet më të mëdha të ujit

58

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

në lumin Buna janë në muajin Shkurt dhe më të ulëta në muajin Gusht. Largimet mesatare janë rreth 300 m3 s-1. Avullimi është më i ulët në muajin Shkurt dhe më i lartë në muajin Gusht. Në tabelën 3 jepet një bilanc i ujit në Liqenin e Shkodrës. Kontributi që vjen nga uji nëntokësor të Fushës Zeta dhe burimeve karstike në këtë pasqyrë i përgjigjet një sasi vjetore prej 1.9 milion m3, e dhënë nga Raduloviç(1977) dhe i cituar nga Boskoviç et al. (2004). Tabela 3. Bilanci ujor për Liqenin e Shkodrës (109 m3 vit-1) Parametri Reshjet në liqen Avullimi nga liqeni Lumi Moraça Lumenjtë e tjerë Lumi Buna Uji nëntokësor:  Fusha Zeta  Burimet karstike Të tjerë Totali

Prurjet në liqen 0.9 6.3 1.0 -

Largimet nga liqeni 0.5 9.5

2

0.2

10.2

10.2

A.3.5. Shtresëzimi, qarkullimi dhe temperatura e ujit Shtresëzimi dhe qarkullimi i ujit janë të rëndësishëm për kiminë dhe biologjinë e liqenit. Sasitë e prurjeve/largimeve, temperatura e ujit (tabela 4), era dhe morfologjia/bathimetria janë faktorë përcaktues. Qarkullimi i ujit dhe përzierja në liqenin e Shkodrës është i lartë, sepse prurje/largimet janë të mëdha. Koha e jetesës së ujit është rreth 120 ditë. Liqeni është i cekët dhe puset nëntokësore ngjiten lart nga pjesët më të thella të liqenit dhe përzihen me ujin që vjen nga rrjedhjet sipërfaqësore. Nuk ndodh shtresëzimi. Tabela 4.Temperatura e ujit të Liqenit të Shkodrësnë 0C (periudha e monitorimit: 1952 – 1970 Muajt E ulëta Mesatare E Larta

Jan Shk Mar Prill 1.0 0.0 4.0 8.4 6.4 7.2 10.4 13.8 12.6 12.8 15.0 18.0

Maj 11.2 17.8 24.6

Qer 16.0 22.2 27.5

Korr 19.9 24.4 28.0

Gush 17.2 23.6 28.8

Sht 12.8 18.6 24.6

Tet 9.8 14.1 19.2

Nën Dhj 4.0 1.4 11.6 8.5 17.4 13.6

Burimi: IHM Podgorica

Në saj të lartësive të vogla mbi nivelin e detit, pozicioni i tij jugor dhe thellësi të cekët, Liqeni i Shkodrës ka temperatura të larta uji.

59

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

A.4. Gjendja ekologjike e mjedisit A.4.1.Ndotja A.4.1.1. Burimet e ndotjes dhe faktorët që ndikojnë në të Mjedisi në basenin e Liqenit të Shkodrës ndikohet nga burime të ndryshme ndotësish. Ndotja e liqenit dhe e mjedisit përreth tij është një rezultat i kombinuar i një popullsie në rritje, që prodhon mbeturina urbane të ngurta dhe të lëngëta (nga qytete si p.sh. Podgorica, Cetinje dhe Shkodra), i veprimtarive industriale si p.sh. Kombinati i Aluminit, Fabrika e Çelikut në Niksiç, i trafikut dhe aktiviteteve të ndryshme humane në basen. Uji i lumit Drin hyn në liqen në disa periudha të dimrit dhe për rrjedhojë, bëhet burim i ndotjes. Uji i lumit transporton produkte mbetjesh nga minierat të vendosura në vende të ndryshme të pjesës së sipërme të tij, në ujëmbledhësin e tij dhe mbeturina urbane nga qyteti i Shkodrës. Përpara vitit 1981, analiza e kryer nga Petroviç dhe Beeton (1981) tregoi se karakteristikat fiziko-kimike të ujit të liqenit janë rezultat i prurjeve prej lumenjve kryesorë që derdhen në liqen (Lumi Moraça dhe Crnojevica), prurjet prej burimeve karstike dhe të shkëmbimeve kimike ndërmjet sedimenteve dhe të shtretërve ekstensive të makrofiteve ujore. Të dhënat e kohëve të fundit mbi cilësinë e ujit në liqen dhe të lumenjve, që lidhen me të, i mbështet argumentet e tyre. Studimi i vitit 1981, si një pasqyrë e parë e të dhënave mjedisore për Liqenin e Shkodrës, shërben si bazë për të vlerësuar ndotjen në liqen. Cilësia e ujit në liqen ndryshon në hapësirë dhe në kohë. Shumë ndotës sillen nga lumenjtë Moraça dhe Crnojevica, të cilat janë vende të zakonshme për një trajtim të varfër të mbeturinave të ngurta dhe të ujërave të zeza. Përqendrimi i ndotëseve si p.sh. amoniumi është i lartë në pjesën veriore dhe veriperëndimore të liqenit dhe afër pikës hyrëse e lumit Moraça. Më tej, përqendrimi i ndotëseve tregon një ndryshim sezonal, që varet nga moti dhe nga prurjet e lumenjve. P.sh., oksigjeni i tretur është më i ulët në periudhën e verës. Gjatë prurjeve “peak”, uji i lumit Moraça ndikon shumë në cilësinë e ujit të liqenit. Në përgjithësi, cilësia e ujit të liqenit duket të jetë brenda kufinjëve të pranueshëm. Megjithatë, cilësia e sedimentit të liqenit dhe e tokës së thatë në disa vende mbetet akoma shqetësim.

60

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

A.4.1.2.Tendenca e ecurisë në parametrat bazë Të dhënat tregojnë se shumica e parametrave bazë të cilësisë së ujit të liqenit kanë mbetur pak a shumë të njëjtë, por p.sh., nitratet dhe oksigjeni janë përkeqësuar. Rritja në nitrate dhe zvogëlimi në oksigjen, në veçanti afër Deltës së lumit Moraça dhe Fushë Zeta, mund të tregojë një rritje të ndotjes organike (p.sh. nga ujërat e zeza urbane). Eutrofikimi nuk përbën akoma një problem, por “qoshe” afër Deltës së lumit Moraça dhe Fushë Zeta janë në rrezik.

A.4.2. Menaxhimi i mbetjeve të ngurta dhe i ujërave të zeza Të dy vendet, Mali i Zi dhe Shqipëria përballen me probleme në trajtimin e ujërave të zeza dhe të menaxhimit të mbetjeve të ngurta. Përshtatja e ekonomisë së tregut dhe e rritjes ekonomike, prodhimi i mbeturinave të ngurta dhe të lëngëta, në të dy vendet, do të rritet në mënyrë të vlerësueshme.

a.Në Malin e Zi: Menaxhimi i mbeturinave në Malin e Zi është një problem, i cili shkakton ndikime afat-gjata për cilësinë e tokës dhe të ujit. Çdo malizian gjeneron rreth 1 kg mbetje urbane për person në ditë. Mbeturinat urbane të ngurta, të mbledhura në të gjithë bashkitë, shkarkohen në vende të hapura, në ajër të hapur të pakontrolluar, pa ndonjë ndarje ose trajtim. Sasia të mëdha të ujërave të zeza urbane të trajtuara dobët (rreth 18 milion 3 m ) dhe ujërave të zeza industriale shkarkohen çdo vit në lumenjtë, shpesh afër zonave urbane dhe ngandonjëherë pranë burimeve të ujit të pijshëm, gjë që rezulton në ndotjen e ujërave sipërfaqësore dhe të ujit nëntokësor.

b.Në Shqipëri: Në vitin 1998, Shqipëria prodhoi 520,000 ton mbeturina të ngurta (UNEP Report, 2000). Në të njëjtin vit, shërbimet mbledhëse të mbeturinave bashkiake janë të disponueshme për vetëm 55% të popullatës. Çdo banor në Shqipëri prodhon rreth 0.7 kg mbetje urbane për person në ditë. Në vend mungon një menaxhim i përshtatshëm i mbeturinave të rrezikshme bashkiake dhe industriale dhe të shëndetit. Mbeturinat e ngurta shkarkohen shpesh në vende gjatë lumenjve dhe trupave të tjerë ujorë, duke kërcënuar, gjithashtu, ujin nëntokësor. Në tabelën 5 jepet prodhim i vjetor i mbeturinave të ngurta në rajonin e Shkodrës për vitin 2004.

61

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Përsa i përket ujrave të zeza, vetëm rreth 40% e popullsisë urbane ka një lidhje të ujrave të zeza dhe trajtimi i ujrave të zeza vazhdon të jetë pothuajse joekzistent ose shumë i kufizuar. Tabela 5. Prodhimi vjetor i mbeturinave të ngurta në Rajonin e Shkodrës, 2004 Nr. Bashkia

Popullsia

Mbeturina për banor Total i (ton) mbeturinave (ton) 1. Shkodër 90 500 0.255 23 077 2. Vau i Dejës 9 700 0.182 1765 3. Pukë 4 700 0.182 855 4. Fushë Arrëz 4 200 0.182 764 5. Koplik 3 250 0.219 712 6. Rajoni Shkodër 265000 0.157 41500 Burimi:Ministria e Rregullimit të Territorit dhe Turizmit (2004), Raport vjetor për mbeturinat e ngurta urbane dhe inerte

A.4.3. Cilësia e ujit nëntokësor dhe sipërfaqësor Faktorët që ndikojnë në cilësinë e ujit të liqenit dhe të basenit të tij mund të klasifikohen në faktorë natyralë dhe në faktorë humanë. Ndërhyrja humane është faktori më i rëndësishëm që ndikon në cilësinë e ujit dhe për rrjedhojë, ai duhet të kontrollohet. Studime dhe raporte të ndryshme mbi basenin e Liqenit të Shkodrës kanë treguar se në dekadat e mëparshme baseni i është nënshtruar një ndotjeje si të trupave ujore, ashtu edhe të mjedisit përreth, duke shkaktuar humbje në biodiversitet ujor, një kërcënim në peshkim, të shëndetit publik dhe në turizëm. Shumë të rëndësishme janë ndotja industriale dhe shkarkimet të ujërave të zeza nga qytetet dhe fshatrat përreth. Lumi Moraça dhe lumenj të tjerë, që derdhen në liqen, sjellin shumicën e ndotëseve në liqen.

A.4.3.1.Disponibiliteti i të dhënave në Malin e zi Ka pak literaturë, kryesisht në trajtën e artikujve shkencorë dhe raporteve mbi cilësinë e ujit dhe sedimenteve në Liqenin e Shkodrës dhe në lumenjtë që lidhen me të. Sidoqoftë, literatura tregon se analizat mbi cilësisë e ujit të liqenit përpara vitit 1990 ishin fragmentare. Analiza më tërësore të ujit të liqenit dhe të lumenjve që lidhen më të jepen në Karaman dhe Beeton (1981). Analizat e tyre janë të bazuara nga të dhënat të mbledhura për periudhën kohore 1974-1978. Ato mund të konsiderohen si një bazë për vlerësim dhe krahasim, meqë liqeni deri atëherë është vështirë që

62

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

të ketë qenë i ndikuar nga ndotës si p.sh. plehrat bujqësore, detergjentet kimikë, shkarkimet e ujërave të zeza urbane dhe nga industria. Nga viti 1990 dhe në vazhdim, filluan përpjekje të rregullta për të monitoruar cilësinë e ujit të liqenit dhe të mjediseve të tij. Monitorimi mjedisor i liqenit u krye kryesisht nga Instituti Hidrometeorologjik (IHMI, Qendra e Kërkimit Ekotoksikologjike (Center for Ecotoxicological Research, CETI) dhe nga Instituti për Mbrojtjen e Natyrës, në kuadrin e projekteve të vlerësimeve mjedisore dhe kooperimit me institute kërkimore të jashtme. Programet e monitorimit përfshinin analiza periodike e ujit të liqenit, të ujit nëntokësor, të ujit të lumenjve, të tokave etj. Nga viti 2000, Instituti i Higjienës së Universitetit Heidelberg në Gjermani dhe Instituti i Kimisë Analitike i Universitetit Graz në Austria, së bashku me Universitet e Shkodrës, Tiranës dhe të Malit të Zi, kanë realizuar studime mjedisore në kuadrin e projektit „Integrated Monitoring of Shkodra Lake‟. Rezultatet e studimit mbi cilësinë e ujit, mikrobiologjinë dhe të mjedisit për rreth janë prezantuar në Raportet e Heidelberg Conference të viteve 2001 dhe 2002. Rezultatet, gjithashtu, tregojnë, ndërmjet të tjerash, përmbajtje të disa metaleve të rënda (Zn, Mn, Cu, Al, Pb, Cr, Cd and Fe3+) sedimentet e liqenit dhe përmbajtje zhive në indet e krapit. Bekteshi et al. (2003) japin të dhëna mbi përqendrimin e metaleve (Cu, Zn, Cd, Pb, Cr, Mn, Co, Fe) në ujin dhe sedimentet e Liqenit të Shkodrës. Në përgjithësi, IHM (Instituti Hidrometeorologjik, Shqipëri) mbledh dhe analizon, në bashkëpunim me CETI, mostra të ujit sipërfaqësor dhe atij tokësor tetë herë në vit mbi baza mujore, veçanërisht gjatë periudhave të ngrohta të vitit. Parametrat fizikë dhe kimikë për cilësinë e ujit të analizuara janë: temperatura, pH, përcjellshmëria elektrike, të pjesëzave të ngurta që ndodhen në gjendje suspensioni, oksigjenit të tretshëm, përqindja e ngopjes nga O2, BOD5, COD, hekuri, ammoniumi, klori, sulfatet, fosfatet, nitratet, nitritet, fenoli etj.

A.4.3.2.Disponibiliteti i të dhënave në Shqipëri Si edhe në Malin e Zi, të dhëna mbi ujin dhe sedimentin në pjesën Shqiptare të ujëmbledhësit të liqenit përpara 1990 janë të kufizuara. Ekzistojë të dhëna mbi parametrat fiziko-kimikë të ujit të kryera kryesisht nga Instituti Hidrometeorologjik (IHM, Shqipëri). Parametrat fizikë dhe kimikë të cilësisë së ujit të analizuara nga IHM Shqipëri janë: temperatura, kripshmëria, transparenca, pH, aciditeti, alkaliniteti, COD (chemical oxygen demand, kërkesa kimike për oksigjenin), BOD (biological oxygen demand, kërkesa biologjike për oksigjenin), përcjellshmëria, DO (oksigjeni i tretur, dissolved oxygen), elementët ushqyes (azot si ammonium, nitrite, nitrate dhe fosfori si 63

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

PO4 dhe P total), kloroidet, sulfatet, Mg, Ca, Na, K, karbonatet dhe bikarbonatet. Bekteshi et al. (2003) japin të dhëna mbi përqendrimin e metaleve (Cu, Zn, Cd, Pb, Cr, Mn, Co, Fe) në ujin dhe sedimentet e Liqenit të Shkodrës. Parametrat fiziko-kimikë të ujërave të lumit Buna, dalja nga liqeni i Shkodrës, të matur gjatë muajit Qershor 2000 – Dhjetor 2001, nuk ndryshojnë shumë nga ato të vet liqenit të Shkodrës. Ndryshesa u vunë re në përqendrimin e elementëve ushqyes (fosfateve, nitrateve dhe ammoniumit), të cilët kanë vlera më të mëdha në lumin Buna. Këta elementë ushqyes vijnë nga shkarkimet e ujërave të zeza të qytetit të Shkodrës (gjatë periudhës në studim). Beka dhe Bekteshi(2001) japin një informacion mbi ndryshimet dhe tendencat në cilësinë e ujit të liqenit në pjesën Shqiptare, për periudhën kohore 1995-2000. Ky studim tregon se uji i liqenit është lehtësisht alkalin. Vlerat e pH varrojnë nga 7.3 deri 8.5, me një vlerë mesatare prej 7.9. Vlerat e përcjellshmërisë lëviz nga 190 - 305 μS cm-1. Përqendrimi i oksigjenit të tretur është relativisht i lartë, një tregues që uji është i mirë për të furnizuar jetën ujore. Përqendrimi i elementëve ushqyes – nitrateve, nitriteve dhe fosfateve është më i lartë në pjesën lindore të liqenit se në atë perëndimore. Në përgjithësi, përqendrimet e tyre janë brenda kërkesave të Direktivës së KE për ujërat Cyprinid. Vlera më të larta të përqendrimeve të elementeve ushqyes në pjesën lindore është natyrisht në saj të run off-it dhe infiltrimit të plehrave kimike të përdorura, nëpërmjet sipërfaqes dhe ujit nëntokësor. Më vonë, si vazhdim, u kryen analiza të disa parametrave të cilësisë së ujit ndërmjet muajve Shtator dhe Dhjetor 2001 në kuadrin e projektit “Integrated Monitoring of Shkodra Lake” (Beka dhe Bekteshi, 2002). Krahasuar me rezultatet për periudhën kohore 1995-2000 (Beka and Bektesh, 2001), rezultatet e analizave treguan se nuk ka ndryshime të vlerësueshme në parametrat bazë kimikë dhe fizikë të ujit.

A.4.3.3.Oksigjeni i tretur Oksigjeni i tretur (dissolved oxygen, DO) në një trup ujor është një masë oksigjeni e mbajtur në ujë. Jeta ujore e përdor oksigjenin, i cili është i tretur në ujë. Uji i freskët dhe i ftohtë mban më shumë oksigjen se uji i ngrohtë dhe i kripur. Uji që lëviz, për shkak të përzierjes së tij, tret më shumë oksigjen se uji i qetë, si p.sh ai në një rezervuar pas një dige. Frymëmarrja nga kafshët ujore, shpërbërja, vegjetacioni ujor natën, reaksione të ndryshme kimike shpenzojnë oksigjen. Ndotës si p.sh. ujërat e zeza, run off-i bujqësor rezulton në ndërtimin e lëndës organike dhe në shpenzimin e oksigjenit me anën e dekompozuesave 64

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

mikrobialë gjatë shpërbërjes së lëndës organike. Nivele të ulëta të DO mund të vijnë si rezultat i një temperature të rritur dhe për rrjedhojë, një paaftësi e ujit për të mbajtur oksigjen të përvetësueshëm. Kjo, gjithashtu, mund, gjithashtu, të tregojë për një kërkesë të tepërt për oksigjenin në sistem. Përmbajtja e oksigjenit të tretur në ujin e Liqenit të Shkodrës është mbi 7 mg l-1. Kjo do të thotë se uji është i pasur me oksigjen, i cili është i rëndësishëm për biotën në liqen. Kërkesa kimike për oksigjen (COD) përdoret si një masë e kërkesës për oksigjen e ujit që është i ndjeshëm ndaj oksidimit nga oksidues kimikë. Vlera e COD është më e vogël se 5.25 mg O2 l-1 (K2Cr2O7) dhe 10.75 mg O2 l-1 (KMnO4). Këto vlera janë poshtë kufinjëve për një ujë të pijshëm të padëmshëm.

A.4.3.4.Nutrientët dhe burimet e eutrofikimit Fosfori futet në mjedis nga shumë burime si p.sh.: nga mbeturina humane dhe të kafshëve, plehrat kimike, detergjentet (polimerikë) dhe nga mbeturinat industriale. Fosfori total (total phosphorus, TP) është një masë e sasisë së plotë, e të dyve, e formave të tretshme dhe të ngurta (të patretshme) e fosforit, potencialisht i përdorshëm nga sistemet biologjike dhe matet në mg l-1. Vlera mesatare e përqendrimit të ortofosfateve në Liqenin e Shkodrës lëvizin nga 0.005 deri 0.085 mg l-1 gjatë 30 viteve të fundit. Përqendrimet ndryshojnë me sezonin dhe vendin. Këto vlera lenë të kuptohet se uji është kryesisht oligotrofik-mesotrofik. Sidoqoftë, në disa vende uji tregon karakteristika eutrofike. Vlerat janë më të mëdha në brigjet veriore dhe lindore të liqenit, pranë grykëderdhjes së lumit Moraça dhe Fushë Zeta. Gjithashtu, në anën Shqiptare përqendrimet e elementëve ushqyes janë më të larta në lindje, ku zhvillohen aktivitete të shumta bujqësore (Integrated Monitoring of Shkodra Lake, 2002). Në ujin e freskët, zakonisht është furnizimi me fosfor ai që rregullon prodhimin e algave dhe i bimëve të tjera ujore. Por në disa raste, është furnizimi me azot faktori kyç. Azoti ndodhet në forma të ndryshme në ekosistemet tokësore dhe ujore. Në këto forma të azotit përfshihen ammoniumi (NH4), nitratet (NO3) dhe nitritet (NO2). Copëtimi dhe shpërbërja e bimëve prodhon ammonium, i cila, nëpërmjet procesit bakteriologjik, e shndërron ammonumin në nitrate. Plehrat kimike, ujërat e zeza dhe mbeturinat urbane që rrjedhin nga gropat skeptike, run off-i i plehut organik, shkarkimet automobilistike dhe shkarkimet nga mbeturinat urbane, janë burimet kryesore të nitrateve. Nitratet janë, gjithashtu, një element ushqyes që ndihmon rritjen e 65

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

bimëve. Së bashku me fosforin, nitratet në sasia tepricë mund të shkaktojnë eutrofikimin. Reaksionet e nitrateve në ujin e freskët mund të shkaktojnë një pakësim të sasisë së oksigjenit. Nitritet (NO2) mund të prodhojnë një gjendje serioze tek peshqit e quajtur „sëmundje e gjakut ngjyrë blu‟. Nivele nitrite/ azot poshtë 90 mg l-1 dhe nivele nitrate poshtë 0.5 mg l-1 nuk kanë ndonjë ndikim mbi peshqit. Nivelet e nitrateve dhe nitriteve/ azot në liqen janë poshtë këtyre niveleve. Fosfori përdoret si një indikator i përgjithshëm i eutrofikimit, ndërsa raporti ndërmjet azotit dhe fosforit (N:P) përdoret si një indikator prej të cilit tregohet se cili element ushqyes është faktor kufizues. Raporti azot:fosfor në liqen ndryshon nga 11 deri 15 dhe në disa raste 23. Duke përdorur klasifikimin të Agjencisë Suedeze të Mbrojtjes së Mjedisit, ky raport tregon se liqeni është në mënyrë të moderuar i mangët nga azoti N.

B. Liqeni i Prespës Liqenet e Prespës (Prespa e Madhe dhe Prespa e vogël) shtrihe në tre shtete: Shqipëri, Maqedoni dhe Greqi (Fig. 4). Me Vendim të Këshillit të Ministrave Nr. 80, datë 18.03. 1999, pjesa e zonës së Liqeneve të Prespës që ndodhen brenda kufijve të Shqipërisë, u shpall Park Kombëtar, kategoria II menaxhuese (IUCN). Me iniciativën e marrë në takimin trepalësh (Shqipëri, Greqi dhe Maqedoni) në nivel Kryeministrash, e organizuar në datën 02.02.2000 (me rastin e Ditës Ndërkombëtare të Lagunave, 2 Shkurt) në Aghios Germanos, Prespë e Vogël, u themelua Parku Prespa, e para zonë e mbrojtur ndërkufitare në Ballkan, si një sistem bashkëpunimi ndërkufitar. Në Deklaratën e përbashkët, e miratuar prej tyre në këtë takim, veç të tjerash theksohet: “Liqenet e Prespës dhe pellgu përreth tyre janë unikë për gjeomorfologjinë, pasurinë ekologjike dhe biodiversitetin e tyre, që i jep kësaj zone rëndësi domethënëse ndërkombëtare… ruajtja dhe mbrojtja e një ekosistemi të një rëndësie të tillë jo vetëm i bën një shërbim natyrës, por, gjithashtu, krijon mundësi për zhvillim ekonomik të zonave fqinje, që i përkasin të tre vendeve. Për më tepër, historia e gjatë e pranisë njerëzore në zonë provon përputhshmërinë e aktiviteteve dhe njohurive tradicionale me ruajtjen e natyrës”.

66

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

B.1. Gjendja hidrografike Rajoni i Prespës ndodhet në Gadishullin e Ballkanit në gjerësi gjeografike 40040‟ veriore dhe gjatësi gjeografike 21010‟ lindore. Ai përfshin dy liqene të lidhur ndërmjet tyre, të quajtur përkatësisht Prespa e Madhe dhe Prespa e Vogël, të rrethuar nga ekosisteme malore. Liqeni i Prespës së Vogël ndahet ndërmjet Shqipërisë (~ 4 km2) dhe Greqisë (~ 41 km2), ndërsa ai i Prespës së Madhe ndërmjet Shqipërisë (~ 46 km2), Greqisë (~ 39 km2) dhe Maqedonisë (~ 180 km2). Këto liqene formojnë një basen pa dalje natyrale të ujërave në sipërfaqe. Nga liqeni i Prespës së Vogël kemi rrjedhje natyrale të ujërave në Prespën e Madhe. Nga liqeni i Prespës së Madhe kemi rrjedhje të ujit nëpërmjet një kanali natyral nënsipërfaqësor në drejtim të liqenit të Ohrit, që ndodhet rreth 150 m më ulët. Thellësia maksimale e Prespës së Madhe është rreth 54 m, ndërsa e Prespës së Vogël rreth 8 m. Niveli i ujit në liqenin e Prespës së Madhe ka patur lëkundje të vlerësueshme. Ai arriti lartësinë e fundit më të madhe në vitin 1963 me rreth 853 m mbi nivelin e detit (l.n.d), nivel i cili i përgjigjet një sipërfaqeje të liqenit prej rreth 280 km2. Që atëherë niveli i ujit filloi të bie dhe aktualisht është rreth 844.6 m l.n.d., me një rënie të dukshme sidomos gjatë periudhës së viteve 1986 dhe 1991. Niveli më i ulët është vrojtuar në vitin 2002 me rreth 844.5 m. Gjatësia e bregdetit të liqenit të Prespës së Madhe është përafërsisht për Maqedoninë 45 km, për Shqipërinë 39 km dhe për Greqinë 21.5 km.Pjesa Shqiptare e Parkut Prespa, që njihet me emrin Parku Kombëtar Prespa, përfshin dy ekosisteme: atë ujor dhe tokësor dhe kufijtë e tij përfshijnë basenet ujore të liqeneve të Prespës. Ekosistemi tokësor dominohet nga Mali i Thatë, një masiv malor gëlqeror që shtrihet nga jugu në veri drejt kufirit Shqipëri – Maqedoni dhe paraqet një zgjatim të Malit Galiçica (Maqedoni). Në pjesën e tij jugore, ai kufizohet me Parkun Kombëtar Greqi. Përbërësi ujor përfshin të gjitha ujërat e Liqeneve të Prespës së Madhe dhe Prespës së Vogël, që ndodhen brenda kufirit të Shqipërisë dhe ishullin Mali Grad. Parku Kombëtar Prespa ka një sipërfaqe prej 27,750 ha, e cila përfshin tokën bujqësore që mbillet me bimë të arave, vreshta dhe kopshte (2,100 ha), pyje (13,500 ha), kullota dhe livadhe (1,828 ha), vendbanimet, rrugët, sipërfaqe shkëmbore dhe të tjera jo produktive (5,372 ha) si edhe ekosistemin ujor të dy liqeneve (4,950 ha).

67

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Figura 4. Liqenet e Prespës

B.2. Klima Në tërësinë e kushteve ekologjike, elementët klimatikë luajnë rolin më të rëndësishëm. Klima e zonës së Liqenit të Prespës është klimë mesdhetare malore. Kjo lloj klime karakterizohet nga një alternim i kushteve të ngrohta dhe të thata me një periudhë shumë të ftohtë dhe të lagësht.

a.Reshjet Në tabelën 6. jepen të dhëna mbi reshjet të marra nga disa stacione meteorologjike. Vlera mesatare vjetore e reshjeve ndryshon nga rreth 518 mm (stacioni Vrontero) deri në 900 mm (stacioni Gorica). Periudha e lagët me reshje zgjat nga muaji Tetor deri në muajin Maj, ndërsa ajo e thatë nga muaji Qershor deri në muajin Shtator. Reshjet bien kryesisht në formën e shiut dhe më pak në formën e dëborës. Numri mesatar i ditëve me dëborë gjatë një viti është 17. Trashësia e shtresës së dëborës varrion nga 30-40 cm deri në 150 cm.

68

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

b.Temperatura e Ajrit Në tabelën 7 jepen të dhëna mbi temperaturën e ajrit të matur në dy stacione meteorologjike: Pusteci (Shqipëri) dhe Koyla (Greqi). Tabela 6. Vlera e reshjeve (në mm) të matura në disa stacione meteorologjike

KOYLA

VRONTERO

AGIOS GERMANOS

38

38

38

138.50

322.90

116.00

257.80

1370.8

691.00

752.20

788.80

547.8

674.14

524.11

517.80

539.22

227.50

167.1 9

277.58

98.63

138.99

110.77

0.25

0.31

0.41

0.19

0.27

0.21

GORICA

23

BILISHT

23

PUSTECI

DENDROHORI

Greqia MESOPOTAMI

Shqipëria

Gjatësia e kohëmatjes (vite)

55

44

54

Min. (mm)

430.50

279.80

246.80

Max. (mm) Mesatare (mm) Dev. Std. (mm) Koef. (= dev. std./mes.)

1548.3

1103.7

1605.4

115.7 0 845.8

829.48

645.29

900.32

201.52

138.53

0.24

0.21

Reshjet

Tabela 7. Temperatura mesatare vjetore e ajrit (në 0C) për stacionet meteorologjike Pusteci (Shqipëri) dhe Koyla (Greeqi) Stacioni meteorologjik Pusteci (Shqipëri) Temperatura Gjatësia e kohëmatjes (vite) Min. (0C) Max. (0C) Mesatare (0C) Dev. Std. (0C) Koef. (=dev. std./mes.)

Minimale 50 4.9 7.7 6.2 0.6 0.1

Maksimale 50 11.9 17.4 15.2 1.0 0.1

Stacioni meteorologjik Koyla(Greqi) Temperatura Gjatësia e kohëmatjes (vite) Min. (0C) Max. (0C) Mesatare (0C) Dev. Std. (0C) Koef. (= dev. std./mes.)

Mesatare 10.5 11.7 11.0 0.4 0.04 69

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

c.Evapotranspirimi Në tabelën 8 jepen vlerat mesatare mujore të njehsuara të evapotranspirimit për dy stacione meteorologjike: Pusteci (Shqipëri) dhe Koyla (Greqi). Tabela 8. Vlera mesatare mujore e evapotranspirimit (në mm) për stacionet meteorologjike Pusteci (Shqipëri) dhe Koyla (Greqi) Stacioni Koula (19801989) Liqenas (1980 1989)

Vjet.

Tet

Nën

Dhj

Jan

Shk

Mar

Prill

Maj

Qer

Korr

Gush

Sht

65.3

32.7

11.0

6.7

7.9

38.8

89.0

135.5

182.4

211.9

193.6

118.2

1092.9

72.4

36.7

22.0

26.6

37.0

70.6

105.6

149.8

176.0

204.0

181.4

121.4

1203.2

B.3. Hidrologjia a.Prurja e Lumenjve Në tabelën 9 jepen të dhënat për prurjet e lumit Devoll. Tabela 9. Prurjet (në m3/s) të lumit Devoll Prurjet Gjatësia e kohë-matjes (vite) Min. (m3/s) Max. (m3/s) Mesatare (m3/s) Dev. Std. (m3/s) Koef. (=dev. std. /mes.)

16 0.10 3.00 1.63 0.89 0.55

b.Nivelet e Liqeneve Të dhëna mbi nivelin e liqenit Prespa e Madhe janë marrë nga stacioni meteorologjik në fshatin Liqenas dhe ato të Prespës së Vogël në fshatin Tren. Vlerat mesatare jepen në tabelën10. Tabela 10. Nivelet e ujit të liqeneve Prespa e Madhe dhe Prespa e Vogël (në m mbi nivelin e detit) Gjatësia e kohë-matjes (vite) Min. Max. Mesatare Dev. Std. Koef. (=dev. std./mes.)

Liqenas 54 844.71 852.44 849.32 2.34 0.0028

70

Tren 50 850.16 852.41 851.13 0.44 0.0005

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

c.Bilanci Ujor i Liqeneve Në tabelën11 dhe 12jepen vlerat e bilancit të ujit për liqenin e Prespës së Madhe dhe Prespa e Vogël, si edhe për periudhën kohore 1976 – 2004. Tabela 11. Bilanci ujor (në Mm3) i liqenit Prespa e Madhe, 1976 – 2004 Prurjet totale në liqen 10 942 Prurjet nga liqeni Prespa e Vogël 1 728 Kërkesa e plotë për ujë (ujitje + furnizim me ujë) 380.2 Humbjet nga “largimi karstik” 11 300 Humbjet nga avullimi 803.2 Humbje nga vëllimi i liqenit 1 528 Bilanci - 1 542 Burimi:kfW. Feasibility Study, Transdoundry Prespa Park Project Tabela 12. Bilanci ujor (në Mm3) i liqenit Prespa e Vogël, 1976 – 2004 Prurjet nga ujëmbledhësi Prurjet nga Lumi Devoll Kërkesa për ujë (nga pjesa shqiptare) Kërkesa për ujë (nga pjesa greke) Humbjet nga drenimi nëntokësor Humbje nga largimet prej liqenit Humbjet nga avullimi Humbje të tjera Bilanci Burimi: kfW. Feasibility Study, Transboundry Prespa Park Project

2 170.5 866.2 426.6 119.2 356.4 1 339.0 275.8 522.00 - 8.20

Sipas bilancit ujor të dhënë më sipër, liqeni Prespa e Madhe merr një sasi uji të barabartë me rreth 10,942 Mm3 gjatë periudhës 1976 deri në 2004. Gjatë të njëjtës periudhë, liqeni Prespa e madhe ka “humbur” rreth 12,483 Mm3. Kjo gjë çon në një humbje vëllimi prej 1,542 Mm3, që i korrespondon një ulje të nivelit të ujit në liqen me rreth 5.6 m. Vetëm 3% e humbjeve kanë të bëjnë me ujitjen dhe furnizimi me ujë, ndërsa rreth 91% vijnë në sajë të “largimit karstik”. Përqindja e mbetur prej rreth 7% ka të bëjë me avullimin nga sipërfaqja e liqenit.

B.4. Gjendja Ekologjike e Mjedisit B.4.1.

Bujqësia dhe Mjedisi

Në tabelën 13 dhe 14 jepen, përkatësisht sasia e pesticideve dhe të plehrave kimike që konsumohen në bujqëri në Parkun Kombëtar Prespa. Siç duket qartë

71

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

nga këto pasqyra, sasitë e përdorura janë mjaft të ulëta, gjë e cila përbën një potencial të madh për zbatimin e një modeli të bujqësisë organike në këtë zonë. Tabela 13. Sasia e pesticideve të shpenzuara në bujqësi Nr. Lloji i pesticideve Sasia (në ton) 1. Sasia e përgjithshme e pesticideve 2 2. Fungicide 1 3. Herbicide 4. Insekticide 1 Burimi: Komuna Liqenas, Bilisht Qendër dhe Progër Tabela 14. Sasia e plehrave kimike të shpenzuara në bujqësi Nr. Lloji i plehut kimik Sasia (në ton) 1. Sasia e përgjithshme e plehrave kimike 87.5 2. Azot 25 3. Fosfor 17.5 4. Potas 10 5. DAP 35 Burimi: Komuna Liqenas, Bilisht Qendër dhe Progër

Aktiviteti i bujqësisë dhe i blegtorisë në zonë, mënyra se si praktikohen ato, shkaktojnë akoma një seri problemesh në drejtim të mjedisit natyral lokal. Disa prej tyre janë si më poshtë: o Praktika të papërshtatshme bujqësore që praktikojnë fermerët përgjatë bregut të liqeneve, d.m.th praktika të papërshtatshme kultivimi, që rezultojnë me humbje toke, me futjen e elementëve ushqyes (veçanërisht të azotit N) në ekosistemet ujore, duke e përkeqësuar cilësinë e ujit. Shkaku i këtij kërcënimi është mungesa e njohjes së ndikimeve dhe vlerës së biodiversitetit të brigjeve të liqeneve dhe me perceptimin e fermerëve për të marrë prodhim maksimal me shpenzim/përpjekje sa më të vogla; o Kultivimi i sipërfaqeve afër bregut të liqenit (kopshtet) përshpejton procesin e defundimit dhe të erozionit; o Ekzistenca akoma e një erozioni aktiv për shkak të sistemit të mëparshëm të tarracimit. Ka tre faktorë të cilët ndikojnë në përkeqësimin e gjendjes së ekosistemit të pyllit brenda PKP: o Prerja (degë dhe gjethe pemësh) për ushqim të thatë për blegtorinë; o Kullotja e blegtorisë në sipërfaqet pyjore; o Nxjerrja e druve të zjarrit nga sipërfaqet pyjore. Këto tre praktika që kryhen nga popullsia lokale për vet-konsum, si edhe për gjenerim të ardhurash (shitja e druve të zjarrit jashtë PKP), ka çuar në një degradim të madh gati në pjesës më të madhe të sipërfaqeve pyjore. Më shumë 72

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

së 50% e pyllit nuk mund të quhet më pyll. E karakterizuar nga lloje shkurresh shumë të ulëta, këto ngastra janë etiketuar akoma si “tokë pyjore”. Në fund të procesit të degradimit këto toka pyjore arrijnë një gjendje ku zhduket potenciali natyral i rigjenerimit. Rreth 10 % e sipërfaqeve pyjore brenda PKP e kanë arritur tashmë këtë gjendje ku vetëm mënyrat e kushtueshme të ripyllëzimit sigurojnë të vetmen mënyrë për një restaurim të tyre. Si rezultat i mbishfrytëzimin ekstensiv të tyre, shumica e sipërfaqeve pyjore lokale janë shndërruar në komunitete shkurresh joproduktive me vlera të ulëta komerciale dhe të biodiversitetit. Është vëzhguar një tendencë e lehtë drejt zvogëlimit të numrit të krerëve të blegtorisë brenda PKP. Kjo jep shpresë për të ardhmen, sepse një gjë e tillë do të zvogëlojë trysninë mbi vegjetacionin pyjor për një kohë të gjatë. Përdorimi i drurit për ngrohje dhe ndërtim, është një aktivitet i zakonshëm i vëzhguar në zonë. Mungesa e burimeve alternative për ngrohje, ka si rezultat një trysni të lartë mbi pyjet për prodhimin e druve të zjarrit. Në të vërtetë, mungesa e energjisë lokale vazhdon të ketë efekte përkeqësuese mbi ekosistemin e pyllit dhe të zonave për rreth tij, sepse drutë e zjarrit përbëjnë burimin kryesor edhe për popullsinë rurale të rajonit. Kërcënime të tjera serioze, janë prerja e degëve të pemëve pyjore për ushqim të thatë për blegtorinë në sezonin e dimrit (kryesisht për dhitë), dukuri që çon në degradim konstant të pyjeve të restauruara dhe të pa menaxhuara mirë, gjithashtu, edhe niveli i lartë i kullotjes nga blegtoria (në malet të mbuluara me pyje tashmë të degraduara), të cilët shkaktojnë kompaktësimin dhe erozionin e tokës dhe mos rigjenerimin natyral të pemëve pyjore. Shkaku i këtij kërcënimi është mungesa e burimeve alternative për të siguruar të ardhur dhe ushqim për blegtorinë. Mbi-kullotja e livadheve sub-alpine dhe alpine, nën regjimin komunist, ka ndikuar në mënyrë përkeqësuese mbi ekosistemet fraxhile alpine që ndodhen tani në Parkun Kombëtar Prespa. Kohët e fundit (pas vitit 1990), trysnia mbi livadhet alpine është zvogëluar shumë. Shkaku është se numri i krerëve blegtorale, p.sh. numri i dhive dhe i deleve, është zvogëluar në mënyrë të shënueshme dhe sidomos, sepse të rinjtë dëshirojnë lloje të tjera pune ose migrojnë për punë të paguar më mirë në Greqi. Livadhet sub-alpine dhe alpine kanë rifituar potencialin origjinal të tyre për kullotje. Për rrjedhojë, një kullotjeje të papërshtatshme d.m.th., mbi-kullotje afër komuniteteve ndikon në: lëvizjen e mbulesës vegjetative, e cila nga ana e saj kontribuon në humbjen e tokës dhe të një shpëlarjeje të rritur ujore; ndryshime në përbërjen e komuniteteve të pyllit; në akses të blegtorisë drejt brigjeve të liqeneve që ka si 73

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

rezultat futjen e një sasie shtesë të elementëve ushqyes në ekosistemet ujore si edhe kullotja në zona të mbrojtura në mënyrë strikte.

B.4.2. Shkarkimi i Mbeturinave Humane dhe Bujqësore Nuk ka të dhëna statistikore të sakta rreth këtyre indikatorëve. Sipas disa vëzhgimeve të kryera në PKP ka rreth 4.2 t shkarkime humane gjatë 24 orëve. 1/3 e tyre është e pamundur që të zhduket si p.sh plastika, xhami, inertet etj. Gjithashtu, prodhohen edhe nga mbarështimi i blegtorisë 5 t mbetje gjatë 24 orëve. Mbeturinat e lëngshme, të cilat rrjedhin lirshëm në sipërfaqe ose në liqen, janë 3 l s-1 për secilin vendbanim. Me zhvillimin e mundshëm të turizmit këta indikatorë do të kenë vlerë më të madhe. Në këtë drejtim, kërkohet organizimi i trajtimit komunal i mbeturinave me anën e impianteve përkatëse. Prioritet mbetet, gjithashtu, përcaktimi i fushave të magazinimit të mbeturinave të ngurta.

B.4.3. Cilësia e Ujit Uji është një burim shumë i rëndësishëm në zonën e Prespës si edhe një karakteristikë shumë e rëndësishme e Parkut Kombëtar Prespa. Nuk ekziston ndonjë monitorim i vazhdueshëm për vlerësimin e cilësisë së ujit në liqenet e Prespës ose në burimet dhe lumenjtë e rajonit. Ka gjithashtu, një informacion krejt të mangët mbi shkarkesën e ujërave të zeza nga fshatrat dhe nga aktivitetet e tyre (p.sh. nga bujqësia). Vetëm nga disa vlerësime sparodike mbi mikroalgat dhe zooplanktonin, të cilët paraqesin një tregues të kufizuar, në diskutimin tonë mbi ekosistemin ujor, raportohet një rritje të specieve eutrofike në Liqenet e Prespës (Liqenasi, Kallamsi dhe Gorica, Buze-Liqenasi etj.), duke treguar një gjendje α- ose β-mesotrofike, që i korrespondon më shumë se klasa 2°-3°. Gjatë verës vrojtohet, gjithashtu, një gjendje eutrofike. Një gjë e tillë konfirmohet, gjithashtu, nga një rritje e vlerësueshme e bimësisë që hahet nga zogjtë ujorë. Kjo gjë jep arsyen për të marrë parasysh ndryshimet mbi cilësinë e ujit dhe veçanërisht, në sajë të ngarkesës së elementëve ushqyes. Përveç ndikimit nga aktivitetet fqinje me ato të liqeneve, si p.sh. bujqësia dhe industria (vetëm në Maqedoni), ka, natyrisht, ndikimin e tyre në zonat bregdetare afër këtyre fshatrave mbeturinat e ujërave të zeza të fshatrave të zonës së Prespës, duke shkaktuar pasurimin e ujit të liqeneve me nutrient. Nuk ekziston ndonjë impiant trajtimi në pjesën shqiptare të Liqeneve të Prespës. Aktualisht, ndikimi i aktivitetit bujqësor është i vogël, në sajë të mungesës së infrastrukturës së ujitjes. Edhe mbeturinat e ngurta paraqesin një rrezik të

74

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

madh për cilësinë e ujit të liqeneve. Veçanërisht, gjatë dekadave të fundit, me rritjen e konsumit të familjeve, mungesa e infrastrukturës së grumbullimit si edhe ekzistenca e një shqetësimi të vogël ndërmjet popullsisë së zonës për këtë problem, është bërë një problem i madh mjedisor përcaktimi i vendeve në të cilat do të grumbullohen këto mbeturina të ngurta. Mund të konfirmojmë se nuk ekziston ndotje pikësore nga nutrientet kimikë, të pesticideve dhe insekticideve për shkak të bimëve dhe kopshteve me dru frutorë të braktisura si edhe të një prodhimi të vogël bujqësor. Ekziston një informacion në lidhje me rrjetin ujitës të zbatuar në pjesën shqiptare, ku liqeni i Prespës së Vogël ishte shndërruar në një rezervuar uji për ujitje të fushës së Korçës, që mblidhte ujë gjatë dimrit nga lumi Devoll dhe përdorimi i tij për ujitje të fushës së Korçës (rreth 22,000 ha) gjatë stinës së verës. Kështu, gjatë vitit 1976, rreth 30 – 70 milion m3 vit-1 u derdh në liqenin e Prespës së Vogël. Ndërsjellës, rreth 30 milion m3 vit-1 u nxorën nga liqeni i Prespës së Vogël, për t‟u zbatuar në rrjetin e ujitjes gjatë stinës së verës. Por, pas viteve 90-të, sigurimi i ujit për ujitje nga Liqenet e Prespës nuk punon më si edhe popullsia është ndërgjegjësuar që skema e planifikuar e ujitjes nuk mund të zbatohet më dhe duhen kërkuar alternativa të reja për këtë qëllim. Megjithëse, në atë kohë u ndërtua një kontenier për t‟u shmangur sedimentet, ai nuk ishte ndërtuar dhe mirëmbajtur në mënyrë të përshtatshme. Aktualisht, prej tij sot kanë mbetur vetëm disa blloqe betoni në një largësi të madhe ndërmjet tyre dhe uji rrjedh pothuajse me të njëjtën shpejtësi si edhe në lumë. Si rezultat, vlerësohet se rreth 40,000 m3 materiali i ngurtë është përhapur në fundin e liqenit, duke shkaktuar ndryshime në jetën e tij ujore, vegjetacionin dhe gjithashtu, të vendeve të shumimit të peshqve.

C. Liqeni i Ohrit Liqeni i Ohrit shtrihet në dy shtete: Shqipëria dhe Maqedonia (Fig. 5). Më 1980 UNESCO deklaroi pjesën maqedonase të Liqenit të Ohrit si një “pjesë e vlerave kulturave dhe natyrore të trashëgimisë globale”. Në Nëntor 1999 qeveria shqiptare shpalli pjesën shqiptare të liqenit “Monument Natyre të Mbrojtur të Ujit dhe Tokës”. Në vitin 2014, Rezerva Ndërkufitare e OhritPrespës, ndërmjet Shqipërisë dhe Maqedonisë, iu shtua Rrjetit Botëror të Rezervës Biosferë të UNESCO-s.

75

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Më poshtë jepen konsiderata të përgjithshme mbi disa karakteristika të rëndësishme fizike, biologjike, ekologjike dhe sociale-ekonomike veçmas mbi Liqenin e Shkodrës, Prespës dhe Ohrit.

C.1. Hidrologjia e Liqenit të Ohrit Sipërfaqja e Liqenit të Ohrit është 358 km2 (tabela 15), nga e cila 248 km2 i takon Maqedonisë dhe 110 km2 Shqipërisë. Vëllimi i ujit të liqenit është 54.9 km3. Vetë liqeni ka një gjatësi maksimale prej rreth 30.4 km dhe një gjerësi maksimale prej 14.8 km. Vija e bregut të Liqenit të Ohrit është 87.5 km e gjatë, nga e cilat 56 km i takon Maqedonisë dhe 31.5 km Shqipërisë. Thellësia maksimale është 289 m dhe thellësia mesatare 164. Në nivelin e ujit të Liqenit të Ohrit ka shumë pak ndryshime. Lartësia mesatare e nivelit të ujit është 693 m l.n.d. Vlera maksimale vjetore e nivelit të lartësisë mbi nivelin e detit është vrojtuar në pranverën e vonshme, MajQershor, ndërsa ajo minimale në Tetor. Në kushte normale, amplituda lëviz ndërmjet 30 deri në 80 cm. Për një periudhë afat-gjatë amplituda ka lëvizur deri në 150 cm.

Figura 5. Liqeni i Ohrit 76

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Tabela 15. Karakteristikat e liqenit të Ohrit dhe bilanci i tij ujor Pozicioni Sipërfaqja e liqenit Lartësia mesatare mbi nivelin e detit Gjatësia maksimale e liqenit Gjerësia maksimale e liqenit Thellësia maksimale e liqenit Thellësia mesatare e liqenit Vëllimi ujor i liqenit Sipërfaqja e ujëmbledhësit Koha e jetesës hidrike të ujit Largimet e ujit nga liqeni Largimet sipërfaqësore në lumin Drini i Zi Avullimi Largimet totale Prurjet Reshjet që bien në sipërfaqen e liqenit Prurjet nga lumenjtë Në pjesën Shqiptare të ujëmbledhësit Në pjesën Maqedonase të ujëmbledhësit Rrjedhjet nëntokësore karstike nga liqenet e Prespës Burimet nënujore

400 54'-410 10' V; 200 38'-200 48' L 358 km2 693.7 m 30.4 km 14.8 km 289 m 164 m 54.9 km3 2,600 km2 70 vjet 24.9 m3/s 13.0 m3/s 37.9 m3/s 8.8 m3/s 1.75 m3/s 7.45 m3/s 7.6 m3/s 12.3 m3/s 37.9 m3/s

Prurjet totale

Sipërfaqja e plotë e basenit ujor është rreth 2,600 km2 dhe ushqehetkryesisht nga burimet nënujore (rreth 32% të prurjes së plotë) që ndodhen në bregdetin jugor dhe atë lindor të tij dhe me rreth 47% nga reshjet që bien dhe lumenjtë që derdhen në të. Sistemi ujor i Liqenit të Ohrit është mjaft i ndërlikuar për shkak të lidhjes nëntokësore me Liqenet e Prespës. Liqeni i Ohrit ushqehet gjithashtu me ujë edhe nga rrjedhjet sipërfaqësore të ujërave orografike dhe rrjedhjet nëntokësore nga sistemi i liqeneve të Prespës (rreth 21% të ujit që vjen në të) të përbërë nga Liqeni Prespa e Madhe dhe Liqeni Prespa e Vogël, që bashkohen ndërmjet tyre me një kanal të ngushtë. Liqenet e Prespës ndodhen në juglindje të Liqenit të Ohrit në një lartësi prej 856 m, rreth 150 m më lartë se Liqeni i Ohrit. Në saj të këtyre lidhjeve specifike, sistemi ujor Prespa – Ohër është unik në botë. Rreth 50% i ujit të burimeve në Shën Naumit (në Maqedoni) dhe Tushemishtit (në Shqipëri) në bregun jugor të Liqenit të Ohrit vjen nga Liqeni i Prespës.

77

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Uji i liqeneve të Prespës drenohet drejt liqenit të Ohrit nëpërmjet masivit malor karstik Mali i Thatë-Galiçica. Sipërfaqja e masivit karstik është 350 km2. Vëllimi i plotë i ujit karstik që vjen nga Mali i Thatë dhe ai Galiçica është 7.6 m3 s-1. Lumi i Çeravës është lumi më i madh në pjesën shqiptare, që derdhet në Liqenin e Ohrit, me një prurje mesatare vjetore prej 1.5 m3 s-1.Lumi i Pogradecit është një rrjedhje e vogël, me një prurje mesatare vjetore prej 0.25 m3 s-1 dhe kalon përmes qytetit të Pogradecit. Lumenjtë që derdhen në pjesën Maqedonase të liqenit janë: Lumi Koselska me gjatësi 32.2 km dhe me prurje 1.3 m3 s-1 dhe Lumi Sateska, e gjatë 39.8 km dhe që ka një prurje prej 6.15 m3 s-1. Nga Liqeni i Ohrit uji largohet nëpërmjet avullimit 13.0 m3 s-1 (rreth 34%) dhe nëpërmjet një rrjedhje sipërfaqësore afër Strugës (në Maqedoni) me rreth 24.9 m3 s-1 në Lumin e Drinit të Zi, i cili derdhet në Liqenin e Shkodrës dhe prej tij, nëpërmjet lumit Buna, derdhet në Detin Adriatik. Të gjitha të dhënat e mëparshme tregojnë që burimet nënujore kanë një ndikim të rëndësishme mbi të gjitha vetitë fiziko-kimike të Liqenit të Ohrit nëpërmjet shpërhapjes së nutrienteve dhe oksigjenit të tretur në thellësi të ndryshme të tij dhe nëpërmjet krijimit të kushteve kufitare të ndryshme, por konstante, për organizmat afër burimeve nënujore. Për sa i përket përqendrimit si të nutrienteve, ashtu edhe të parametrave biologjikë, Liqeni i Ohrit kualifikohet si oligotrofik. Në sajë të kësaj gjendje oligotrofike dhe prurjet e filtruara të burimeve nëntokësore, uji është i pastër deri në një thellësi deri 22 m dhe një prodhimtari e ulët e algave (Matzinger et al., 2006; Jordanoska et al., 2010; 2012). Përqendrimi i oksigjeni të tretur nuk bie kurrë nën 6 mg l-1. Reshjet mesatare vjetore që bien në liqenin e Ohrit janë 703.1 mm, me vlerë maksimale në muajin Nëntor dhe vlerë minimale në muajin Korrik dhe Gusht. Vlera më e madhe mesatare vjetore prej 1,048 mm që ka rënë në rajonin e Ohrit është regjistruar në Radolista (pjesa maqedonase). Klima relativisht e thatë mesdhetare dhe sipërfaqja e vogël e basenit drenues (raporti sipërfaqe e ujëmbledhësit me sipërfaqen e liqenit është rreth 7) të liqenit të Ohrit, rezulton në një kohë jetese hidraulike prej rreth 70 vjet.

C.2. Përdorimi i Tokës në Pellgun Ujëmbledhës të Liqenit të Ohrit Në pjesën Shqiptare të pellgun ujëmbledhës së liqenit të Ohrit ka 27,323 ha. Përdorimi i tokës në këtë zonë është afërsisht si vijon: sipërfaqe ujore: 78

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

11,140 ha; tokë e punueshme: 2,500 ha; kullota: 1,367 ha; pyje: 10,248 ha; tokë urbane (ndërtesa, rrugë): 672 ha dhe të tjera: 1,396 ha. Në pjesën Maqedonase të pellgut ujëmbledhës së Liqenit të Ohrit, përdorimi i tokës është afërsisht si vijon: sipërfaqe ujore: 24,800 ha; tokë e punueshme: 53,303 ha; kullota: 27,319 ha; pyje: 61,225 ha.

C.3. Probleme Specifike për Zonën C.3.1. Përdorimi i Plehrave Kimike dhe Pesticideve Toka bujqësore në ujëmbledhës është një burim i vlerësueshëm i ndotjes së Liqenit të Ohrit, sepse plehrat kimike, pjesëzat e tokës dhe pesticidet nëpërmjet lumenjve dhe përrenjve derdhen në liqen. Pjesa më e madhe e tokës së punueshme është nën ujë. Nga 2,500 ha tokë e kultivuar në pjesën shqiptare të pellgut ujëmbledhës, rreth 1,800 ha ndodhet ndërmjet Tushemishtit dhe Pogradecit. Pjesa tjetër e tokës së kultivuar ndodhet ndërmjet Pogradecit dhe Linit. Rreth 1,500 ha janë nën ujë, 800 ha nga të cilat ndodhet ndërmjet Tushemishtit dhe Pogradecit. Në zonën ndërmjet Tushemishtit dhe Pogradecit, rreth 50 % e ujit për ujitje vjen nga Lumi i Drilonit dhe rreth 50 % nga Liqeni i Ohrit me anë të dy stacioneve të pompave me një kapacitet prej 800 l s-1. Pjesa tjetër e tokës së ujitur përdor gjithashtu, ujë nga Liqeni i Ohrit me stacione pompimi me një kapacitet prej 360 l s-1. Edhe në Maqedoni, rreth 50% e tokës së punueshme ujitet. Uji për ujitje merret nga Liqeni i Ohrit, Lumit Koselska dhe Lumi Sateska. Uji i drenuar nga këto toka derdhet direkt ose indirekt në liqen, duke shërbyer kështu, si burim kryesor i ndotjes së liqenit me nutriente dhe me pesticide. Në të dy shtetet Shqipëri dhe Maqedoni përdorimi i plehrave në vitet 1990të ishte i lartë rreth 160-200 kg ha-1 vit-1. Po ashtu janë përdorur një shumëllojshmëri pesticidesh duke përfshirë sulfat bakri, lindan, organofosfate, fugicide sintetike dhe kimikate të tjera. Në vitin 2001 u përdorën 8,901 kg pesticidesh në rrethin e Pogradecit. Në Maqedonia, përdorimi i agrokimikateve është i rregulluar, por shumë lëndë të ndaluara gjenden edhe këtu tashmë ilegalisht.

[

79

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

C.3.2. Ujërat e Zeza Në Shqipëri, mbeturinat humane dhe ato të ujërave të zeza aktualisht nuk trajtohen plotësisht. Qeveria Gjermane nëpërmjet Kreditanstalt für Wiederaufbau (KfW) dhe qeveria Zviceriane nëpërmjet Staatssekretariat für Wirtschaft (SECO) siguruan fondet e nevojshme për ndërtimin e impiantit për pastrimin e ujërave të zeza për qytetin e Pogradecit, i cili aktualisht është vënë në punë. Në Maqedoni, një sistem rajonal i ujërave të zeza për mbrojtjen e Liqenit të Ohrit, i mbledh ujërat e zeza të rreth 65% të rajonit Ohër-Struga dhe i dërgon ato në impiantin e trajtimit të ujërave të zeza që ndodhet në fshatin Vranista. Pas trajtimit, ujërat derdhen në Lumin Drini i Zi.

C.3.3. Probleme me Origjinë Industriale Aktivitetet industriale në qytetin e Pogradecit përfshijnë fabrika agroushqimore, tekstile, përpunim druri dhe industri të tjera të lehta. Deri kohët e fundit, në rrethin e Pogradecit ishin në punë disa miniera, dy për nxjerrje mineral kromi, tre për mineral hekur-nikel. Tani ato janë mbyllur, me përjashtim të minierës së Pojskës, që shfrytëzohet nga kompania italiane DARFO. Në këtë minierë nxirret mineral kromi (kromite). Rezervat e kësaj miniere janë të kufizuara dhe prodhimi duket se mund të zgjasë edhe 3 deri në 4 vjet të tjerë. Pranë të gjitha këtyre minierave ka shumë pirgje stok mbetjesh të ngurta. Këto pirgje mbetjesh janë një burim potencial i madh për ndotjen e ujit, si në trajtë tretjesh, ashtu edhe në formë të ngurtë, sidomos mbas shirave. Vetëm largimi i këtyre mbetjeve do të mbrojë liqenin nga ndotja e mëtejshme. Industritë në Maqedoni përfshijnë ato të prodhimit të pjesëve të ndërrimit të makinave, të prodhimit të pajisjeve elektrike dhe tekstile si edhe uzina të prodhimit të qeramikës dhe të përpunimit të metaleve. Të gjitha këto industri prodhojnë mbeturina që derdhen dhe ndotin lumenjtë Sateska dhe Koselska dhe nëpërmjet tyre, liqenin e Ohrit.

C.3.4. Ndikimi Negativ i Turizmit Një industri e shëndetshme turistike ka nevojë për hotele, restorante dhe shërbime të tjera për turistët. Meqë turistët kanë nevojë për ujin e liqenit, shumica e tyre janë vendosur përgjatë bregdetit të liqenit. Turistët, gjithashtu, prodhojnë mbetje të ngurta të cilat duhet të mblidhen dhe trajtohen në mënyrë të përshtatshme. 80

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Në të dy shtetet, si në Shqipëri ashtu edhe në Maqedoni, bregdeti i liqenit shërben si destinacion për turistët dhe të dy vuajnë nga paqëndrueshmëria politike në rajon dhe më gjerë në Ballkanit prej vitit 1991. Në qytetin e Ohrit, numri i turistëve të huaj është ulur me 70%. e.

Eutrofikimi

Një nga kërcënimet më serioze për përdorimin e qëndrueshëm të Liqenit të Ohrit, vjen nga ngarkesa e nutrienteve. Liqeni i Ohrit ushqehet me nutriente nëpërmjet detergjenteve, mbetjeve humane dhe blegtorale dhe nga nutrientet që përmbahen në run off-in nga tokat bujqësore. Si rezultat, liqeni bëhet më shumë eutrofik. Historikisht, liqeni i Ohrit është njohur si një liqen "oligotrofik" ose liqen me ujë të pastër. Ka të ngjarë që pas mijëra vitesh Liqeni i Ohrit është "plakur" veçanërisht në dekadat e fundit, sepse veprimtaria e njeriut ka përshpejtuar shumë dukurinë e eutrofikimit. Monitorimi i përqendrimit të fosforit në Liqenin e Prespës së Madhe ka treguar se ai është tashmë një liqen eutrofik. Ndërkaq, përqendrimi i fosforit në mesin e Liqenit të Ohrit është akoma mjaft më poshtë që ky liqen të konsiderohet "oligotrofik", por sasia e tij po rritet me kalimin e kohës. Përqendrimi tani është rreth 3 ose 4 herë më i lartë se ai i monitoruar përpara Luftës së Dytë Botërore. Duke marrë parasysh vëllimin shumë të madh të ujit në liqen, kjo është një ndryshesë shumë e vlerësueshme. Nëse kjo tendencë verifikohet nga monitorime shtesë, Liqeni i Ohrit pritet të ndryshojnë në mënyrë dramatike në pak dekada të ardhshme. Uji në zonën përreth Pogradecit paraqet burimin më të madh të fosforit, nëse ujërat e zeza të patrajtuara do të derdhen direkt në liqen. Sasia e plotë e fosforit e dërguar në impiantin e trajtimit të ujërave të zeza në Pogradec, të vlerësuar në vitin 2006, ishin 166 kg P/ditë, ose rreth 60.6 ton/vit. Impianti është projektuar që të lëviz rreth 80% e fosforit të dërguar në impiant (rreth 48.5 ton), për rrjedhojë, ngarkesa vjetore në Liqenin e Ohrit zvogëlohet deri në 12.1 ton. Ujërat afër bregdetit të Liqenit të Ohrit pranë Pogradecit dhe në fshatin Tushemisht, kanë një rritje të qartë të fitoplanktonit dhe të bimëve ujore gjatë sezonit të verës. Në fakt, në shumë vende afër bregdetit, në të dy anët e liqenit, në atë Shqiptare dhe atë Maqedonase, kërkimet shkencëtare kanë dokumentuar se ka një zhvendosje në përbërje të bimëve për të favorizuar ato specie që rriten në kushte më eutrofike. Speciet e bimëve që kërkojnë kushte olgotrofike janë zvogëluar. Këto ndryshime sigurojnë një evidencë shtesë që ekosistemi i 81

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Liqenit të Ohrit po ndryshon dhe tregon nevojën për të zvogëluar inputin e fosforit në liqen.

f.

Ndotja me Metale nga Minierat e Vjetra

Përveç eutrofikimit, Liqeni i Ohrit shfaq ndotje edhe me metale afër vendeve të minierave të vjetra, tashmë të mbyllura, të kromit, nikelit, hekurit dhe qymyrgurit që ndodhen jashtë qytetit të Pogradecit. Mostrat e marra nga kërkuesit shkencorë në minierën e Gurit të Kuq tregojnë se përqendrimet e metaleve në ujin e liqenit afër bregdetin të jenë shumë të larta. Ka të ngjarë që balta dhe rëra në këto vende bregdetare të jenë, gjithashtu, të ndotura dhe mund të pozojnë rrezik për intervebrorët, peshqit dhe zogjtë që jetojnë në këtë seksion të liqenit. Njerëzit që kapin dhe hanë peshq në këtë zonë, mund të jenë në rrezik dhe është e mundur që edhe burimet e ujit lokal të pijshëm të jenë të ndotur. Ekspozimi kohë-gjatë ndaj niveleve të rritura të kromit, bakrit, kobaltit, nikelit dhe metaleve të tjerë ka treguar se ka ndikime të dëmshme në shëndetin e njerëzve.

3.2. Kuadri Teorik i Modelit 3.2.1. Ekuacione Hidrodinamike dhe të Transportit Për të ndërtuar një model hidrodinamik dhe të cilësisë së ujit, për secilin prej tre liqeneve të marrë në shqyrtim,u zgjodh nga ne modeli CE-QUAL-W2 (Edinger and Buchak 1975; Chung and Gu 1998; Gu and Chung 1998; Cole and Wells, 2008; 2013; 2015), i cili është një model dypërmasor (gjatësor/vertikal), hidrodinamik dhe i cilësisë së ujit, i mesatarizuar sipas drejtimit anësor. Ai ka aftësinë të modelojë hidrodinamikën dhe cilësinë e ujit të trupave ujorë, duke përdorur gjashtë ekuacione hidrodinamike dhe të transportit të masës. Gjashtë ndryshoret, që përmbahen në këto ekuacione dhe zgjidhen nga modeli CE-QUAL-W2, janë lartësia e sipërfaqes ujore, trysnia, dendësia e ujit, përbërëset horizontale dhe vertikale të shpejtësisë së ujit dhe përqendrimi i përbërësit të cilësisë së ujit. Ekuacionet hidrodinamike dhe të transportit, që përdoren në këtë model, rrjedhin nga zbatimi i ligjit të ruajtjes së masës dhe i momentit në një vëllim kontrolli (Batchelor, 1967; Sabersky et al., 1989; Cushman-Roisin, 1994).

82

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Përpiluesit e modelit pranojnë që nxitimi i Coriolis-it është i papërfillshëm dhe për rrjedhojë, ai nuk përfshihet në ekuacionet (Cole and Well, 2008). Po ashtu, ata e orientuan sistemin koordinativ në mënyrë të tillë ku boshti vertikal është i drejtuar sipas drejtimit të veprimit të forcës gravitacionale dhe boshti tjetër sipas pjerrësisë së trupit ujor. Pas korrigjimit për sistemin koordinativ, shmangur efektin e Coriolis-it dhe trysnisë viskoze shtjellore e shkaktuar nga era, ekuacionet hidrodinamike dhe të transportit, kanë trajtën e mëposhtme: u  v  w   0 x y z

(1)

u u u u 1  p 1  η xx η xy η xz u v w  g sin α     t x y ρ x ρ  x y z z 

   

(2)

v v v v 1  p 1  η yx η yy η yz  u v w      t x y ρ z ρ  x y z  z  

(3)

w w w w 1  p 1  η zx η zy η zz  u v w  g cos α     t x y ρ z ρ  x y z  z  

(4)

ku: u = përbërësja e shpejtësisë sipas boshtit të x-ve; v = përbërësja e shpejtësisë sipas boshtit të y-ve; w = përbërësja e shpejtësisë sipas boshtit të zve; g = nxitimi i rënies së lirë; η = trysnia viskoze shtjellore (ku simboli i parë tregon drejtimin sipas të cilit ajo vepron, ndërsa simboli i dytë tregon faqe e vëllimit të kontrollit mbi të cilën ajo vepron. P.sh. ηzx = trysnia viskoze shtjellore që vepron sipas drejtimit z mbi faqen x të vëllimit të kontrollit); α = këndi i pjerrësisë së trupit ujor. Ekuacioni (1) është ekuacioni i vazhdueshmërisë, ndërsa ekuacionet (2), (3) dhe (4) janë ekuacionet e ruajtjes së momentit, përkatësisht sipas boshtit të x-ve, boshtit të y-ve dhe boshtit të z-ve (Cole and Wells, 2008). Ekuacionet e momentit përkatësisht sipas boshtit të x-ve dhe z-ve përmbajnë një term (përkatësisht g sinα dhe g cosα), që u lejon përdoruesve të modeleve të modelojnë p.sh. një lumë me pjerrësi konstante. Në rastin e një rezervuari apo liqeni, ky term është i barabartë me zero. a.

Thjeshtësimi i z-Momentit

Me qëllim për të zvogëluar numrin e ndryshoreve dhe thjeshtuar modelin, nga përpiluesit e modelit janë kryer dy pranime. Pranimi i parë është që gjatësia e sistemit që modelohet është shumë më e madhe se thellësia. Ky pranim sjell si rrjedhojë që shpejtësitë sipas drejtimit vertikal janë << se shpejtësitë sipas 83

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

drejtimit horizontal. Një rezultat i këtij pranimi është se shpejtësitë vertikale janë shumë të vogla, aq sa ekuacioni i z-momentit bëhet ekuacioni i mëposhtëm hidrostatik: g cos α =

1 p

(5)

ρ z

Ky pranim e mundëson modelin për të mos marrë parasysh nxitime vertikale të rrjedhësit që mund të shkaktohen p.sh. gjatë ftohjes konvektive gjatë natës dhe/ose nxitimeve të tjera të ngjashme vertikale.

b.

Mesatarizimi Anësor

Pranimi i dytë ka të bëjë me përdorimin e mesatarizimit anësor. Ekuacionet e mësipërme (1) - (4), sipas këtij pranimi, do të mesatarizohen sipas drejtimit anësor pas zbërthimit të shpejtësive dhe të trysnisë si shumë të një mesatare anësore plus një shmangie nga mesatarja anësore. Mesatarizimi anësor është kufizimi kryesor i modelit CE-QUAL-W2 dhe përdoruesit e tij duhet të arsyetojnë gjatë përdorimit të tij, nëse ai është apo jo i përshtatshëm për sistemin ujor të marr në studim prej tyre. Përderisa ndryshimet anësore në shpejtësitë, temperaturat dhe përbërësve të tjerë janë pranuar të vegjël, modeli CE-QUAL-W2 është i përdorshëm me shumë saktësi për sisteme ku ndryshimet gjatësore janë shumë më të mëdha se ato anësore. Për këtë arsye, një sistem ujor ideal për modelin CE-QUAL-W2 është ai ku gjatësia e trupit ujor është shumë më e madhe se gjerësia e tij (Cole and Wells, 2008). c. Përmbledhje e Ekuacioneve të Marrë nga Mesatarizimi Anësor Në zhvillimin e modelit CE-QUAL-W2 nga Cole and Buchak (1995), termat mesatarë anësorë janë paraqitur me germa të mëdha dhe konkretisht: u = U , w = W , dhe p =P. Për rrjedhojë, ekuacionet e mësipërme do të marrin trajtën e mëposhtme. Ekuacioni i Vazhdueshmërisë:

UB WB   qB x z

Ekuacioni i x-Momentit:

84

(6)

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

UB UUB WUB B P 1 Bη xx 1 Bη xz    gBsin α    t x z ρ x ρ x ρ z

(7)

Ekuacioni i z-Momentit: 1 P ρ z

= g cos α

(8)

Ka tre të panjohura në këto ekuacione dhe konkretisht: U, W dhe P.

d.

Thjeshtimi i Termit Trysni

Nga kombinimi i ekuacioneve të x-momentit dhe z-momentit, trysnia hiqet si e panjohur dhe shtohet një e panjohur tjetër η (lartësia e sipërfaqes së lirë), si në ekuacionin e mëposhtëm: UB UUB WUB η    gBsin α  gBcos α t x z x gBcos α z ρ 1 Bη xx 1 Bη xz    qBU  x dz  x ρ ρ x ρ z η

e.

(9)

Ekuacioni i Sipërfaqes së Lirë Ujore

Ky ekuacion është një thjeshtim i ekuacionit të vazhdueshmërisë. Ekuacioni i vazhdueshmërisë i integruar sipas thellësisë nga sipërfaqja e lirë deri në fund të trupit rrjedhës, quhet ekuacioni i sipërfaqes së lirë. Pasi kryen veprimet, ai merr trajtën: Bη

η t



h  h  UBdz   qBdz x η η

(10)

ku Bηështë gjerësia në sipërfaqe. f.

Ekuacioni i Gjendjes

Për zgjidhjen e ekuacioneve të momentit duhet të njihet dendësia. Kjo realizohet me anën e ekuacionit të gjendjes, i cili është një ekuacion që lidh dendësinë me temperaturën dhe përqendrimin e lëndëve të tretura si më poshtë: ρ = f(Tw, ΦTDS, Φss) (11) ku f (Tw, ΦTDS, Φss) është një funksion i dendësisë që varet nga temperatura, lënda e plotë e tretur ose kripësia dhe nga lënda e ngurtë inorganike që qëndron në gjendje pezullie. 85

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

3.2.2. Ekuacioni 2D i Adveksion-Shpërhapjes së Përbërësit të Cilësisë së Ujit Trajta matematikore e ekuacionit 2D i adveksion-shpërhapjes turbulente për përbërësin e cilësisë së ujit (ose siç njihet ndryshe me emrin ligji i ruajtjes së masës/nxehtësisë) ka trajtën e mëposhtme:  BΦ UBΦ WBΒ    

Φ     BD z  z  z     q Φ B  SΦ B (12) t x z x z ku: Φ= përqendrimi i përbërësit i mesatarizuar sipas drejtimit anësor, g m-3; Dx= koeficienti gjatësor i temperaturës dhe i dispersionit të përbërësit, m2 s-1; Dz= koeficienti vertikal i temperaturës dhe i dispersionit të përbërësit, m2 s-1; qΦ= ritmi anësor i masës hyrëse ose larguese për përbërësin për njësi vëllimi, g m-3 s-1; SΦ= termi prurje/largime i mesatarizuar sipas drejtimit anësor, g m-3 s-1. Për të zgjidhur ekuacionin duhet të përcaktohen: 1) fusha e shpejtësisë e mesatarizuar sipas drejtimit anësor; 2) kushte të duhura kufitare dhe fillestare; 3) koeficientet Dx and Dzdhe 4) termat prurje/largime të mesatarizuar sipas drejtimit anësor. Koeficienti gjatësor i dispersionit Dx, bazuar në përqasjen Okubo (1971), njehsohet nga: Dx = 5.84x10−4∆x1.1 ku: Dx jepet në m2 s-1 dhe përmasa gjatësore e rrjetës x në m. Dx aktualisht është i pandryshuar në hapësirë dhe në kohë. Koeficienti Dz njehsohet nga modeli CE-QUAL-W2, duke përdorur analogjinë Reynold, ku Dz njehsohet nga Az, viskoziteti shtjellor vertikal, si: Dz = 0.14Az  BD x

Φ 

3.2.3. Përmbledhje e Ekuacioneve Një përmbledhje e ekuacioneve të mesatarizuar sipas drejtimit anësor të përdorur në modelin CE-QUAL-W2, jepen në pasqyrën 3.16 (Cole and Wells, 2008; 2015). Shënojmë se madhësia Φ mund të jetë përqendrim ose temperaturë, përderisa përqendrimi i nxehtësisë mund të përcaktohet me ρcpT,ku ρështë dendësia e rrjedhësit, cpështë nxehtësia specifike e ujit dhe T është temperatura.

86

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

3.3. Funksione Ndihmëse Funksionet ndihmëse janë varësi që përshkruajnë procese të pavarura të skemave bazë njehsuese hidrodinamike dhe të transportit që përmbahen në model. Në këtë paragraf do të përshkruhen vetëm ato funksione ndihmëse që u përdorën nga ne në model. Informacion mbi funksionet ndihmëse të pa përshkruara në këtë paragraf, lexuesi mund të gjejë në Cole and Wells (2008; 2013; 2015).

3.3.1. Trysnia e Shkaktuar nga Era 3.3.1.1.Trysnia Viskoze Shtjellore në Sipërfaqe Trysnia viskoze shtjellore në sipërfaqe përkufizohet si: ηs = CD ρa (Wh - us)2  CD ρa Wh2 (13) ku: ηs = trysnia viskoze shtjellore në sipërfaqe të ujit, kg m-1 s-2; us = shpejtësia sipërfaqësore në ujë, m s-1; Wh = shpejtësia e erës e matur në lartësinë h mbi sipërfaqen ujore, m s-1; CD = koeficient i tërheqjes, [-]; ρa = dendësia e ajrit, kg m-3. Shpejtësia e erës është një funksion i lartësisë. Për të korrektuar shpejtësisë në lartësinë z në lidhje me shpejtësinë e erës në lartësinë z1, përdoret shprehja e mëposhtme:  z  z  Wz  0  Wz z  1 ln 1  z   0 ln

ku: Wz= shpejtësia e erës në lartësinë z, m s-1; Wz1= shpejtësia e erës në lartësinë z1, m s-1; z0= lartësia e ashpërsisë së erës (ky është një parametër input i modelit, për të cilin vlerat tipike që përdoren janë 0.0009 mpër shpejtësi ere < 5 m orë-1dhe 0.045 për shpejtësi ere > 5 m orë-1). Ky term, më tej përdoret për të njehsuar trysninë difuze shtjellore në sipërfaqe sipas drejtimit të boshtit të x-ve dhe përgjatë drejtimit anësor, si më poshtë: ηwx = CD ρa Wh2 cos (Θ1 - Θ2) ηwy = CD ρa Wh2 sin (Θ1 - Θ2) ku:Wh = shpejtësia e erës e matur në largësi h mbi sipërfaqen e ujit, m s-1; ηwx= trysnia viskoze shtjellore sipërfaqësore në saj të erës sipas drejtimit të boshtit x-ve; ηwy= trysnia viskoze shtjellore sipërfaqësore përgjatë drejtimit 87

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

anësor; Θ1= këndi që formondrejtimi i erës në lidhje me veriun, në radian. Për të njehsuar vlerën e koeficientit CD, në modelin CE-QUAL-W2 përdoret një nga formulat e mëposhtme: CD = 0.01, nëse W10< 0.5 m s-1 CD = 0.044 W10-1.15, nëse W10< 4 m s-1 CD = 0.005 W100.5, nëse W10< 15 m s-1 CD = 0.0026, nëse W10 ≥ 15 m s-1 ku: W10 = është shpejtësia e erës në lartësinë 10 m.

88

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: ―Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqeneve të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2‖

Tabela 16. Ekuacionet hidrodinamike dhe të transportit të mesatarizuar sipas drejtimit anësor Ekuacioni i x-momentit

i z-momentit i vazhdueshmërisë i gjendjes i sipërfaqes së lirë i ruajtjes së masës/nxehtësisë

Ekuacioni qeverisës duke mos marr parasysh Ekuacion qeverisës duke pranuar çfarëdo pjerrësie të kanalit dhe pjerrësinë e kanalit dhe ruajtjen e momentit ruajtje të momentit në degët e ndërseksioneve UB UUB WUB η UB UUB WUB η    gB    gBsin α  gBcos α t x z x t x z x gBcos α z ρ gB z ρ 1 Bη xx 1 Bη xz 1 Bη xx 1 Bη xz      qBU  x dz   x dz  x ρ η ρ x ρ z ρ ρ x ρ z η 0=g-

1 P ρ z

0 = g cos α -

1 P ρ z

UB WB   qB x z ρ = f(Tw, ΦTDS, Φss) h η  h Bη   UBdz   qBdz t x η η

UB WB   qB x z ρ = f(Tw, ΦTDS, Φss) h η  h Bη   UBdz   qBdz t x η η

Φ    BD x  BΦ UBΦ WB Φ z      t x z x Φ    BD z  z     q Φ B  SΦ B z

Φ    BD x  BΦ UBΦ WBΦ z       t x z x Φ    BD z  z    q Φ B  SΦ B z

U = përbërësja horizontale e shpejtësisë, ms-1 W = përbërësja vertikale e shpejtësisë, ms-1 B = gjerësia e kanalit; P =Trysnia

η x = trysnia viskoze shtjellore gjatësore mesatare sipas drejtimit x η = trysnia viskoze shtjellore gjatësore mesatare sipas drejtimit z z

ρ = dendësia; η = lartësia e sipërfaqes ujore 89

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

3.3.1.2.Trysnia Viskoze Shtjellore në Anën e Poshtme Trysnia viskoze shtjellore përgjatë pjesës së poshtme të secilës qelizë, vlerësohet me: ρ g ηf = w U U

(14)

C2

ku: C = koeficienti i fërkimit Chezy; U = shpejtësia gjatësore; ρw= dendësia e ujit. Përdoruesi i modelit mund të përdor edhe koeficientin e fërkimit Manning, i cili lidhet me koeficientin C me anën e formulës: C = (1/n)R1/6 ku: n = koeficienti (faktori) i fërkimit Manning; R = rrezja hidraulike.

3.3.1.3.Trysnia Viskoze Shtjellore Vertikale Ekuacioni për njehsimin e trysnisë viskoze shtjellore vertikale, është si më poshtë: ηxz U U  υt  Az ρ z z

(15)

ku: Az= νt= viskoziteti shtjellor vertikal. Në Cole dhe Wells (2008), në pasqyrën A-2, jepen disa formula për njehsimin e νt. Në modelin CE-QUAL-W2, termi i trysnisë viskoze shtjellore përfshin edhe kontributin që vjen në trysninë viskoze shtjellore sipërfaqësore nga vala që krijohet në sipërfaqen ujor nën veprimin e erës. Trysnia e plotë viskoze shtjellore gjatësore për një qelizë përcaktohet si shumë e kontributeve nga trysnia ndërfazore e shpejtësisë, e trysnisë së gjeneruar nga vala dhe trysnia e fërkimit përgjatë kufijve: ηxz U η wx  2kz η b  Az  e  ρ z ρ ρ

(16)

ku: ηwx= trysnia viskoze shtjellore gjatësore në sipërfaqe; k = numri i valës =

4π 2 ; 2 gT w

Tw= perioda e valës së erës = 6.95E − 2F

90

0.233

W 0.53

4

;

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

F = gjatësia e fetch-it, m. Nga Prandtli është konceptuar viskoziteti turbulent shtjellor si: νturbulent = l2

dU dz

ku l përcaktohet si gjatësia e përzierjes dhe pranohet të jetë e përpjesshme me përmasën mesatare e shtjellave të mëdha ose me gjatësinë e shkallës së një shtjelle turbulente. Kjo gjatësi është funksion i largësisë nga një kufi, meqë përmasa e shtjellës ndryshon si funksion i largësisë nga një kufi i dhënë. Qëllimi i shumë modeleve të turbulencës është përcaktimi i gjatësisë së përzierjes si një funksion i pozicionit në rrjedhës. Meqë ky koncept nuk bazohet në teori, janë publikuar shumë formula për njehsimin e Az(Shanahan and Harleman, 1982). Mekanizmi për transportin e trysnisë së erës në sipërfaqen ujore në model bazohet në: 1/2

 U  2  V  2  CRi Az = k       e (17) 2  z  z      ku: k= konstantja e von Karmanit, 0.4; C = konstante, 1.5; l = shkalla vertikale e gjatësisë e zgjedhur si trashësi e qelizës, Δz; Ri= numri Richardsonit l

g

=

ρ z

 U  ρ   z 

2

2

.

Formula është një formulim tipik i gjatësisë së përzierjes që zvogëlohet ose rritet, duke u bazuar në numrin Richardson. Numri Richardson tregon ndikimin e shtresëzimit të dendësisë në transferimin e momentit ndërmjet pjesëzave të rrjedhësit. Në rajone ku nuk ka shtresëzim, numri Richardson është zero dhe termi eksponencial është i barabartë me një. Për rajone ku ka një shtresëzim të fort, numri Richardson merr vlera të mëdha dhe termi eksponencial i afrohet zeros. Në modelin gjatësor-vertikal, shpejtësia anësore V dhe gradienti i saj ∂V/∂z, janë në saj të përbërëses së lëvizjes së valës së erës dhe pranohet të jetë zero kur mesatarizohet sipas drejtimit horizontal, por jo domozdoshmërisht katrori i tij (∂V/∂z)2. Pranohet se trysnia e erës ηwy, gjeneron përbërëset anësore të valës dhe zvogëlohet eksponencialisht me thellësinë në mënyrë të tillë që: ηyz = ηwye − 2kz (18) ku: ηwy = trysnia anësore e erës në sipërfaqe. 91

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Pastaj, duke përdorur: η yz V  Az ρ z

(19)

Katrori i gradientit anësor i shpejtësisë bëhet: 2kz  2 η wy e  V       z   ρA z 

2

(20)

Atëherë, ekuacioni përfundimtar për viskozitetin shtjellor vertikal, është: Az = k

l

2

2

 2  2kz  U   η wy e     z  ρA z    

   

2

 CRi e  

(21)

Ekzistojnë shumë modele për vlerësimin e viskozitetit shtjellor vertikal, njëri prej të cilëve jepet më poshtë. Ai mban emrin modeli k-ε. Përdorimi i modelit shtjellor k-ε (i cili njihet ndryshe si modeli TKE) bazohet në zgjidhjen e ekuacioneve të mëposhtëm diferencialë me derivate të pjesshme: vt = Cμ

k2 ε

kB  ( kBU)  ( kBW)   v t k     B t x z z  ζ z   k   B(P  G  ε  Pk )

(22)

εB  (εBU)  (εBW)   v t ε       B t x z z  ζ ε z  ε ε2  B(C PC  Pε ) ε1 k ε2 k

(23)

ku: Cμështë një konstante empirike; νt= viskoziteti shtjellor; k = energjia shtjellore kinetike; ε = shpërhapja shtjellore; B = gjerësia; U, V dhe W = janë përbërëset e shpejtësisë advektive përkatësisht sipas drejtimit x, y dhe z. Termat e tjerë janë:  U  2  10Cf 1.25U 4 vt 2 Cf U3 N ; Pk = P = vt    ; G = ; Pε = ζt 0.5B  z   0.5B2

Vlera tipike për konstantet e mësipërme të modelit, që janë përdorur në studime të tjera, janë: ζk=1.0; ζε=1.3; Cμ=0.09; C1ε=1.44; C2ε=1.92; numri shtjellor, ζt =1.0. 92

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Një algoritëm për zgjidhjen e ekuacioneve të mësipërm, lexuesi mund ta gjejë në Gould (2006).

3.3.1.4.Trysnia Viskoze Shtjellore Gjatësore Trysnia viskoze shtjellore gjatësore përcaktohet si: ηxx U U  υt A x z ρ z

(24)

ku: Ax = νt= viskoziteti shtjellor gjatësor.

3.3.2 Shkëmbimi i Nxehtësisë 3.3.2.1. Shkëmbimi i Nxehtësisë në Sipërfaqe Shkëmbimi i nxehtësisë në sipërfaqe formulohet si një proces i përbërë. Ai përbëhet: Hn = Hs + Ha + He + Hc - ( Hsp + Hap + Hbr ) (25) ku: Hn = ritmi neto i shkëmbimit të nxehtësisë nëpërmjet sipërfaqes së ujit, W m-2; Hs = rrezatimi diellor valë-shkurtër rënës, W m-2; Ha = rrezatimi termik valë-gjatë rënës (rrezatimi atmosferik), W m-2; Hsp = rrezatimi valë-shkurtër diellor i pasqyruar nga sipërfaqja ujore, W m-2; Hap = rrezatimi termik valëgjatë i pasqyruar nga sipërfaqja ujore, W m-2; Hbr = rrezatimi termik i lëshuar nga sipërfaqja e ujit, W m-2; He = humbja e nxehtësisë për avullim, W m-2; Hc = përcjellshmëria e nxehtësisë, W m-2. Rrezatim diellor valë-shkurtër ose matet direkt ose njehsohet nëpërmjet varësisë ndërmjet këndit diellor dhe mbulesës me re, duke përdorur formulën Brunts. Të gjithë termat që ndodhen në anën e djathtë varen nga sipërfaqja ujore. Rrezatimi i lëshuar nga sipërfaqja ujore njehsohet si: Hbr = ε ζ (tS + 273.15 )4 (26) ku: ε= emisiviteti i ujit, 0.97; ζ= konstantja e Stefan-Boltcmanit, 5.67 x 108 W m-2 K-4; ts= temperatura e sipërfaqes ujore, 0C. Si edhe të gjithë termat e tjerë të mbetur, ai njehsohet për çdo qelizë që ndodhet në sipërfaqen ujore dhe për cilindo hap kohor të iterimit. Humbja e nxehtësisë për avullim njehsohet si: He = f(W) (es - ea) (27)

93

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

ku: f(W) = funksion që varet nga shpejtësia e erës, W m-2 mm Hg-1; es= trysnia e avullit të ngopur në sipërfaqen ujore, mm Hg; ea= trysnia aktuale atmosferike, mm Hg. Humbja e nxehtësisë për avullim varet nga temperatura e ajrit dhe nga temperatura e pikës së vesës ose lagështia relative. Trysnia e avullit njehsohet nga temperatura e sipërfaqes për çdo qelizë që ndodhet në sipërfaqen ujore gjatë çdo iterimi. Përcjellshmëria e nxehtësisë njehsohet si: Hc = Cc f (W) ( ts − ta) (28) 0 -1 ku: Cc= koeficienti Bowen, 0.47 mm Hg C ; ta= temperatura e ajrit, 0C; Rrezatimi diellor valë-shkurtër depërton në ujë nëpërmjet sipërfaqes ujore dhe më tej ai zvogëlohet eksponencialisht me thellësinë sipas ligjit Bears: H (z) = (1 - β)Hs e- η z (29) ku: Hs(z) = rrezatimi valë-shkurtër në thellësinë z, W m-2; β= pjesa e rrezatimit e përthithur në sipërfaqen ujore (albedo); η= koeficient i dobësimit, m-1; Hs= rrezatimi valë-shkurtër që arrin në sipërfaqe, W m-2. a.

Avullimi

Përveç problemeve që kanë lidhje me matjen e të dhënave meteorologjike në lidhje me trupa ujorë relativisht të mëdhenj, parametri më pak i përcaktuar në njehsimet e shkëmbimit të nxehtësisë në sipërfaqen ujore është funksioni i avullimit që varet nga shpejtësia e erës, f(W). Shumë formula për f(W) janë shqyrtuar në Edinger, et al. (1974). Formula të shumta rezultojnë për vlerësime empirike të f(W) për trupa ujorë me përmasa dhe forma të ndryshme,me të dhëna nga vende të ndryshme dhe të mesatarizuara për periudha të ndryshme kohe. Modeli i jep përdoruesit lirinë për të përfshirë formula të ndryshme nëpërmjet dhënies së funksionit të erës në formën: f (W)= a +bW C (30) -2 ku: f(W) = funksion i shpejtësisë së erës, W m mm Hg-1; a = koeficient empirik, 9.2; b = koeficient empirik, 0.46; C = koeficient empirik, 2; W = shpejtësia e erës e matur në lartësinë 2 m nga toka, m s-1. Funksioni i shpejtësisë së erës përdoret për të njehsuar të dy: ujin e avulluar dhe humbjen e nxehtësisë. Modeli pranon se shpejtësia matet në lartësinë 2 m. Ekuacioni i mëposhtëm e shndërron b nga cilado lartësi matjeje në lartësinë 2 m: b2m = αCbz 94

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

ku bzështë b e matur në lartësinë z mdhe α faktori i konvertimit ndërmjet shpejtësisë në lartësinë z dhe shpejtësisë së erës në lartësinë 2 m, duke përdorur shprehjen:  2   z  1 W2m  0   Wz  z  α  ln z   0 ln

(31)

ku: W2m= shpejtësia e erës në lartësinë 2 m, m s-1; Wz= shpejtësia e erës në lartësinë z, m s-1; z0= lartësia e ashpërsisë së erës (ky është një parametër input i modelit, për të cilin vlerat tipike që përdoren janë 0.0009 mpër shpejtësi ere < 5 m orë-1dhe 0.045 për shpejtësi ere > 5 m orë-1). Është përfshirë në model edhe formula e Ryan-Harleman (1974) : f(Wz ) = a + bWz ku: b = 4.1 W m-2 mm Hg-1 m-1 s-1; a = λ (Tng - Tav)1/ 3; λ= 3.59 W m2 mm 0

-1/3

Hg C

 e ; Tv = T* 1  0.378   p 

1

(temperatura virtuale), K; p = 760 mm Hg.

Në Cole dhe Wells (2008), në pasqyrën A-5, jepen disa formula tipike për njehsimin e avullimit nga liqenet dhe rezervuarit. b.

Temperatura e Baraspeshës

Përderisa disa nga termat në ekuacionin e bilancit të nxehtësisë varen nga temperatura e sipërfaqes dhe të tjerë maten ose njehsohen si ndryshore input, është e nevojshme përcaktimi i një temperature baraspeshe Te, si temperaturë në të cilën ritmi neto i shkëmbimit e nxehtësisë së sipërfaqes është zero Linearizimi i ekuacionit të bilancit të nxehtësisë, së bashku me përcaktimin e temperaturës së baraspeshës, lejon që ritmi neto i shkëmbimit të nxehtësisë në sipërfaqen Hn, të shprehet si: Haw= − Kaw ( tw− te ) (32) ku: Haw= ritmi i shkëmbimit të nxehtësisë së sipërfaqes,W m-2; Kaw= koeficienti i shkëmbimit të nxehtësisë së sipërfaqes, W m-20C-1; Tw= temperatura e sipërfaqes ujore, 0C; Te= temperatura e baraspeshës, 0C Në koeficientin e shkëmbimit të nxehtësisë së sipërfaqes dhe në temperaturën e baraspeshës, përmblidhen shtatë procese të ndara të shkëmbimit të nxehtësisë. Linearizimi u shqyrtua nga Brady et al. (1969) dhe Edinger et al. (1974). 95

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Përcaktimi i koeficientit të shkëmbimit të nxehtësisë së sipërfaqes tregohet të jetë termi i parë i serisë Taylor, duke e konsideruar ekuacionin e mësipërm si: Haw = -

dH an (ts - te) dTs

(33)

3.3.2.2. Shkëmbimi i Nxehtësisë së Sedimentit Shkëmbimi i nxehtësisë së sedimentit me ujin është një term i vogël krahasuar me shkëmbimin e nxehtësisë së sipërfaqes ujore dhe shumë modelerë të mëparshëm e kanë neglizhuar atë. Investigimet në shumë rezervuar kanë treguar që procesi duhet të përfshihet për të riprodhuar me saktësi temperaturën hypolimnetike. Formula është e ngjashme me atë shkëmbimit të nxehtësisë së sipërfaqes: Hsw = − Ksw (tw − ts) (34) ku: Hsw= ritmi i shkëmbimit të nxehtësisë së sediment/uji, W m-2; Ksw= koeficienti i shkëmbimit të nxehtësisë të sediment/ujit, W m-2°C-1; tw= temperatura e ujit, 0C; ts= temperatura e sedimentit, 0C. Zbatimet e mëparshme përdornin një vlerë prej 0.3 W m-20C-1për Ksw, e cila është dy rende madhësie më e vogël se koeficienti i shkëmbimit të nxehtësisë së sipërfaqes. Për vlerë të ts, një vlerësim i mirë është që ajo të merret e barabartë me temperaturën mesatare vjetore të ajrit.

3.3.3. Dendësia e Ujit Njehsime të sakta hidrodinamike kërkojnë një dendësi të saktë të ujit. Dendësia e ujit ndikohet nga ndryshimet e temperaturës dhe të përqendrimeve të lëndëve të ngurta (të tretura dhe të patretura). Për rrjedhojë, dendësia e ujit, jepet: ρ = ρt + ΔρS ku: ρ= dendësia e ujit, kg m-3; ρt= dendësia e ujit si funksion i temperaturës, kg m-3; ΔρS = rritja e dendësisë në sajë të lëndëve të ngurta, kg m3 . Janë propozuar një shumëllojshmëri varësish për të vlerësuar ndryshimet e dendësisë së ujit nga temperatura. Në model përdoret varësia e mëposhtme (Gill, 1982): ρ = 999.845259 10 + 6.793952 x 10 -2 tw - 9.095290 x 10-3 tw2 + 1.001685 x 10-4 tw3 - 1.120083 x 10-6 tw4 + 6.536332 x 10-9 tw5 (35) 96

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Mbi vlerën e dendësinë ndikojnë, gjithashtu, edhe lëndët e ngurta dhe ato që qëndrojnë në gjendje pezullie. Për shumë zbatime, lëndët e ngurta të tretura jepen në formën e shumës së lëndëve të ngurta të tretura, ndërsa për deltat lumore specifikohet në formën e kripësisë. Ndikimi i të gjitha lëndëve të tretura në dendësinë, jepet nga Ford and Johnson (1983): ΔρLNT= (8.221 x10-4 - 3.87 x10-6 tw + 4.99 x10-8 tw2 ) ΦLNT (36) ku: ΦLNG= përqendrimi i të gjitha lëndëve të ngurta të tretura (PLT), g m-3. dhe për kripësinë (Gill, 1982): Δρkrip= (0.824493 - 4.0899 x 10-3 tw + 7.6438 x 10-5 tw2 - 8.2467 x 10-7 tw3 + 5.3875 x 10-9 tw4) Φkrip + (-5.72466 x 10-3 + 1.0227 x 10-4 tw - 1.6546 x 10-6 tw2 ) Φkrip1.5+ 4.8314 x 10-4 Φkrip2 (37) -3 ku: Φkrip= kripësia, kg m . Ndikimet e lëndëve të ngurta në gjendje pezullie jepen nga Ford and Johnson (1983): 

1 

3

ΔρLNP= Φ LNP 1  10 (38)  SG  ku: ΦLNP= përqendrimi i lëndëve të ngurta pezullie, g m-3; SG = graviteti specifik i lëndëve të ngurta pezullie. Duke pranuar një gravitet specifik prej 2.65, varësia e mësipërme thjeshtohen në: ΔρLNP = 0.00062 ΦLNP (39) Ndikimi total i lëndëve të ngurta është: ΔρN = (ΔρLNT ose Δρkrip) + ΔρLNP

3.4. Termi Prurje/largime në Ekuacionin e Cilësisë së Ujit Me qëllim për të zgjidhur ekuacionin 2D të adveksion-difuzionit për cilësinë e ujit (12), duhet të specifikohet termi SΦ i prurje/largimeve. Termi prurje/largime paraqet një ndryshesë të ritmit të masës së një përbërësi në sajë të reaksioneve kinetike ku përqendrimet shprehen në g m-3. Të gjithë termat e ritmit, që do të përshkruhen më poshtë, jepen në njësinë s-1. Reaksionet kinetike të disa përbërësve jepen edhe grafikisht, duke e konsideruar secilin përbërës si një ndarje ku shënohet emri përkatës. Shigjetat paraqesin drejtimin e ritmeve të kalimit të masës, ku ato me ngjyrë blu tregojnë prurjet tek ndarja, ndërsa ato me ngjyrë të kuqe tregojnë largimet nga ndarja.

97

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Modeli zgjidhet për temperaturën dhe një numri ndryshoresh të cilësisë së ujit të përcaktuara nga përdoruesi i tij. Në tabelën17 jepen ndryshoret e gjendjes së cilësisë së ujit së bashku me termat e tyre kinetikë prurje/largime. Tabela 17. Ndryshoret e gjendjes së cilësisë së ujit në modeli CE-QUAL-W2 Përbërësit Lëndë të ngurta totale të tretura Përbërësit gjenerik, nuk ka ndërveprime me ndryshore të tjerë të gjendjes; baktererie; gjurmues; ndotës Lëndë inorganike të ngurta në gjendje pezulle P biologjikisht i disponueshëm i matur në formë të ortofosfateve; P i tretur; SRP Amoniumi

Nitrate-nitrite

Silic i tretur

Silici pjesor biogjen Hekur Lëndë organike të tretura të paqëndrueshme lëndë organike të tretura të qëndrueshme Pjesëza lënde organike të paqëndrueshme (anglisht: labile particulate organic matter -LPOM) Pjesëza lënde organike të qëndrueshme (anglisht: refractory particulate organic matter - RPOM) P total në lëndët organike të tretura të paqëndrueshme P total në lëndët organike të

Prurje të brendshme

Largime të brendshme

0 rend shpërbërje

defundimi; 0 dhe 1 rend shpërbërje

Frymëmarrja e algave /epifitonit; lëndë organike të paqëndrueshme/ pjesëza te qëndrueshme/ të tretura; lëshimi nga sedimentete; shpërbërja e CBOD lëshimi nga sedimentet; ekskretimi i algave /epifiteve /makrofiteve; pjesëza të paqëndrueshme/te qëndrueshme te tretura; lëndë organike në shpërbërje; shpërbërja e CBOD nitrifikimi

rritja e algave /epifitonit; ndajthithja mbi lëndët inorganike të ngurta të suspenduara

lëshimi anoksik i sedimentit; lëshimi biogjenik i silicit; shpërbërja mortaliteti i algave/epifitonit lëshimi nga sedimentet anoksike mortaliteti i algave /epifitonit/ makrofiteve; ekskretimi lëndë organike të tretura, të paqëndrueshme në shpërbërje Mortaliteti i algave/epifitonit/makrofiteve

rritja e algave/epifitonit /makrofiteve; nitrifikimi

denitrifikimi; zhvillimi i algave/epifitonit /makrofiteve Rritja e algave/epifitonit; ndajthithja mbi trupat e ngurtë në gjendje pezullie defundimi; shpërbërja ujë i mirëoksigjenuar në shtyllë/shpërbërje shpërbërja shpërbërja defundimi; shpërbërja

shpërbërja e lëndëve; pjesëza organike të paqëndrueshme

defundimi; shpërbërje

mortaliteti i algave /epifitonit /makrofiteve; ekskretimi shpërbërja e lëndëve organike

shpërbërja

98

shpërbërja

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2” tretura të qëndrueshme P total në lëndët pjesore organike P total në lëndët pjesore organike të paqëndrueshme N total në lëndët organike të paqëndrueshme N total në lëndët organike të qëndrueshme N total në pjesëza organike të paqëndrueshme N total në pjesëza organike të qëndrueshme CBOD* alga

të paqëndrueshme mortaliteti i algave /epifitonit /makrofiteve pjesëzat e lëndëve organike në shpërbërje mortaliteti i algave /epifitonit /makrofiteve; ekskretimi shpërbërja e lëndëve organike të paqëndrueshme mortaliteti i algave /epifitonit /makrofiteve lëndë organike të paqëndrueshme; shpërbërja

Epifitoni

rritja i epifiteve

Zooplanktoni

rritja i zooplanktonit

Makrofite

rritja i makrofiteve

Oksigjeni i tretur

shkëmbimi sipërfaqësor; zhvillimi i algave/epifitonit

Karboni inorganic total

pjesëza të lëndëve organike të paqëndrueshme/ të qëndrueshme; shpërbërja; lëshimi i sedimentit; shkëmbim sipërfaqësor; frymëmarrja e algave defundimi i algave; LPOM, POM; kalimi në sediment i algave

Sedimentet

rritja i algave

defundimi; shpërbërja defundimi; shpërbërja shpërbërja shpërbërja defundimi; shpërbërja defundimi; shpërbërja shpërbërja; defundimi frymëmarrja; ekskretimi mortaliteti; defundimi frymëmarrja; ekskretimi mortaliteti; defundimi transporti; defundimi; ekskretimi; mortaliteti frymëmarrja; mortalitei; ekskretimi shkëmbim sipërfaqësor; frymëmarrja e algave /epifitonit /makrofiteve/ zooplanktonit; nitrifikimi; shpërbërja e CBOD; shpërbërja 0 dhe 1shkallë e SOD; shpërbërja e pjesëzave të lëndëve organike të paqëndrueshme/ të qëndrueshme shkëmbimi sipërfaqësor; rritja e algave/epifitonit; shpërbërja e CBOD

shpërbërja e përqendruar tek sedimentet

*CBOD-kërkesa biokimike për oksigjenin e karbonuar, që nënkupton matjen e humbjes së oksigjenit të tretur nga gjallesat në kushtet e mënjanimit të baktereve nitrike.

Përveç këtyre ndryshoreve të gjendjes së cilësisë së ujit, modeli gjithashtu përmban edhe ndryshoret për pH dhe ciklit të karbonit (CO2, HCO3, H2CO3) si pjesë të një grupi që derivojnë nga ndryshoret e cilësisë së ujit.

Në këtë paragraf do të trajtohen vetëm ata përbërës të cilësisë së ujit që janë përdorur nga ne në model. Informacion më të hollësishëm, mbi këta

99

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

përbërës dhe të tjerë të pa përshkruar në këtë paragraf, lexuesi mund të gjejë në Cole and Wells (2008; 2015).

3.4.1. Lëndë të Ngurta në Gjendje Pezullie Lëndët e ngurta në gjendje pezullie (Inorganic suspended solids, ISS) janë të rëndësishme në simulimet e cilësisë së ujit për shkak të ndikimit që ato kanë në dendësinë, depërtimin e dritës dhe praninë e nutrienteve në ujë. Përqendrime të rritura të lëndëve të ngurta e zvogëlon depërtueshmërinë e dritës në shtyllën ujore, duke ndikuar kështu në temperaturën e ujit, që nga ana e saj ndikon në ritmin e reaksioneve biologjike dhe kimike. Përqendrimet e fosforit dhe të silicit të tretur ndikohen nga lëndët e ngurta nëpërmjet përthithjes dhe më tej në defundimin e tyre. Drita dhe nutrientet kontrollojnë prodhimin e algave. Shpejtësia e defundimit e secilit përbërës të ngurtë në gjendje pezullie, është një parametër që përdoret në model. Zakonisht, ai përcaktohet nga formula e Stoke-sit për shpejtësinë e rënies, e cila varet nga diametri i një pjesëze të veçantë, që defundon dhe graviteti specifik. Mund të modelohen çfarëdo numri grupesh të lëndës së ngurtë në gjendje pezullie. Ekuacioni i ritmit për lëndët organike në gjendje pezullie, është(Cole and Wells, 2008; 2015): SISS = ωISS

Φ ISS

(40)

z

ku: z = trashësia e shtresës, m;ωISS= shpejtësia e rënies (defundimit), m s1 ;ΦISS= përqendrimi i lëndëve organike në gjendje pezullie, g m-3.

3.4.2. Lëndë të Ngurta Totale të Tretura ose Kripësia Lëndët e ngurta totale të tretura (Total dissolved solids, TDS) ndikon mbi dendësinë e ujit dhe në fortësinë jonike, duke ndikuar kështu në lëvizjen e ujit, në pH dhe në shpërndarjen e specieve karbonike. Në zbatime në ujëra të freskëta (liqene, rezervuar, lumenj), për lëndët e ngurta totale të tretura përdoret koncepti TDS. Zbatimet në deltat lumore përdorin konceptin e kripësisë. Zgjedhja pastaj pasqyrohet në njehsimin e dendësisë dhe të fortësisë jonike. Nëse përdoret TDS, njësia është g m-3, ndërsa e kripësisë është kg m-3. Është e rëndësishme të mbajmë mend se TDS dhe kripësia nuk janë të njëvlershme. Kripësia është madhësi konservativë, ndërsa TDS jo. 100

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

3.4.3. Lëndë Organike e Tretur e Paqëndrueshme Për shkak të rëndësisë që ka prania e oksigjenit të tretur në sistemet ujore, të gjithë përbërësit që shfaqin një kërkesë për oksigjen duhet të përfshihen në formulimet kinematike. Kjo kërkesë në lumenj shpesh matet si kërkesë biokimike e oksigjenit (biochemical oxygen demand, BOD), i cili përfshin frymëmarrjen mikrobiale dhe metabolizmin e lëndëve të ndryshme të përbëra organike dhe inorganike. Prodhimi i këtyre materialeve ndodh, gjithashtu, si shpërbërje, duke kërkuar kështu, që të modelohen në mënyrë individuale përbërësit kryesorë të BOD. Njëri nga këta përbërës është lënda organike e tretur (dissolved organic matter, DOM), e cila është e përbërë nga dy grupe: e paqëndrueshme dhe e qëndrueshme. DOM modelohet si dy grupe të ndarë, sepse ritmi i shpërbërjes së këtyre dy grupeve është i ndryshëm. Ekuacioni i ritmit për lëndën organike të tretur është (Cole and Wells, 2008; 2015): S

LDOM

  K ae Φ a   (1 Pam ) K am Φ a   K ee Φ e 

 (1  Pem ) K em Φ e  γ OM K LDOM Φ LDOM  K LR Φ LDOM

(41)

  (1 Pmm ) K mm Φ macro

ku: Pam= koeficient i modelit për vdekshmërinë e algave; Pem= koeficient i modelit për vdekshmërinë e epifitonit; Pmm= koeficient pjesor për vdekshmërinë e makrofiteve; γOM= shumëzues i ritmit të temperaturës për shpërbërjen e lëndës organikë; Kae= ritmi i ekskretimit të algave, s-1; Kam= ritmi i vdekshmërisë së algave, s-1; Kee= ritmi i ekskretimit të epifitonit, s-1; Kem= ritmi i vdekshmërisë së epifitonit, s-1; Kmm= ritmi i vdekshmërisë së makrofiteve, s-1; KLDOM= ritmi i shpërbërjes së DOM e paqëndrueshme, s-1; KL→R = ritmi i transferimit të DOM e paqëndrueshme në atë të qëndrueshme, s1 ; Φa= përqendrimi i algave, g m-3; Φe= përqendrimi i epifitonit, g m-3; ΦLDOM= përqendrimi i DOM e paqëndrueshme, g m-3; Φmacro= përqendrimi i makrofiteve, g m-3.

3.4.4. Lëndë Organike e Tretur e Qëndrueshme Lëndët organike të tretura të qëndrueshme përbëhen ngalëndë të përbëra në mjedisin ujor që shpërbëhen ngadalë, duke shprehur një kërkesë për oksigjen për periudha kohe të gjata. DOM e qëndrueshme prodhohet nga shpërbërja e DOM të paqëndrueshme. 101

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Ekuacioni i ritmit të DOM e qëndrueshme, është (Cole and Wells, 2008; 2015): S  K LR Φ LDOM  γ OM K RDOM Φ RDOM (42) RDOM

ku: γOM= shumëzues i ritmit të temperaturës; KRDOM= ritmi i shpërbërjes së DOM të qëndrueshme, s-1; KL→R = ritmi i transferimit nga DOM e paqëndrueshme në atë të qëndrueshme, s-1; ΦLDOM= përqendrimi i DOM e paqëndrueshme, g m-3;ΦRDOM= përqendrimi i DOM e qëndrueshme, g m-3.

3.4.5. Pjesëza Lënde Organike të Paqëndrueshme Pjesëza lënde organike (anglisht particulate organic matter, POM) të paqëndrueshme paraqesin një material organik të veçantë në shtyllën e ujit. Kur shpërbëhen, pjesëzat e lëndës organike të paqëndrueshme janë burim i pjesëzave të lëndës organike të qëndrueshme, azotit, fosforit dhe karbonit inorganik. Përdoret një varësi stoikometrike për mineralizimin e ammoniumit, fosforit dhe karbonit inorganik. Gjatë shpërbërjes së LPOM shprehet dhe një kërkesë për oksigjen. Kur LPOM sedimenton në fund, ajo shpërbëhet më tej në përbërësin e sedimentit dhe për rrjedhojë, duhet të përfshihet në simulim. Ekuacioni i ritmit të LPOM, është (Cole and Wells, 2008; 2015): S

LPOM



  Pam K am Φ a   Pem ) K em Φ e _ K γ Φ  K Φ LPOM OM LOPM L  R LPOM Φ

POM

LPOM P K Φ mm mm macro z

(43)

ku: Pam= koeficient pjesor për vdekshmërinë e algave; Pem= koeficient pjesor për vdekshmërinë e epifitoneve; Pmm= koeficient pjesor për vdekshmërinë e makrofiteve; γOM= shumëzues i ritmit të temperaturës për lëndën organike; ωPOM= ritmi i defundimit të POM, m s-1; Kam= ritmi i vdekshmërisë së algave, s-1; Kem= ritmi i vdekshmërisë së epifitonve, s-1; Kmm= ritmi i vdekshmërisë së makrofiteve, s-1; KLPOM= ritmi i shpërbërjes së POM e paqëndrueshme, s-1;KL→R = ritmi i shndërrimit nga POM e paqëndrueshme në POM të qëndrueshme, s-1;Φa= përqendrimi i algave, g m-3;Φe= përqendrimi i epifitoneve, g m-3;Φmacro= përqendrimi i makrofiteve, g m-3;ΦLPOM = përqendrimi i detritusit, g m-3.

102

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

3.4.6. Pjesëza Lënde Organike të Qëndrueshme Pjesëza lënde organike të qëndrueshme shpërbëhet ngadalë në lëndë organike jo e gjallë që defundon. Termi prurje/largime janë shpërbërja e rendit të parë, shndërrimi i LPOM në RPOM dhe defundimi. Ekuacioni i ritmit të POM e qëndrueshme, është (Cole and Wells, 2008; 2015): S RPOM  K LR Φ LPOM  γ OM K RPOM Φ RPOM   RPOM

Φ RPOM z

(44)

ku: γOM= shumëzues i ritmit të temperaturës; KL→R = ritmi i shndërrimit nga forma POM e paqëndrueshme në POM të qëndrueshme, s-1; KRPOM= ritmi i shpërbërjes së POM e qëndrueshme, s-1;ωPOM= POM shpejtësia e defundimit, m s-1;ΦLPOM= përqendrimi i POM e paqëndrueshme, g m-3;ΦRPOM= përqendrimi i POM e qëndrueshme, g m-3.

3.4.7. Kërkesa Biokimike për Oksigjenin e Karbonuar (CBOD) Mund të modelohet secili nga grupet e CBOD me ritme të ndryshme shpërbërjeje, duke i lejuar kështu, përdoruesit të modelit të karakterizojë më me saktësi burime të ndryshme të CBOD. Kujdes i duhet dhënë kur përfshihet CBOD në simulim për të siguruar që CBOD, DOM, POM dhe biomasa e algave të jenë njehsuar në mënyrë të përshtatshme. Ekuacioni i ritmit për CBOD, është: S CBOD   Θ T20 K BOD R BOD Φ CBOD  CBOD

R BOD Φ CBOD z

(45)

ku: Θ= shumëzues për ritmin e temperaturës për BOD; T = temperatura,0C;ωCBOD= shpejtësia e defundimit të CBOD, m s-1; KBOD= ritmi i shpërbërjes së CBOD, s-1;RBOD= shndërrimi i CBOD nga CBOD input në CBOD përfundimtar (CBODp); ΦBOD= përqendrimi i CBOD, g m-3. Përcaktimi tipik i RBOD bazohet në ekuacionin e mëposhtëm: R BOD 

CBODp CBODt



1

1 exp K BOD t 

ku: t është (p.sh 5 ditë) dhe CBODt është CBOD në atë kohë.

103

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

3.4.8. Algat Zakonisht, komuniteti i algave paraqitet, ose si një bashkësi e vetme, ose zbërthehet në diatome, alga jeshile dhe cyanobacteria (alga blue-jeshile). Modeli CE-QUAL-W2 ka aftësinë të specifikojë ritmin e parametrave kinetikë që përcaktojnë karakteristikat e secilit grup të algave. Sidoqoftë, formulimi i dhënë në këtë paragraf i jep liri përdoruesit të modelit që sa dhe cilët lloje të grupeve të algave të përfshijë në simulim nëpërmjet një specifikimi të kujdesshëm të parametrave të ritmeve kinetike që përfaqësojnë karakteristikat e secilit grup të algave. Siç tregohet në figurën 6, biomasa e algave në një sistem ndikohet nga rritja (AG), vdekshmëria (AM) dhe defundimi (AS) i algave; nga gjysmëngopja e algave për rritje të kufizuar nga fosfori ((AHSP), g m-3; nga gjysmëngopja e algave për rritje të kufizuar nga azoti (AHSP), g m-3; intensiteti i ngopjes së dritës në ritmin maksimal fotosintetik (ASAT), W, m-2. Ndërkaq, ritmi i rritjes maksimale ndikohet nga temperatura, drita dhe disponibiliteti i nutrienteve. Parametri (AG) në modelin CE-QUAL-W2 nuk është ritmi i prodhimit neto i algave. Ai është ritmi maksimal bruto, që nuk lidhet me frymëmarrjen, vdekshmërinë dhe ekskretimin e algave. Duke patur parasysh figurën 3.6, ekuacioni i ritmit për secilin grup të algave është: Sa  K ag Φ a  K ar Φ a  K ae Φ a  K am Φ a 

  ζ alg Φ a     Z μ Φ zoo   ζ zoo Φ zoo   ζ alg  ζ l  pom  

104

Φ a z



(46)

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Figura 6. Flukset e brendshme ndërmjet algave dhe përbërësve të tjerë

(Cole and Wells, 2015) ku: z = lartësia e qelizës; Zμ= ritmi i rritjes neto i specieve të një zooplankton-i; ζ= faktorët e preferencës për kullotje të zooplankton-it; Kag= ritmi i rritjes së algave, s-1; Kar= ritmi i frymëmarrjes në errësirë të algave, s-1; Kae= ritmi i ekskretimit të algave, s-1; Kam= ritmi i vdekshmërisë së algave, s1 ;ωa= ritmi i defundimit të algave, ms-1;Φa= përqendrimi i algave, g m-3. Chlorophyll a (chl a) zakonisht përdoret si indeks për të vlerësuar biomasën e algave. Për të shndërruar chl a në biomasë të algave, chl a shumëzohet me raportin e algave: masa e algave (si g m-3ose mg/l peshë e thatë e lëndës organike OM) / masa e chl a (si μg chlorophyll a/l). Vlera e raportit ndërmjet biomasës së algave dhe chlorophyll a (ACHLA) mund të ndryshojë gjerësisht, duke u varur nga përbërja e popullatës së algave, në intervalin nga 0.01 deri 0.40 për algat blue-green dhe fitoplanktonin total. Ritmi i rritjes së algave njehsohet nëpërmjet modifikimit të një ritmi maksimal rritjeje i ndikuar nga temperatura, drita dhe nutrientet: Kag = γarγafλmin Kagmax (47) ku: γar= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahut rritës së lakores së funksionit të temperaturës; γaf = shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun rrenës së lakores; λmin= shumëzues për faktorin e rritjes së kufizuar (dritë, fosfor, silic dhe azot); Kag= ritmi i rritjes së algave, s-1; Kagmax= ritmi i rritjes maksimale të algave, s-1. Shumëzuesi i ritmit për dritën bazohet në funksionin Steele (1962):

105

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

λl =

I IS

e

  I   I S 

 

 1  

(48)

ku: I = intensiteti aktual i dritës, W m-2; Is= intensiteti i ngopjes së dritës për ritmin maksimal të fotosintezës, W m-2; λl= faktor kufizues i dritës. Shprehja e mësipërme lejon realizimin e simulimit edhe për intensitete drite më të mëdha se ai i ngopjes. Drita që depërton në ujë, e zvogëlon intensitetin e saj me rritjen e thellësisë sipas ekuacionit: I = (1- β) I0 e-αz (49) ku: I0= intensiteti i rrezatimit diellor në sipërfaqen ujore, W m-2;α= koeficient i dobësimit, m-2; z = thellësia, m;β= pjesa e rrezatimit diellor të përthithur në sipërfaqen ujore. Ndikimi mesatar i dritës mbi rritjen e algave në një qelizë të veçantë të modelit, gjendet nëpërmjet kombinimit të dy shprehjeve të mësipërme dhe integrimit sipas thellësisë së qelizës për të gjetur (Chapra and Reckhow, 1983): λl =

γ2 γ1   e e α Δz e

(50)

ku: γ1 =

(1 β) I 0 αd e TS

γ2 =

(1 β) I 0 α(d  z) e TS

dhe d = thellësia sipërfaqes së sipërme të qelizës. Shumëzuesit, që e kufizojnë ritmin maksimal të rritjes së algave, njehsohen duke përdorur varësinë Monod: λi=

Φi

(51)

Pi  Φ i

ku: Φi= përqendrimi i fosforit ose i nitrate + ammoniumit, g m-3; Pi= koeficienti i gjysmë-ngopjes për fosforin ose i nitrate + ammoniumit, g m-3. Preferenca për ammonium i algave bazohet në shprehjen e mëposhtme (Thomann and Fitzpatrick, 1982): Φ

NOx PNH4  Φ NH4 K NH4  Φ NH4 K NH4  Φ NOx



 Φ NH4



K NH4

Φ NH4  Φ NOx K NH4  Φ NOx  106



(52)

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

ku: PNH4= faktor preference për ammoniumin; KNH4= koeficienti i preferencës së gjysmë-ngopjes për ammoniumin, g m-3;ΦNH4= përqendrimi i ammoniumit, g m-3; ΦNOx= përqendrimi i nitrate-nitriteve, gm-3. Kjo lejon që algat ta përdorin së pari, ammoniumin dhe gradualisht të shkojnë drejt nitrateve kur përqendrimi i ammoniumit zvogëlohet. Frymëmarrja e algave në errësirë njehsohet duke përdorur krahun rritës së lakores së funksionit të temperaturës: Kar = γarγafKarmax (53) ku: γar= shumëzues i ritmit të temperaturë për krahun rritës së lakores; γaf= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun zbritës së lakores; Karmax= ritmi maksimal i frymëmarrjes në errësirë, s-1. Frymëmarrja dritore (ekskretimi) e algave vlerësohet duke përdorur një varësi të ndërsjellë me shumëzuesin e ritmit të dritës: Kae = (1 − λl) γarγaf Kaemax (54) ku: γar= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun rritës së lakores; γaf = shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun zbritës së lakores; Kaemax= ritmi maksimal i ekskretimit, s-1;λl= faktor kufizues i dritës. Ritmet e ekskretimit rriten në të dy: intensitete të ulëta dhe të larta, me produktet e ekskretimit, që kontribuojnë në DOM e paqëndrueshme. Vdekshmëria e algave përcaktohet si: Kam = γarγaf Kammax (55) ku: γar= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun rritës së lakores; γaf = shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun zbritës së lakores; Kammax= ritmi i vdekshmërisë maksimale, s-1. Ky ritëm i vdekshmërisë paraqet të dy: vdekshmërinë natyrore dhe atë grabitqare. Rritja e algave nuk ndodh në mungesë të dritës. Rritja e algave nuk lejohet të kalojë kufirin e imponuar nga furnizimi me nutriente për një hap kohor të dhënë. Ekskretimi e algave nuk lejohet të kalojë ritmet e rritjes së algave. Në mënyrë të ngjashme, si me lëndët e ngurta inorganike, defundimi i algave shërben si një burim për shtresën që është më poshtë. Ndryshe nga lëndët e ngurta inorganike, algat që kalojnë në sediment grumbullohen brenda sedimentit. Pjesëza lënde organike, gjithashtu, grumbullohet në sediment.

107

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

3.4.9. Epifitoni Secili nga grupet epifiton mund të modelohet. I ngjashëm me përbërësin e rendit të parë të sedimentit, epifitonet nuk mund të transportohen në shtyllën e ujit dhe kështu, nuk mund të jenë ndryshore e gjendjes. Ekuacioni i ritmit për secilin grup epifiton, është (Cole and Wells, 2008; 2015): Se = KegΦe - KerΦe - KeeΦe - KemΦe - KebΦe (56) -1 ku: Keg= ritmi i rritjes së epifiton-it, s ; Ker= ritmi i frymëmarrjes në errësirë të epifitonit, s-1; Kee= ritmi i ekskretimit të epifitonit, s-1; Kem= ritmi i vdekshmërisë së epifitonit, s-1; Keb= ritmi i varrimit të epifitonit, m s-1;Φe= përqendrimi i epifitonit, g m-3. Ritmi i rritjes së epifitonit njehsohet duke modifikuar një ritëm rritjeje i ndikuar nga biomasa e epifitonit, temperatura dhe prania e nutrientit: Keg = γer γef λmin Keg max (57) ku: γer= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun rritës së lakores; γef= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun zbritës së lakores; λmin= shumëzues për faktorin kufizues së rritjes (minimum të fosforit, silicit, azotit dhe biomasës epifiton); Keg= ritmi i rritjes së epifitonit, s-1; Kegmax = ritmi i rritjes maksimale të epifitonit, s-1. Shumëzuesit për ritmin e rritjes njehsohen bazuar në dritën e disponueshme, fosforit, azotit, silicit dhe biomasës së epifitonit. Biomasa e epifitonit përfshihet si një vlerë për vet-hijezim të kufizuar nga drita të epifitonit dhe do të diskutohet më gjerë më vonë. Shumëzuesi i ritmit për dritën bazohet në funksionin Steele (1962): λl =

I IS

e

  I   I S 

 

 1  

(58)

ku: I = intensiteti aktual i dritës, W m-2; Is= intensiteti i ngopjes së dritës për ritmin maksimal të fotosintezës, W m-2; λl= faktor kufizues i dritës. Shprehja e mësipërme lejon realizimin e simulimit edhe për intensitete drite më të mëdha se ai i ngopjes. Drita që depërton në ujë e zvogëlon intensitetin e saj me rritjen e thellësisë sipas ekuacionit: I = (1- β) I0 e-αz (59) ku: I0= intensiteti i rrezatimit diellor në sipërfaqen ujore, W m-2;α= koeficienti i dobësimit, m-2; z = thellësia, m;β= pjesa e rrezatimit diellor të përthithur në sipërfaqen ujore.

108

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Ndikimi mesatar i dritës mbi rritjen e algave në një qelizë të veçantë të modelit, gjendet nëpërmjet kombinimit të dy shprehjeve të mësipërme dhe integrimit sipas thellësisë së qelizës për të gjetur (Chapra and Reckhow, 1983): λl = ku: γ2 =

γ2 γ1   e e α Δz e

γ1 =

(60)

(1 β) I 0 αd e TS

(1 β) I 0 α(d  z) e TS

dhe d = thellësia sipërfaqes së sipërme të qelizës. Koeficienti i dobësimit, λ njehsohet nga një vlerë bazë ku shtohen edhe ndikimet që vijnë nga lëndët e ngurta inorganike dhe organike pezullie, gjithashtu edhe nga asgjësimi i secilit grup të algave. Shumëzuesit, që kufizojnë ritmin rritjes së epifitonit në sajë të kufizimeve të nutrientit, njehsohen duke përdorur varësinë Monod: λi=

Φi

(61)

Pi  Φ i

ku: Φi= përqendrimi i fosforit ose i nitrate + ammoniumit, g m-3; Pi= koeficienti i gjysmë-ngopjes për fosforin ose i nitrate + ammoniumin, g m-3. Preferenca për ammonium i epifitonit u modelua duke përdorur shprehjen e mëposhtme (Thomann and Fitzpatrick, 1982): Φ

NOx PNH4  Φ NH4 K NH4  Φ NH4 K NH4  Φ NOx



 Φ NH4



K NH4

Φ NH4  Φ NOx K NH4  Φ NOx 



(62)

ku: PNH4= faktor preference për ammoniumin; KNH4= koeficienti i preferencës së gjysmë-ngopjes për ammonia, g m-3;ΦNH4= përqendrimi i ammoniumit, g m-3; ΦNOx= përqendrimi i nitrate-nitriteve, gm-3. Frymëmarrja e epifitonit në errësirë njehsohet duke përdorur krahun rritës së lakores së funksionit të temperaturës: Kar = γarγafKarmax (63) ku: γar= shumëzues i ritmit të temperaturë për krahun rritës së lakores; γaf= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun zbritës së lakores; Karmax= ritmi maksimal i frymëmarrjes në errësirë, s-1.

109

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Ekskretimi e epifitonit vlerësohet duke përdorur një varësi të ndërsjellë me shumëzuesin e ritmit të dritës: Kae = (1 − λl) γarγaf Kaemax (64) ku: γar= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun rritës së lakores; γaf = shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun zbritës së lakores; Kaemax= ritmi maksimal i ekskretimit, s-1;λl= faktor kufizues i dritës. Ritmet e ekskretimit rriten në të dy: intensitete të ulëta dhe të larta, me produktet e ekskretimit, që kontribuojnë në DOM e paqëndrueshme. Vdekshmëria e epifitonit përcaktohet si: Kam = γarγaf Kammax (65) ku: γar= shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun rritës së lakores; γaf = shumëzues i ritmit të temperaturës për krahun zbritës së lakores; Kammax= ritmi i vdekshmërisë maksimale, s-1. Ky ritëm i vdekshmërisë i paraqet të dy: vdekshmërinë natyrore dhe atë grabitqare. Rritja e epifitonit nuk ndodh në mungesë të dritës. Rritja e epifitonit nuk lejohet të kalojë kufirin e imponuar nga furnizimi me nutriente për një hap kohor të dhënë. Ekskretimi e epifiton-it nuk lejohet të kalojë ritmet e rritjes së epifitonit. Ritmi i varrimit të epifitonit paraqet epifitonit e varrosur ose të vdekur në përbërësin organik të sedimentit. Epifitoni bëhet pjesë e përbërësit të sendimetit të rendit të parë. Epifitoni bëhet pjesë e pjesëzave të lëndës organike të paqëndrueshme dhe të lëndës organike të tretur e paqëndrueshme. Përcaktohet fraksioni i epifitonit të vdekur (EPOM) që shkon në LPOM. Ky POM transportohet pastaj në shtyllën e ujit. Ky është një fraksion i termit biomasë e kufizuar. Biomasa e epifitonit kontrollohet nga një ekuacion kufizues i bazuar në kinetikën Monod. Fraksioni kufizues i biomasës, f ndryshon nga 0 në 1 dhe shumëzohet me ritmin e rritjes. Ky funksion përcaktohet si:  1 B    B  K B 

f= 

(66)

ku: B = biomasa e sipërfaqes së epifitonit, g m-2; KB= koeficienti i gjysmëngopjes së biomasës sipërfaqësore të epifitonit, g m-2. Biomasa sipërfaqësore njehsohet si më poshtë: B = Φe

V

(67)

S

ku: S = sipërfaqja e qelizës njehsuese, m2; V = vëllimi i qelizës njehsuese, m3;Φe= përqendrimi i epifitonit, g m-3. 110

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

3.4.10.

Makrofitet

Modeli i makrofiteve përbëhet nga dy seksione: një seksion që përshkruan pjesën e cilësisë së ujit dhe një seksion tjetër që përshkuan pjesën hidrodinamike. Modeli i makrofiteve është projektuar për të simuluar specie të shumta makrofite të zhytura në ujë. Faktorë të tillë si drita, temperatura, dyoksidi i karbonit, ammonia-azoti (në model është përdorur vetëm ammonia si burim për N për makrofitet) dhe ortofosfatet mund të kufizojnë rritjen. Duke u varur nga speciet e makrofiteve, azoti dhe fosfori mund të merren nga sedimentet ose në shtyllën e ujit. Nëse ato merren nga sedimentet, ato mund të pranohen të jenë një rezervë e pafundme që nuk e kufizon rritjen. Bimët rriten nga sedimenti drejt lart nëpërmjet shtresave të modelit. Rritja në drejtimin sipër është realizuar nëpërmjet lëvizjes së rritjes nga një shtresë drejt shtresës më sipër, nëse përqendrimi në shtresë është më i madh se një përqendrim prag dhe përqendrimi në shpresën më të sipërme është më i vogël se i njëjti prag i përqendrimit. Hijezimi i makrofiteve modelohet, duke e pranuar dobësimin e dritës një funksion të përqendrimit të makrofiteve. Ai modelohet si më poshtë: Smacro= μmmaxf (I, N, P, C) γ1 γ2 Φmacro − K γ Φmacro − KΦmacro (68) ku: Smacro: densiteti i rritjes së makrofiteve, g m-3 s-1; I: rrezatimi diellor, W m-2; f (I ,N,P,C): funksion kufizues i rritjes ndërmjet 0 dhe 1; μmmax: ritmi maksimal i rritjes së makrofiteve, ditë-1; Kmr: ritmi maksimal të frymëmarrjes, ditë-1; Kmm: ritmi vdekshmëri/ekskretim, ditë-1; γ1: shumëzues rritës i ritmit të temperaturës; γ2: shumëzues zbritës i ritmit të temperaturës; γ3: faktor kufizues i rritjes në sajë të fotosintezës; Φmacro: përqendrimi i makrofiteve, g m-3. Ritmi i rritjes, ritmi i frymëmarrjes dhe ritmi i vdekshmëri/ekskretimit janë të varur nga temperatura. Ndikimet e temperaturës janë modeluar duke përdorur ekuacionet të zhvilluara nga Thornton and Lessem (1978), të cilët aktualisht përdoren në pjesën e fitoplanktonit të modelit CE-QUAL-W2. Funksioni kufizues i rritjes f (I, N, P, C) është minimumi i funksioneve kufizues' përkatësisht f (I) i dritës, f (N) i azotit, f (P) i fosforit dhe f (C) i karbonit, d.m.th f (I, N, P, C) = minimum (f(I), f(N), f(P), f(C)). Të gjithë funksionet kufizues janë pa njësi dhe kanë një vlerë ndërmjet 0 dhe 1. Funksionet kufizuese për nutrientet kanë formën e mëposhtme Michaelis-Menten: f (S) =

S

(69)

KS  S

111

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

ku: S është përqendrimi i nutrientit, mg l-1 dhe KSështë përqendrimi i gjysmë-ngopjes, mg l-1. Kufizimi nga drita është modeluar me një ekuacion hiperbolik, i cili është i njëjtë si edhe funksioni Michaelis-Menten: f (I) =

I

(70)

Ih  I

ku: I: rrezatimi diellor, W m-2; hI : koeficient i gjysmë-ngopjes për rrezatimin diellor, W m-2. Koeficienti i dobësimit neto i dritës γ (m-1) u modelua si një funksion i përqendrimit të indeve të bimës makrofite: γ = εH2O + εiss Φiss + εossΦoss +  ε mac Φ macc   ε algae Φ algae (71) ku: εH2O= dobësimi i dritës ekskluzivisht për lëndët e ngurta pezullie, m-1; εiss= dobësimi i dritës në sajë të lëndëve inorganike pezullie, m3 m-1 g-1; εoss= dobësimi i dritës në sajë të lëndëve organike të gjalla pezullie, m3 m-1 g-1; εmac= dobësimi i dritës në sajë të makrofiteve, m3 m-1 g-1; εalg ae= dobësimi i dritës në sajë të algave, m3 m-1 g-1; Φiss= përqendrimi i lëndëve të ngurta inorganike pezullie, g m-3; Φoss=përqendrimi i lëndëve të ngurta organike pezullie, g m-3; Φmac= përqendrimi i indeve të bimës makrofite, g m-3; Φalg ae= përqendrimi i algave, g m-3.

3.4.10.1.Modelimi i Forcës së Fërkimit Forca e plotë e fërkimit ndahet në përbërësen e forcës së fërkimit në fund fb dhe një përbërëse e forcës tërheqëse fv, duke marrë: f = f b+ f v Trysnia në fund ηb u simulua duke përdorur faktorin Manning të fërkimit: ηb =

ρ w gn 2 R1/3

(72)

UU

ku: ρw = dendësia e ujit; g = nxitimi i rënies së lirë; U = shpejtësia e ujit; R = rrezja hidraulike; η = faktori Manning i fërkimit. Faktori Manning i fërkimit për segmentet e modelit është rreth 0.03. Forcën tërheqëse të shkaktuar nga makrofitet u modelua në mënyrë të ngjashme me atë të përdorur nga Petryk and Bosmajian (1975), ku forca Di që vepron mbi bimën e i-të është:

 ρw U2   Di = CdAi   2   

112

(73)

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

ku Ai= sipërfaqja e bimës e projektuar pingul me drejtimin e rrjedhjes; Cd = koeficient i tërheqjes. Forca e plotë tërheqëse në një qelizë të modelit, në sajë të vegjetacionit,  ρw U2   A është:  D i = Cd  i  2   

(74)

Sipërfaqja e plotë e bimës, pingul me drejtimin e rrjedhjes  A i njehsohet duke përdorur raportet ε të biomasës ndaj sipërfaqes, të dhëna nga Sher-Kaul et al. (1995) dhe raporteve të sipërfaqes ndaj vëllimit të dhëna nga Sand-Jensen and Borum (1991). Kështu, sipërfaqja e projektuar pingul me rrjedhjen bëhet ε  A i dhe forca e plotë tërheqëse, do të jetë:  ρw U2   A  D i = Cdε  i  2  

(75)



Koeficienti i tërheqjes është një parametër kalibrimi, i cili për vegjetacionin ka vlerë rreth 1.0. Faktori Manning n në secilën qelizë të modelit njehsohet me mënyrën e përdorur nga Petryk and Bosmajian: C  Ai 1 n = nb 1  d R 4/3 2

(76)

2gAL n b

3.4.10.2. Modelimi i Porozitetit Vëllimi Vmi makrofiteve njehsohet duke pjesëtuar masën m të makrofite-ve në një celulë të modelit me dendësinë e tyre ρm: Vm =

m ρm

Poroziteti θ njehsohet duke e pjesëtuar vëllimin brenda një qelize i lirë nga makrofitet (V -Vm) me vëllimin V të plotë të qelizës: θ=

V  Vm V

Sipërfaqja e prerjes tërthore e secilës qelizë të modelit shumëzohet me porozitetin për të njehsuar sipërfaqen efektive të prerjes tërthore. Poroziteti ndikon në të dy ekuacionet: ekuacionin e vazhdueshmërisë dhe atë të momentit.

113

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

c.

Ndryshime të Ekuacioneve

Disa nga ekuacionet duhet të ndryshohen për ndikimet e porozitetit dhe të forcës së fërkimit të makrofiteve. Ekuacionet që ndikohen përfshijnë ekuacionin e x-momentit, ekuacioni i vazhdueshmërisë, ekuacioni i sipërfaqes së lirë dhe ekuacioni i transportit të përbërësit. Ekuacionet e rinj të x- momentit është: Uθ B UUθ B WUθ B η    gθ B t x z x gθ B z ρ 1 θBη xx 1 θBη xz    x dz  ρ η ρ x ρ z

(77)

ku; U = shpejtësia sipas drejtimit x, m s-1; W = shpejtësia sipas drejtimit z, m s-1; B = gjerësia e kanalit, m; ρ- dendësia, mg l-1; ηxz= trysnia vertikale viskoze shtjellore, N m-2; ηxx= trysnia gjatësore viskoze shtjellore, N m-2. Trysnia viskoze shtjellore shtytëse ηxzështë një funksion i trysnisë së fërkimit ndërfaqor, i trysnisë viskoze shtjellore të shkaktuar nga era dhe nga trysnia viskoze shtjellore në fund dhe në bimë. Ajo përcaktohet nga: ηxz U η wx  2kz η bm  Az  e  ρ z ρ ρ

(78)

ku: ηbm- trysnia viskoze shtjellore në fund dhe në bimë; Az- viskoziteti shtjellor; ηwx-trysnia viskoze shtjellore e shkaktuar nga era; k-numri i valës. Trysnia viskoze shtjellore në fund dhe në bimë njehsohet duke përdorur faktorin efektiv Manning i përcaktuar më lartë: ρ w gn 2 UU ηbm = 1/3 R

(79)

Ekuacioni i vazhdueshmërisë është ndryshuar në: Uθ B Wθ B   qθ B x z

(80)

ku: q = lateral prurja/largimi gjatësore për njësi vëllimi (T-1). Ekuacioni i ri i sipërfaqes ujore bëhet: Bηθ

h η  h  Uθ Bdz    qθ Bdz t x η η

(81)

ku: Bη= gjerësia e sipërfaqes që ndryshon në hapësirë dhe në kohë, m; ηlartësia e sipërfaqes së lirë ujore, m. Ekuacioni i transportit të përbërësit ndikohet, gjithashtu, nga zvogëlimi i sipërfaqes së prerjes tërthore në sajë të makrofiteve, duke marrë trajtën: 114

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

C    Bθ D x  θBC Uθ BC θWBC z       t x z x

C    Bθ D z  z    q θ θB  S K θB z

(82) ku: C = përqendrimi i përbërësit, mg l-1; Dx= koeficient i dispersionit gjatësor për temperaturën dhe përbërësin, m2 s-1; Dz= koeficienti i dispersionit vertikal për temperaturën dhe përbërësin, m2 s-1; qθ= ritmi anësor i rrjedhjes së masës së prurjeve ose largimeve të përbërësit për njësi të vëllimit, mg l-1 s-1; SK= termi i kinetikës së prurje/largime për përqendrimin e përbërësit, mg l-1 s-1.

3.4.11. Zooplanktoni Zooplanktoni pranohet se transferohet vetëm me anën e dukurisë së adveksionit dhe dispersionit. Zooplanktoni mund të kullos alga, detritus (POM) dhe zooplanktone të tjerë. Humbjet ndodhin nëpërmjet vdekshmërisë dhe frymëmarrjes. Termi prurje/largime për zooplankton tregohet më poshtë:

 

 

  ζ alg Φ a  ζ pomΦ lpom   ζ zooΦ zoo  Z L  Φ S zoo  γ1γ 2 Z e K zmax  zoo  ζ Φ ζ Φ lpom   ζ zooΦ zoo  Z1/2  a pom alg    (1  γ 2 )K zm Φ zoo  γ1K zr Φ zoo

(83) ku: Φlpom= përqendrimi i lëndës organike e paqëndrueshme partikulare (mg/l); Φrpom= përqendrimi i pjesëzave të lëndës organike të paqëndrueshme (mg/l); Φa= përqendrimi i algave (mg/l); Φzoo= përqendrimi i zooplanktonit (mg/l); Kzm= ritmi i vdekshmërisë së zooplanktonit (d-1); Kzmax= ritmi i ingestionit maksimal për zooplanktonin (d-1); Kzr= ritmi i frymëmarrjes së zooplanktonit (d-1); Z1/2= koeficienti i gjysmë-ngopjes për ingestionin e zooplanktonit (mg/l); Ze= eficienca e ingestionit të zooplanktonit; ZL= përqendrimi prag i ulët për ushqimin e zooplanktonit (mg/l); γ1= koeficienti i temperaturës i krahut rritës së lakores për zooplanktonin; γ2= koeficienti i temperaturës i krahut zbritës së lakores për zooplanktonin; ζalg= fraksioni preferencial i zooplankton për algat; ζzoo= fraksioni preferencial i zooplanktonit për zooplanktonin; ζpom= fraksioni preferencial i zooplanktonit për pjesëzat e lëndën organike. Ritmi i rritjes është një funksion i temperaturës, i ritmit maksimal i rritjes dhe i një ekuacioni të modifikuar Michaelis-Menten, i cili përfshin një prag të 115

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

ulët për përqendrimin poshtë të cilit zooplanktoni nuk ushqehet. Për përqendrime të oksigjenit të tretur poshtë vlerës 2 mg/l, ushqimi ndërpritet dhe rritmi i vdekshmërisë dyfishohet.

3.4.12. Oksigjeni i Tretur Oksigjeni është një nga elementët më të rëndësishëm kufizues në një ekosistem ujor. Oksigjeni i tretur mund të sigurojë një informacion të gjerë mbi gjendjen e sistemit. Ai është i domosdoshëm për format më të larta të jetës, kontrollon shumë reaksione kimike gjatë oksidimit dhe është ndryshorja që tregon shëndetin e përgjithshëm të sistemeve ujore. Nëse duhet të matet një ndryshore në sistemet ujore, që të siguronte informacion mbi gjendjen e sistemit, ajo do të ishte oksigjeni. Modeli CE-QUAL-W2 i aftë të modelojë të dy proceset: aerobike dhe anaerobike. Aftësia për të modeluar procese anaerobike është një hap i rëndësishëm në modelimin e cilësisë së ujit të liqenit. Simulimet simulimet e tij mund të përdoren për të identifikuar mundësitë për të dy: shpenzimin metalimnetic dhe hypolimnetic të oksigjenit dhe ndikimin e tij në shumë alternativa kontrolluese të menaxhimit. Duke pasur parasysh figurën 7, ekuacioni i ritmit të oksigjenit të tretur është:

Figura 7. Flukset e brendshme ndërmjet oksigjenit të tretur dhe përbërësve

të tjerë (Cole and Wells, 2015)

116

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”









  K ag  K ar δ OMa Φ a   K ag  K ar δ OMe Φ e DO  A sur K L Φ' DO  Φ DO  K RPOM δ OM Φ γOM RPOM

S





 K LPOMδ OM γ OM Φ LPOM  K LDOM δ OM γ OM Φ LDOM  K RDOM δ OM γ OM Φ RDOM  K S δ OM γ OM Φ sed  SODγ OM

A sed (84) V

  K CBOD R CBOD Θ T 20Φ CBOD  K NH4 δ NH4 γ NH4 Φ NH4





  K mg  K mr δ OM Φ  γ K δOM zooΦ zoo mac macro  zoo zr

ku: δOMa= koeficient stoikiometrik i oksigjenit për lëndën organike të algave; δOMe= koeficient stoikiometrik i oksigjenit për lëndën organike të epifiton-it; δOMmac= koeficient stoikiometrik i oksigjenit për lëndën organike të makrofite-ve; δOM= koeficient stoikiometrik i oksigjenit për lëndën organike; δNH4= koeficient stoikiometrik i oksigjenit për nitrifikimin; δOMzoo = koeficient stoikiometrik i oksigjenit për zooplanktonin; γNH4= shumëzues i ritmit të temperaturës për nitrifikimin; γOM = shumëzues i ritmit të temperaturës për shpërbërjen e lëndës organike; γzoo= shumëzues i ritmit të temperaturës për zooplanktonin; RBOD= shndërrues nga CBOD e modelit në CBOD përfundimtar; Θ= shumëzues i ritmit të temperaturës për BOD; V = vëllimi i qelizës njehsuese, m3; T = temperatura, 0C; Ased= sipërfaqja e sedimentit, m2; Asur= sipërfaqja ujore, m2; Kag= ritmi i rritjes së algave, s-1; Kar= ritmi i frymëmarrjes në errësirë të algave, s-1; Keg= ritmi i rritjes së epifitonit, s-1; Ker= ritmi i frymëmarrjes në errësirë të epifitonit, s-1; Kmg= ritmi i rritjes së makrofiteve, s-1; Kmr= ritmi i frymëmarrjes në errësirë të makrofiteve, s-1; Kzr= ritmi i frymëmarrjes së zooplanktonit, s-1; KNH4= ritmi i shpërbërjes të ammonia (nitrifikimi), s-1; KLDOM= ritmi i shpërbërjes së DOM e paqëndrueshme, s-1; KRDOM= ritmi i shpërbërjes së DOM e qëndrueshme, s-1; KLPOM= ritmi i shpërbërjes së POM e paqëndrueshme, s-1; KRPOM= ritmi i shpërbërjes së POM e qëndrueshme, s-1; KBOD= ritmi i shpërbërjes së CBOD, s-1; Ksed= ritmi i shpërbërjes së sedimentit, s-1; SOD = kërkesa për oksigjen e sedimentit, g m-2 s-1; KL= ritmi i shkëmbimit ndërfaqësor për oksigjenin, m s-1;ΦNH4= përqendrimi i ammonia-azotit, g m-3;Φa= përqendrimi i algave, g m-3;Φe= përqendrimi i epifitonit, g m-3;Φzoo= përqendrimi i zooplanktonit, g m-3;Φmacr= përqendrimi i makrofiteve, g m-3;ΦLDOM= përqendrimi i DOM e paqëndrueshme n, g m-3;ΦRDOM= përqendrimi i DOM e qëndrueshme, g m3 ;ΦLPOM = përqendrimi i POM e paqëndrueshme, g m-3;ΦRPOM = përqendrimi i POM e qëndrueshme, g m-3;ΦBOD= përqendrimi i CBOD, g m-3;Φsed =

117

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

përqendrimi i sedimentit organik, g m-3;ΦDO= përqendrimi i oksigjenit të tretur, g m-3;Φ′DO= përqendrimi i DO të ngopur, g m-3. Shpërbërja nuk ndodh kur përqendrimet e oksigjenit janë zero. Përdoret një formulë e tipit Monod për të lëvizur nga kushte oksike në ato anoksike. Një gjë e tillë kryet nëpërmjet zvogëlimit të shumëzuesit të ritmit të temperaturës deri në zero, kur përqendrimi i oksigjenit është zero. Ky reduktim i reaksioneve oksike, kur nivelet e oksigjenit të tretur i afrohen zeros, bazohet në specifikimin e konstantes të gjysmë-ngopjes së oksigjenit në ekuacionin e mëposhtëm: Ritmi i reduktimit =

Φ DO K DO  Φ DO

ku: ΦDO = përqendrimi i oksigjenit të tretur dhe KDO = përqendrimi i oksigjenit të tretur gjysmë i ngopur kur reaksionet oksike janë përgjysmë prej atyre maksimale pa kufizim të kushteve të oksigjenit.

3.4.13. Fosfori Fosfori është një element i rëndësishëm në sistemet ujore, sepse ai shërben si një nga nutrientet kryesorë për rritjen e fitoplanktonit. Në shumë ujëra të freskëta, fosfori konsiderohet si nutrienti që e kufizon prodhimin maksimal të biomasës. fitoplanktonike (Schindler, 1971; Schindler et al., 1973; Vollenweider, 1968, 1976). Në modelin CE-QUAL-W2, ritmi i lëshimit të fosforit nga sedimenti në kushte anaerobike (PO4R) regjistrohet si pjesë e kërkesës për oksigjen nga sedimenti. Kështu, ritmi i lëshimit të PO4 në kushte anaerobike është [PO4R]×[SOD] me njësi g m2 ditë-1, i modifikuar nga shumzuesi për temperaturën për SOD. Kështu, PO4R është një funksion i ritmit të SOD.

118

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Figura 8. Flukset e brendshme ndërmjet fosforit dhe përbërësve të tjerë

(Cole and Wells, 2015) Fosfori pranohet të jetë plotësisht i disponueshëm për marrjen nga fitoplanktoni si ortofosfate (PO4). Matjet e fosforit reaktiv të tretshëm janë më afër me formën të përdorur në model. Makrofitet specifikohen në model që marrin fosfor si nga sedimentet, ashtu edhe nga shtylla e ujit. Duke patur parasysh figurën 8, ekuacioni i ritmit për fosforin është:









S p   K ar  K ag δ Pa Φ a   K er  K eg δ Pe Φ e  K LDOM γ POM Φ LDOM  K RDOM δ POM γ OM Φ RDOM  K LPOM δ POM γ OM Φ LPOM  K RPOM δ POM γ OM Φ R   K CBOD R CBOD δ P  CBOD Θ K Sδ POM γ OM Φ S  SODγ OM

T 20

A sed V



POM

(85)

Φ CBOD 

 ( ISS Φ ISS   Fe )PP Δz

ΦP 

 (K mr  (1  f psed )K mg δ PmΦ macro   K zr δ PzΦ zoo

ku: Δz = trashësia e qelizës së modelit, m; Ased = sipërfaqja e sedimentit, m ; V = vëllimi i qelizës, m3; PP= koeficient i ndajthithjes, m3 g-1; fpsed= pjesa (fraksioni) i fosforit të makrofitevë të marrë nga sedimentet; δPe= koeficient stoikiometrik i epifitonit për fosforin; δPa= koeficient stoikiometrik i algave për fosforin; δPm= koeficient stoikiometrik i makrofiteve për fosforin; δPz= koeficient stoikiometrik i zooplanktonit për fosforin; δPOM= koeficient stoikiometrik i lëndës organike për fosforin; δP-CBOD= raporti stoikiometrik i fosfor/CBOD; γOM= shumëzues i ritmit të temperaturës për shpërbërjen të lëndës organike; Θ= shumëzues i ritmit të temperaturës për shpërbërjen e 2

119

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

CBOD; RBOD= raporti i shndërrimit për 5-ditë të CBOD input në CBOD përfundimtar; ωISS= shpejtësia e defundimit të lëndëve inorganike pezullie, m s1 ; ωFe= shpejtësia e defundimit të pjesëzave të lëndës organike, m s-1; Kag= ritmi i rritjes së algave, s-1; Kar= ritmi i frymëmarrjes në errësirë të algave, s-1; Keg= ritmi i rritjes së epifitonit, s-1; Ker= ritmi i frymëmarrjes në errësirë të epifitonit, s-1; Kmg= ritmi i rritjes së makrofiteve, s-1; Kmr= ritmi i frymëmarrjes së makrofiteve, s-1; Kzr= ritmi i frymëmarrjes së zooplanktoneve, s-1; KLDOM= ritmi i shpërbërjes së DOM e paqëndrueshme, s-1; KRDOM = ritmi i shpërbërjes së DOM e qëndrueshme, s-1; KLPOM= ritmi i shpërbërjes së POM e paqëndrueshme, s-1; KRPOM = ritmi i shpërbërjes së POM e qëndrueshme, s-1; KCBOD= ritmi i shpërbërjes së CBOD, s-1; Ksed= ritmi i shpërbërjes së sedimentit, s-1; SOD = ritmi i lëshimit anaerobik i sedimentit, g m-2 s-1;ΦP= përqendrimi i fosforit, g m-3; ΦFe= përqendrimi i hekurit total, g m-3;ΦISS= përqendrimi i lëndëve të ngurta inorganike pezullie, g m-3;Φa= përqendrimi i -3 algave, g m-3;Φe= përqendrimi i epifitonve, gm ;ΦLDOM = përqendrimi i DOM tjerë (Cole and Wells, 2015) -3 e paqëndrueshme, g m ;ΦLPOM= përqendrimi i POM e paqëndrueshme, g m-3; ΦRDOM= përqendrimi i DOM e qëndrueshme, g m-3;ΦRPOM= përqendrimi i POM e qëndrueshme, g m-3;ΦCBOD= përqendrimi i CBOD, g m-3;Φsed= përqendrimi i sedimentit organik, g m-3; Φmacro= përqendrimi i makrofiteve, g m-3; Φzoo= përqendrimi i zooplanktonit, g m-3.

3.4.14. Ammoniumi Ammoniumi përdoret nga algat gjatë fotosintezën për të formuar proteinat. Në shumë zbatime të modelit në delta lumenjsh, azoti konsiderohet si nutrienti

që

Figura 10. Flukset e brendshme ndërmjet ammoniumit dhe

përbërësve tëtjerë (Cole and Wells, 2015) 120

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

që e kufizon rritjen e algave. Makrofitet e preferojnë marrjen e azotit më shumë nga sedimentet sesa nga shtylla e ujit. Flukset e brendshme ndërmjet ammoniumit dhe kompartmentëve të tjerë paraqitet në figurën 9 (Cole and Wells, 2008; 2015). Ritmi i nitrifikimit që ndodh në sistem jepet nga NH4DK [ditë-1] dhe është ritmi me të cilin ammoniumi oksidohet në nitrate-nitrite. Cole and Wells (2015), pohuan se kur ka kushte anoksike, ritmi i lëshimit të ammonia është afërsisht (ritmi i SOD)*(NH4R) me njësi g NH4-N m-2ditë-1, ose nëse pjesëtohet me lartësinë e shtresës në m, në njësi g NH4-N / m-3ditë-1. Këto ritme modifikohen nga shumëzuesi i temperaturës për SOD. Beutel (2006) treguan se ritmet e lëshimit të ammonia-N lëviz përkatësisht nga më pak se 5 deri më shumë se 15 mg NH4-N / m-2ditë-1 ndërmjet liqeneve oligotrofik deri hipereutrofik. Duke pasur parasysh figurën 3.9, ekuacioni i ritmit për ammonium është: S NH4   K ar δ Na Φ S   K ag δ Na Φ a PNH4   Ker δ Ne Φ e   K eg δ Ne Φ e PNH4  K LDOM δ NOM γ OM Φ LDOM  K RDOM δ NOM γ OM Φ RDOM  K LPOMδ NOM γ OM Φ LPOM  K RPOM δ NOM γ OM Φ RPOM  K S δ NOM γ OM Φ S  SOD NH4 γ OM

A se d (86) V

  K CBOD R CBOD δ N CBOD  K NOx γ NOx Φ NOx  K NH4 γ NH4 Φ NH4





  K m  (1 f nsed K mg }δ Nm Φ macro   K zr δ Nz Φ zoo

ku: Ased = sipërfaqja e sedimentit, m2; V = vëllimi i qelizës, m3; fnsed= pjesa e azotit të makrofiteve të marra nga sedimentet; δNa= koeficienti stoikiometrik i algave për azotin; δNe= koeficienti stoikiometrik i epifitonit për azotin; δNz= koeficienti stoikiometrik i zooplanktonit për azotin; δNOM= koeficienti stoikiometrik i lëndës organike për azotin; δN-CBOD = koeficienti i CBOD për azotin; γNH4= shumëzuesi i ritmit të temperaturës për nitrifikimin; γNOx= shumëzuesi i ritmit të temperaturës për denitrifikimin; γOM = shumëzuesi i ritmit të temperaturës për shpërbërjen e lëndës organike; Θ = shumëzuesi i ritmit të temperaturës për shpërbërjen e CBOD; RCBOD= raporti i CBOD 5-ditë në CBOD përfundimtar; PNH4= faktori preferencial për ammoniumin; KNOx = ritmi i shpërbërjes së nitrate-azotit, s-1; KNH4= ritmi i shpërbërjes së ammoniumit, s-1; Kar= ritmi i frymëmarrjes në errësirë të algave, s-1; Kag= ritmi i rritjes së algave, s-1; Kmg= ritmi i rritjes së makrofiteve, s-1; Kmr= ritmi i 121

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

frymëmarrjes së makrofiteve, s-1; Kzr= ritmi i frymëmarrjes së zooplankton-it, s1 ; KLDOM= ritmi i shpërbërjes së DOM e paqëndrueshme, s-1; KRDOM= ritmi i shpërbërjes së DOM e qëndrueshme, s-1; KLPOM= ritmi i shpërbërjes së POM e paqëndrueshme, s-1; KRPOM= ritmi i shpërbërjes së POM e qëndrueshme, s-1; KCBOD= ritmi i shpërbërjes së CBOD, s-1; Ksed= ritmi i shpërbërjes së sedimentit, s-1; SODNH4 = ritmi i lëshimit të ammoniumit nga sedimenti, g m-2 s-1;ΦISS= përqendrimi i lëndëve inorganike pezullie, g m-3;ΦNH4= përqendrimi i ammoniumit, g m3 ;ΦNOx= përqendrimi i nitrate-azotit, g m-3;Φa= përqendrimi i algave, g m3 ;ΦLDOM= përqendrimi i DOM e paqëndrueshme, g m-3; ΦRDOM= përqendrimi i DOM e qëndrueshme, g m-3;ΦLPOM= përqendrimi i POM e paqëndrueshme, g m-3;ΦRPOM= përqendrimi i POM e qëndrueshme, g m-3;ΦCBOD= përqendrimi i CBOD, g m-3;Φmacro= përqendrimi i makrofiteve, g m-3;Φzoo= përqendrimi i zooplanktonit, g m-3;Φsed= përqendrimi i sedimentit organik, g m-3;

3.4.15. Nitrate-Nitrite Nitratet plus nitritet merren së bashku në modelin CE-QUAL-W2. Siç edhe shihet nga figura 10, gjatë procesit të nitrifikimit ammoniumi shndërrohet në nitrate dhe nitrite si një produkt i ndërmjetëm i këtij procesi. Nitratet përdoren si një burim azoti për algat dhe epifitonet gjatë fotosintezës. Marrja preferenciale e ammoniumit se sa e nitrateve nga algat dhe nga perifitoni nuk përfshihet në model. Azoti mund të jetë nutrient kufizues për rritjen e algave në sisteme ujore me ngarkesa të larta fosfori. Disa specie të algave blu-jeshile janë të afta të fiksojnë azotin atmosferik për përdorim gjatë fotosintezës. Ky proces mund të përfshihet në model duke i dhënë vlerë zero parametrit të përqendrimit të gjysmë-ngopjes së azotit për rritjen e algave. Ritmi i shpërbërjes së nitrateve paraqet se sa shpejt ammoniumi shpërbëhet në nitrate dhe nitrite dhe vlera e tij lëviz nga 0.05 deri 0.15 ditë-1. Duke pasur parasysh figurën 10, ekuacioni i ritmit të nitrate-nitriteve është:  SNOx  K NH4γ NH4Φ NH4  K NOx γ NOx Φ NOx  NOx ΦNOx  z  K agδ Na Φa (1  PNH4 )   K egδ NeΦe (1  PNH4 )

(87)

ku: γNH4= shumëzuesi i ritmit të temperaturës për nitrifikimin; γNOx= shumëzuesi i ritmit të temperaturës për denitrifikimin; δNe= koeficient stoikiometrik i epifitonit për azotin; δNa= koeficienti stoikiometrik i algave për 122

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

azotin; PNH4= faktor preferencial për ammoniumin; KNH4= ritmi i nitrifikimit, s1 ; KNOx= ritmi i denitrifikimit, s-1; Kag= ritmi i rritjes së algave, s-1;ωNOx= shpejtësi transferimi të sedimentit, m s-1;ΦNH4= përqendrimi i ammonia-azotit, g m-3;ΦNOx= përqendrimi i nitrate-azotit, g m-3;Φa= përqendrimi i algave, g m-3.

Figura 10. Flukset e brendshme ndërmjet nitrate-nitriteve dhe përbërësve të tjerë (Cole and Wells, 2015)

3.4.16. Sedimentet Në modelin CE-QUAL-W2 kontributi i sedimentit organik në lëshimin e nutrienteve dhe kërkesës për oksigjen të tretur simulohen me dy metoda. Metoda e parë përdor rendin e parë: kërkesë konstante për oksigjen të sedimentit dhe për ritmet e lëshimit anoksik të fosforit, ammonumit, karbonit inorganik dhe hekurit (Fig. 11). Kjo metodë ka qenë shpesh e përdorur për të modeluar ritmet e kërkesës dhe të lëshimit të sedimentit. Ky model kërkon më tepër një kompartment të veçantë se sa përqendrimet e sedimentit. Formulimi nuk varet nga koha, por ritmi i shpërbërjes është një funksion i temperaturës. Vlera e kërkesës për oksigjen zakonisht lëviz ndërmjet 0.1 dhe 1.0 gO2 m-2 ditë1 .

Figura 11. Flukset e brendshme ndërmjet sedimentit dhe përbërësve të tjerë sipas metodës së rendit zero të shpërbërjes (Cole and Wells, 2015)

123

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Sipas Cole and Wells (2013), përdor një kompartment sedimenti për të grumbulluar sedimentet organike dhe që lejon shpërbërjen e tyre. Kështu, shpërbërja e rendit të parë ndikon mbi nutrientet e lëshuar dhe mbi kërkesën për oksigjen (Fig. 12).

Figura 12 Flukset e brendshme ndërmjet sedimentit dhe përbërësve të tjerë sipas metodës së rendit të parë të shpërbërjes (Cole and Wells, 2015)

Për të simuluar ndikimet e sedimenteve organike mbi cilësinë e ujit, mund të përdoret ose njëra prej këtyre dy metodave ose kombinimi i tyre. Duke pasur parasysh figurën 3.12, ekuacioni i ritmit të sedimentit sipas metodës së parë, është: Ssed   

 POMR A bottom Vol cell

Φ POMR 

 POML A bottom Vol cell

Φ POML

 a A bottom  A Φ a  γ OM K s Φ s  Kepom Keb Φe  sed bottom Φ s (88) Vol Vol

cell  CBOD A bottom Vol cell

cell

Φ CBOD  K burial Φ s

ku: γOM= shumëzues i ritmit për lëndën organike; Δz = trashësia e qelizës së modelit, m; ωPOM= shpejtësia e defundimit e POM, ms-1;ωa= shpejtësia e defundimit e algave, m s-1;ωSED= shpejtësia e defundimit e sedimentit, m s-1; Ksed= ritmi i shpërbërjes së sedimentit, s-1;Φa= përqendrimi i algave, g m3 ;ΦLPOM= përqendrimi i POM e paqëndrueshme, g m-3;ΦRPOM= përqendrimi i POM e qëndrueshme, g m-3;Φs= përqendrimi i sedimentit organik, g m-3; Volcell = vëllimi i qelizës kompjuterike, m3; Abottom= sipërfaqja e fundit, m2; Φe = përqendrimi i epifitonit, g m-3; Kepom= pjesa e epifitonit që shkon e vdekur dhe 124

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

defundon në sediment; Kem= ritmi i vdekshmërisë së epifitonit, s-1; Kburial = ritmi i varrosjes në sediment, s-1.

3.5.

Përshkrim i Përgjithshëm i Modelit CE-QUAL-W2

Modeli CE-QUAL-W2 është një model dypërmasor, i mesatarizuar sipas drejtimit anësor që përdoret për modelimin e cilësinë së ujërave sipërfaqësore (Cole and Wells, 2008). Për shkak të mesatarizimit anësor, ai është i mirë-përshtatur për trupa ujor të gjatë dhe të ngushtë (Cole and Wells, 2008).

3.5.1. Terminologjia e Përdorur në Modelin CE-QUAL-W2 Modeli CE-QUAL-W2 përdor përcaktimet e mëposhtme: Trupa ujorë: një grumbullim degësh që kanë turbulencë dhe vlera të tregueseve të cilësisë së ujit të ngjashme dhe forcë meteorologjike të njëjtë. Një shembull tipik mund të jetë një liqen, rezervuar dhe një lumë si trupa ujorë të ndarë, ose një rezervuar me trupa ujorë të ndarë të projektuar me forca meteorologjike të ndryshme. Degë: një grumbullim segmentesh të modelit me pjerrësi të ndryshme. Në një trup ujor p.sh. lumë, mund të ketë shumë degë me pjerrësi të ndryshme; ose në një rezervuar, krahët anësore të tij mund të shërbejnë në model si degë të ndryshme. Segmente: një segment gjatësor me gjatësi Δx; Shtresa: një shtresë vertikale me lartësi Δz.; Ka katër lloje të qelizave kufitare: të sipërfaqes; të fundit të trupit ujor, sipas drejtimit të rrymës; sipas drejtimit kundra rrymës. Modeli e paraqet një trup ujor si një rrjetë qelizash që përbëhen nga segmente gjatësorë dhe shtresa vertikale. Gjeometria e rrjetës kompjuterike përcaktohet nga: bathimetria, segmentet gjatësorë (gjatësi); përmasa vertikale e shtresave (lartësi) dhe sipërfaqe mesatare të prerjes tërthore të liqenit (gjerësi). Ky model bazohet në gjuhën FORTRAN dhe mund të operojë në të dy Sistemet Operacionalë: DOS dhe Windows. Modeli CE-QUAL-W2 mund të simulojë një sistem ujor me çfarëdo numri trupash ujorë, që përmbajnë, po ashtu, çfarëdo numri degësh. Rrjeta kompjuterike duhet të plotësojë kufizimet e mëposhtme: 1. Gjerësitë e qelizës nuk duhet të rriten me rritjen e thellësisë; 125

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

2. Një degë lidhet me degët e tjera me segmentin e saj që ndodhet në drejtimin kundra rrymës ose me atë që ndodhet sipas rrymës; 3. Dy degë nuk mund të lidhen me të njëjtin segment të degës tjetër. Përmasat gjatësore dhe anësore mund të ndryshojnë nga segmenti në segment dhe nga shtresa në shtresë, por ky ndryshim duhet të bëhet gradualisht nga njëri segment ose shtresë në atë fqinje për të minimizuar gabimet e diskreticionit. Zbatimet e mëparshme kanë përdorur një hapësirë horizontale të rrjetës kompjuterike nga 100 deri 10,000 m dhe një hapësirë vertikale të rrjetës nga 0.2 deri 5 m.

4. REZULTATET, DISKUTIMI DHE INTERPRETIMI I TYRE Në këtë seksion jepet një përshkrim i shkurtër i hapave të nevojshme të ndërmarrë nga ne për zbatimin e modelitCE-QUAL-W2, gjatë të cilëve tregohet procedura e nevojshme e ndjekur veçmas për secilin liqen për: Grumbullimin e të dhënave bathimetrike dhe ndërtimin e rrjetës kompjuterike; përcaktimin e kushteve kufitare dhe fillestare; metodat e grumbullimit dhe i analizës laboratorike të përbërësve të cilësisë së ujit; përcaktimin e parametrave të modelit, si edhe metodat e përpunimit dhe analizës statistikore të të dhënave. Më tej, jepen rezultatet e marra gjatë kalibrimit dhe vlerësimit të modelit CEQUAL-W2. Në fund, jepen rezultatet e dala nga një analizë ndjeshmërie e realizuar prej nesh për të vlerësuar reagimin e modelit ndaj disa prej parametrave më të rëndësishëm.

4.1

Zbatimi i Modelit CE-QUAL-W2

Për secilin prej tre liqeneve (Prespës, Ohrit dhe Shkodrës) u ndërtua prej nesh modeli përkatës, duke përdorur si bazë modelin CE-QUAL-W2, versionin 3.6 (Cole and Wells, 2008; 2015). Ato u zhvilluan dhe më tej, u zbatuan duke kaluar në disa faza. Në këtë paragraf jepet një përshkrim i shkurtër i fazave që u ndoqën nga ne për zbatimin e modelit veçmas për secilin prej tre liqeneve të marrë në studim. 126

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

4.1.1. Të Dhëna Bathimetrike dhe Rrjeta Kompjuterike Detyra e parë është përgatitjes së inputeve, gjatë përdorimit të modelit CEQUAL-W2, është ajo e grumbullimit të të dhënave bathimetrike për secilin liqeni dhe mbi bazën e tyre ajo e "montimit" të rrjetës kompjuterike përkatëse. Për të prodhuar rrjetën kompjuterike, e nevojshme për zhvillimin e modelit CEQUAL-W2 veçmas për secilin liqen, u përdor nga ne modeli digjital i lartësisë dhe grumbullimi i të dhënave të nevojshme bathimetrike (të marra nga hartat përkatëse topografike). Rrjeta kompjuterike u përcaktua me katër parametrat e mëposhtëm: gjatësia e segmentit; lartësia e shtresës; trashësia mesatare e sipërfaqes së prerjes tërthore të shtresës dhe pjerrësia e trupit ujor. Fillimisht u përcaktuan përmasat horizontale dhe ato vertikale, si edhe pjerrësia e qelizës. Në hapin e mëtejshmen, u përcaktua trashësia mesatare e sipërfaqes së prerjes tërthore për secilën qelizë. Kjo u realizua nga ne sipas një procedure iterative ku bathimetria fillestare na shërbeu si input për procesorin përkatës, që përmban modeli dhe pastaj prej saj (nga procesori), u prodhua pasqyra vëllim-sipërfaqelartësi e sipërfaqes ujore. Kjo pasqyrë u krahasua me atë të njehsuar më parë nga ne dhe gjerësitë u korrigjuan aq sa u arrit një përputhje e mirë ndërmjet tyre.

4.1.2. Kushtet Kufitare dhe Fillestare Suksesi i modelit varet shumë nga një dendësi të madhe të dhënash mbi karakteristikat biologjike, kimike dhe fizike të liqenit prej të cilëve mund të njehsohen parametrat e liqenit dhe më tej, të kalibrohet dhe vlerësohet modeli. Për këtë nevojitet instalimi i disa pikave të monitorimit për prurjet dhe cilësinë e ujit, për të vlerësuar kushtet fillestare dhe kufitare dhe për të realizuar një dataset për një kalibrim dhe vlerësim të qëndrueshëm. Për sa më sipër, u caktuan nga ne disa pika monitorimi për të vlerësuar kushtet kufitare dhe ato fillestare dhe për të siguruar një kalibrim dhe vlerësim të sigurt të modelit veçmas për secilin liqen. Në nënparagrafët e mëposhtëm detajohen kushtet kufitare hidrike dhe termike specifike, grumbullimi i të dhënave mbi cilësinë e ujit dhe realizimin e matjeve laboratorike. Po ashtu, përshkruhen edhe kushtet fillestare.

127

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

4.1.2.1. Kushtet Kufitare Hidrike dhe Termike Në këtë nënparagraf përshkruhet procedura e realizimit të matjeve hidrologjike të prurjeve hyrëse dhe shkarkimeve të ujit (të dhëna hidrologjike), të lartësisë së sipërfaqes së lirë ujore, të temperaturës së ujit dhe të grumbullimit të të dhënave meteorologjike për secilin prej liqeneve. Grumbullimi i të dhënave hidrike, të cilat na shërbyen si kushte kufitare hidrike, u realizua me anën e matjeve hidrike në pikat e monitorimit me frekuencë një herë në muaj dhe në përputhje me metodat të përshkruara në Buchanan dhe Somers (1969) dhe Mueller dhe Wanger (2008). Po ashtu, një herë në muaj, u matën në vendin dhe thellësinë përkatëse edhe temperatura e ujit, duke përdorur një sensor special të temperaturës. Ndërkaq, u mat edhe lartësia e sipërfaqes së lirë ujore, duke përdorur për këtë qëllim një sensor të trysnisë. Si kushte kufitare termike, u përdorën nga ne të dhënat meteorologjike. Këto të dhëna meteorologjike kërkohen si input për modelin CE-QUAL-W2, për shkak të rëndësisë së kushteve kufitare të sipërfaqes ujore përkundrejt sjelljes së përgjithshme të modelit, specifikisht përkundrejt shkëmbimit në sipërfaqen e lirëujore të nxehtësisë, përthithjes së rrezatimit diellor, trysnisë viskoze shtjellore të erës dhe shkëmbimit të gazeve. Të dhënat meteorologjike që u përfshinë në modeli, ishin: temperatura e ajrit, temperatura e pikës së vesës, shpejtësia e erës, drejtimi i erës dhe mbulesa e reve, të cilat u morën nga stacioni meteorologjike më të afërt me vendin e monitorimit të liqenit përkatës.

4.1.2.2.Grumbullimi i të Dhënave të Cilësisë së Ujit dhe Analizat Laboratorike Për të zhvilluar dhe kalibruar modelin CE-QUAL-W2, nevojiten të dhëna hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit me qëllim për të prodhuar rezultate të vlefshme. Për këtë qëllim, për të kuptuar proceset dinamike që ndikojnë në cilësinë e ujit në secilin liqen, për kalibrimin dhe pastaj vlerësimin e modelit, u matën një komplet tërësor parametrash hidrodinamikë si prurjet dhe largimet e ujit, lartësia e sipërfaqes ujore etj. dhe të cilësisë së ujit, duke përfshirë nutrientet (azoti dhe fosfori) dhe algat. Mbledhja e të dhënave dhe puna eksperimentale na ndihmoi në ndërtimin e një modeli konceptual të proceseve të rrjedhjes dhe të cilësisë së ujit. Ky model konceptual ishte vendimtar në zhvillimin dhe kalibrimin e modelit numerik, që vijoi më vonë dhe që simuloi proceset kryesore që ndikojnë në cilësinë e ujit në 128

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

secilin liqen. Modeli lejoi investigimin e ndikimeve të ndryshimeve të prurjeve ose niveleve të sipërfaqes ujore dhe të ndryshimeve në përbërje (nutrientet, karboni organik, algat) të prurjeve, si edhe të simulimeve të tjera të lidhura me to. Për secilin prej tre liqeneve, në një vend limnologjik të dhënë (Pusteci, Pogradeci dhe Shiroka, përkatësisht për liqenin e Prespës, Ohrit dhe Shkodrës), u shqyrtuan karakteristikat limnologjike, duke përfshirë edhe vetitë që ndikojnë në gjendjen trofike të liqenit. Në pikat e monitorimit, të zgjedhura për secilin liqen, u morën një herë në çdo dy javë në muajin Mars dhe Nëntor dhe një herë në çdo javë nga muaji Prill deri në muajin Tetor dhe për periudhën 2011 - 2014 për përbërësit e nevojshëm të clësisë së ujit dhe ata hidraulikë. Mostrat u morën në sipërfaqe të ujit (gjatë fazës së kalibrimit) dhe në thellësi 2 m (gjatë fazës së vlerësimit të modelit). Mostrat në sipërfaqen ujore u morën me një marrës mostrash të integruar, i përbërë nga një tub PVC 2 m i gjatë dhe me një diametër të brendshëm 3.2 cm. Për marrjen e mostrave në thellësi, u përdor një marrës mostrash i tipit Kemmerer (Lind, 1974). Mostrat për zooplanktonin u morën duke përdorur një rrjetë me diametër 80 μm, ndërsa mostrat për fitoplanktonin (algave) u morën me një marrës të integruar mostrash. Mostrat më tej, u analizuan në laborator për të përcaktuar përqendrimet e nutrienteve dhe të chlorophyll a. U morën dy mostra (njëra prej të cilëve u filtrua me një filtër prej 0.45-mikron) për secilën datë, pikë dhe thellësi monitorimi. Mostrat e ujit u filtruan dhe u ruajtën sipas standardeve të përcaktuara më parë. Përqendrimet e treguesve të tretur u përcaktuan për mostrën e filtruar, ndërsa përqendrimet e plota të reaguesve kimikë të cilësisë së ujit u përcaktuan për mostrën ujore të plotë. Azoti total, fosfori total, ortofosfatet dhe fosfori i tretur u analizuan me metodën 361.1 (U.S. Environmental Protection Agency, 1993). Nitratet e tretura si azot u analizuan me metodën kalorimetrike të përshkruar në Fishman (1993); nitratet e tretura plus nitritet si azot u analizuan me metodën e përshkruar në U.S. Environmental Protection Agency (1993); ammoniumi i tretur si azot u analizua me metodën kalorimetrike salicylatehypochlorate të përshkruar në Patton dhe Kryskalla (2011); ammoniumi i tretur plus azoti organik si azot u analizua me metodën kalorimetrike microkjeldahl digestion të përshkruar në Patton dhe Truitt (2000) dhe ortofosfatet u analizuan me metodën kalorimetrike phosphomolyddane të përshkruar në Fishman (1993).

129

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Transparenca e ujit u mat me metodën Secchi-disk (Wetzel, 2001) në secilin profil vertikal për të vlerësuar thellësinë dritore. U matën profilet vertikale për temperaturën, përqendrimin e oksigjenit të tretur, pH dhe përcjellshmërinë specifike, duke përdorur një sondë multiparametrike YSI (YSI model 6920) në vendin përkatës të marrjes së mostrave të secilit liqen dhe duke përdorur metodat për matje fushore të përshkruara në Wilde and Radtke (1998).

4.1.2.3. Kushtet fillestare Kushtet fillestare specifikohen në skedarin e kontrollit. Skedari i kontrollit specifikon kushtet e mëposhtme fillestare: kohën e fillimit dhe të mbarimit të simulimit; temperaturën dhe përqendrimet e treguesve të cilësisë së ujit, d.m.th temperaturën dhe përqendrimin fillestar të secilit prej treguesve të cilësisë së ujit; prurjet dhe largimet e ujit, numrin dhe vendin e prurjeve dhe të largimeve të ujit; llojin e trupit ujor. Ai duhet të specifikojë edhe nëse trupi ujor është i kripur ose me ujë të ëmbël, si edhe trashësinë fillestare të shtresës së akullit, nëse ajo ekziston. Për secilin prej treguesve të simuluar (duke përfshirë edhe temperaturën e ujit) u vlerësua një përqendrim fillestar për tërë liqenin. Kushtet kufitare për secilin prej tre liqeneve jepen në tabelën18. Tabela 18. Përqendrimet fillestare të treguesve të përdorur për kalibrimin dhe vlerësimin e modelit në liqenin e Prespës, Shkodrës dhe Ohrit Treguesi Lartësia fillestare ujore, m Lënda e ngurtë e tretur, mg l-1 Ortofosfate, mg l-1 Ammonium, mg l-1 Nitrate-nitrite, mg l-1 Silici i tretur, mg l-1 Silici i ngurtë, mg l-1 Hekuri i plotë, mg l-1 DOM, mg l-1 DOM e qëndrueshme, mg l-1 POM, mg l-1 POM e qëndrueshme, mg l-1 Diatome, mg l-1 Alga jeshile, mg l-1 Alga blu-e gjelbër, mg l-1 Oksigjen i tretur, mg l-1 Karbon inorganik, mg l-1 Alkaliniteti, mg l-1 Temperatura fillestare, 0C Temperatura e sedimentit, 0C

Vlera për kalibrim Prespa Shkodra Ohri 856.58 8.69 639.14 258.97 172.23 29.68 0.0069 0.0052 0.0038 0. 329 0. 0234 0.0109 0.0348 0.015 0.0183 10.7815 6.9983 6.4142 1 1 1 0.0002 0.0073 0.0109 2.0877 1.8736 1.5349 4.3716 2.0877 0.6578 0.3099 0.5941 0.3739 0.7231 0.5941 0.1602 0.3 0.3 1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.2 0.1 4.9 6 9.4 194.4 185.1 20.5 163.8 152.3 15.8 4 5.1 7.5 4 8 7.7

130

Vlera për vlerësim Prespa Shkodra Ohri 856.32 8.86 639.98 255.58 172.23 29.68 00.0069 0.0052 0.0038 0.329 0.0241 0.0109 0.0686 0.015 0.0183 10.7815 7.697 6.4142 1 1 1 0.0002 0.0073 0.0109 2.0877 1.7206 1.5349 4.0148 2.0877 0.6578 0.4027 0.5941 0.3739 0.9397 0.5941 0.1602 0.3 11 1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 7.86 9.3 9.7 195.6 185.1 20.5 165.3 152.3 15.8 3 5.4 7.6 4 8 7.7

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

4.1.2.4. Parametrat e Modelit Për algoritmin e cilësisë së ujit ka rreth 130 parametra, që e kontrollojnë kinetikën e tregueseve (tabela 19) të cilësisë së ujit. Disa prej tyre janë me zgjedhje, duke u varur nga fakti nëse përfshihen ose jo në studim grupe të tillë si epifitoni, zooplanktoni, makrofitet dhe algat. Në tabelën19 janë përfshirë vetëm parametrat e kërkuar për zbatimin e modelit për tre liqenet e marrë në studim. Shumë parametrave (57 parametra), që jepen në tabelën 19, janë lënë të pandryshuar nga vlerat që jepen në CE-QUAL-W2 (Cole and Wells, 2008), ndërsa pjesa që mbetet e parametrave (74 parametra) u korrigjuan nga ne, gjatë fazës së kalibrimit të modelit, brenda një intervali të arsyeshëm të vlerave të tyre për të tre liqenet. Për korrigjimin e parametrave të zgjedhur u përdorën procedura të ngjashme të dhëna në disa zbatime të tjera të modelit CE-QUALW2 (Green et al., 2003; Sullivan and Rounds, 2004; Galloway and Green, 2006; Galloway et al., 2008; Sullivan et al., 2011).

Tabela 19. Parametra të përdorur për liqenin e Prespës, Ohrit dhe Shkodrës Emri

Emërtimi i Parametrit

EXH2O EXSS

Dobësimi i dritës në ujin e pastër, m-1 Dobësimi i dritës prej lëndëve të ngurta inorganike në gjendje pezullie, m-1 Dobësimi i dritës prej lëndëve të ngurta organike në gjendje pezullie, m-1 Pjesa e rrezatimit diellor rrenës të përthithur në sipërfaqen ujore Dobësimi i dritës në saj të algave (diatome), m-1/(g·m-3) Dobësimi i dritës në saj të algave (jeshile), m-1/(g·m-3) Dobësimi i dritës në saj të algave (blu-jeshile), m-1/(g·m3 ) Ritmi maksimal i rritjes së algave (diatome), ditë-1 Ritmi maksimal i rritjes së algave (jeshile), ditë-1 Ritmi maksimal i rritjes së algave (blu-jeshile), ditë-1 Ritmi maksimal i frymëmarrjes së algave (diatome), ditë-1 Ritmi maksimal i frymëmarrjes së algave (jeshile), ditë-1 Ritmi maksimal i frymëmarrjes së algave (blu- jeshile), ditë-1 Ritmi maksimal i ekskretimit të algave (diatome), ditë-1 Ritmi maksimal i ekskretimit të algave (jeshile), ditë-1 Ritmi maksimal i ekskretimit të algave (blu- jeshile), ditë-1

EXOM BETA EXA1 EXA2 EXA3 AG AG AG AR AR AR AE AE AE

131

Vlera e Parametrit Prespa Shkodr Ohri a 0.45 0.45 0.25 0.05 0.05 0.01 0.05

0.05

0.01

0.38

0.45

0.45

0.25 0.2 0.2

0.2 0.15 0.15

0.2 0.15 0.15

2.3 2.1 2.0 0.04

2.3 2.1 2.0 0.04

2.3 2.1 2.0 0.02

0.04 0.04

0.04 0.04

0.02 0.02

0.1 0.1 0.1

0.1 0.1 0.1

0.02 0.02 0.02

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2” AM AM AM AS AS AS AHSP AHSP AHSP AHSN AHSN AHSN AHSSI AHSSI AHSSI ASAT ASAT ASAT AT1 AT1 AT1 AT2 AT2 AT2 AT3 AT3 AT3 AT4 AT4 AT4 AK1 AK1

Ritmi maksimal i vdekshmërisë së algave (diatome), ditë-1 Ritmi maksimal i vdekshmërisë së algave (jeshile), ditë-1 Ritmi maksimal i vdekshmërisë së algave e (blujeshile), ditë-1 Ritmi i defundimit të algave (diatome), m· ditë-1 Ritmi i defundimit të algave (jeshile), m· ditë-1 Ritmi i defundimit të algave (blu- jeshile), m· ditë-1 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga fosfori (diatome), g·m-3 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga fosfori (jeshile), g·m-3 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga fosfori (blu- jeshile), g·m-3 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga azoti (diatome), g·m-3 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga azoti (jeshile), g·m-3 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga azoti (blu- jeshile), g·m-3 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga silici (diatome), g·m-3 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga silici (jeshile), g·m-3 Gjysmë-ngopja e algave për rritje të kufizuar nga silici (blu- jeshile), g·m-3 Intensiteti i ngopjes së dritës në ritmin maksimal fotosintetik (diatome), W·m-2 Intensiteti i ngopjes së dritës në ritmin maksimal fotosintetik (jeshile), W·m-2 Intensiteti i ngopjes së dritës në ritmin maksimal fotosintetik (blu-jeshile), W·m-2 Temperatura më e ulët për rritjen e algave (diatome), 0C Temperatura më e ulët për rritjen e algave (jeshile), 0C Temperatura më e ulët për rritjen e algave (blu-jeshile), 0 C Temperatura më e ulët për rritjen maksimale të algave (diatome), °C Temperatura më e ulët për rritjen maksimale të algave (jeshile), 0C Temperatura më e ulët për rritjen maksimale të algave (blu- jeshile), 0C Temperatura më e lartë për rritje maksimale të algave (diatome), 0C Temperatura më e lartë për rritje maksimale të algave (jeshile), 0C Temperatura më e lartë për rritje maksimale të algave (blu- jeshile), 0C Temperatura më e lartë për rritjen e algave, 0C Temperatura më e lartë për rritjen e algave (jeshile), 0C Temperatura më e lartë për rritjen e algave (blu- jeshile), 0 C Fraksioni i rritjes së algave në AT1 (diatome) Fraksioni i rritjes së algave në AT1 (jeshile)

132

0.1

0.12

0.04

0.1 0.15

0.03 0.07

0.07 0.12

0.18 0.18 0.18 0.002

0.15 0. 0.18 0.004

0.05 0.07 0.15 0.001

0.003

0.0018

0.003

0.002

0.002

0.003

0.03

0.03

0.023

0.03

0.012

0.012

0.02

0.006

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

90

90

90

60

60

60

40

40

40

5 10 13

5 10 13

5 10 13

10

10

10

17

17

17

20

20

20

13

13

13

30

30

30

32

32

32

25 32 35

25 32 35

25 32 35

0.1 0.1

0.1 0.1

0.1 0.1

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2” AK1 AK2 AK2 AK2 AK3 AK3 AK3 AK4 AK4 AK4 ALGP ALGP ALGP ALGN ALGN ALGN ALGC ALGC ALGC ALGSI ALGSI ALGSI ACHLA ACHLA ACHLA

ALPOM ALPOM ALPOM ANEQN ANEQN

Fraksioni i rritjes së algave në AT1 (blu- jeshile) Fraksioni i rritjes maksimale të algave në AT2 (diatome) Fraksioni i rritjes maksimale të algave në AT2 (jeshile) Fraksioni i rritjes maksimale të algave në AT2 (blugreen) Fraksioni i rritjes maksimale të algave në AT3 (diatome) Fraksioni i rritjes maksimale të algave në t AT3 (jeshile) Fraksioni i rritjes maksimale të algave në AT3 (blujeshile) Fraksioni i ritmit të rritjes së algave në AT4 (diatome) Fraksioni i ritmit të rritjes së algave në AT4 (jeshile) Fraksioni i ritmit të rritjes së algave në AT4 (blujeshile) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe fosforit (diatome) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe fosforit (jeshile) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe fosforit (blu- jeshile) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe azotit (diatome) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe azotit (jeshile) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe azotit (blu- jeshile) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe karbonit (diatome) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe karbonit (jeshile) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe karbonit (blu- jeshile) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe silicit (diatome) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe silicit (jeshile) Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet biomasës së algave dhe silicit (blu- jeshile) Raporti ndërmjet biomasës së algave dhe chlorophyll a në terma të mg të algave me μg të chlorphyll a (diatome) Raporti ndërmjet biomasës së algave dhe chlorophyll a në terma të mg të algave me μg të chlorphyll (jeshile) Raporti ndërmjet biomasës së algave dhe chlorophyll a në terma të mg të algave me μg të chlorphyll (blujeshile) Fraksioni i biomasës së algave që shndërrohet në lëndë organike kur vdesin algat (diatome) Fraksioni i biomasës së algave që shndërrohet në lëndë organike kur vdesin algat (jeshile) Fraksioni i biomasës së algave që shndërrohet në lëndë organike kur vdesin algat (blu- jeshile) Numri i ekuacioneve për preferencë ndaj ammoniumi (diatome) Numri i ekuacioneve për preferencë ndaj ammoniumit (jeshile)

133

0.1 0.99 0.99 0.99

0.1 0.99 0.99 0.99

0.1 0.99 0.99 0.99

0.99 0.99 0.99

0.99 0.99 0.99

0.99 0.99 0.99

0.1 0.1 0.1

0.1 0.1 0.1

0.1 0.1 0.1

0.0015

0.0018

0.002

0.0015

0.0022

0.002

0.0015

0.0022

0.002

0.0825

0.07

0.08

0.0825

0.07

0.072

0.0825

0.07

0.072

0.45

0.45

0.45

0.45

0.45

0.45

0.45

0.45

0.45

0.18

0.18

0.18

0.18

0.18

0.18

0.18

0.18

0.18

0.1

0.28

0.12

0.1

0.28

0.12

0.1

0.28

0.12

0.5

0.5

0.5

0.5

0.5

0.5

0.5

0.5

0.5

2

2

2

2

2

2

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2” ANEQN ANPR ANPR ANPR O2AR O2AR O2AR O2AR O2AR O2AR LDOMDK RDOMD K LRDDK LPOMDK RPOMDK LRPDK POMS ORGP ORGN ORGC ORGSI OMT1 OMT2 OMK1 OMK2 PO4R PARTP NH4R NH4DK NH4T1 NH4T2

Numri i ekuacioneve për preferencë ndaj ammoniumi (blu- jeshile) Konstantja e gjysmë-ngopjes së algave për preferencë ndaj ammoniumit (diatome) Konstantja e gjysmë-ngopjes së algave për preferencë ndaj ammoniumit (jeshile) Konstantja e gjysmë-ngopjes së algave për preferencë ndaj ammoniumit (blu- jeshile) Stoikiometria e oksigjenit për frymëmarrjen e algave (diatome) Stoikiometria e oksigjenit për frymëmarrjen e algave (jeshile) Stoikiometria e oksigjenit për frymëmarrjen e algave (blu- jeshile) Stoikiometria e oksigjenit për prodhimin primar të algave (diatome) Stoikiometria e oksigjenit për prodhimin primar të algave (jeshile) Stoikiometria e oksigjenit për prodhimin primar të algave (blu- jeshile) Ritmi i shpërbërjes së lëndës organike të tretur (DOM) labile, ditë-1 Ritmi i shpërbërjes së lëndës organike të tretur (DOM) e qëndrueshme, ditë-1 Ritmi i shpërbërjes së lëndës organike të tretur (DOM) e paqëndrueshme në e qëndrueshme, ditë-1 Ritmi i shpërbërjes së pjesëzave të lëndës organike (POM) të paqëndrueshme, ditë-1 Ritmi shpërbërjes së POM të qëndrueshme, ditë-1 Ritmi shpërbërjes së POM e paqëndrueshme në e qëndrueshme, ditë-1 Ritmi i defundimit të POM, m·ditë-1 Njëvlerësi stoikometrik ndërmjet lëndës organike dhe fosforit Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet lëndës organike dhe azotit Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet lëndës organike dhe karbonit Njëvlerësi stoikiometrik ndërmjet lëndës organike dhe silicit Temperatura më e ulët për shpërbërjen e lëndës organike, 0C Temperatura më e lartë për shpërbërjen e lëndës organike, 0C Fraksioni i shpërbërjes së lëndës organike në OMT1 Fraksioni i shpërbërjes së lëndës organike në OMT2 Ritmi i lëshimit të fosforit nga sedimenti, fraksioni i kërkesës për oksigjen i sedimentit (SOD) Koeficienti pjesor i fosforit për lëndët e ngurta pezull Ritmi i lëshimit të ammonium nga sedimenti, fraksioni i SOD Ritmi i shpërbërjes së ammoniumit, ditë-1 Temperatura më e ulët për shpërbërjen e ammonium, 0C Temperatura më e ulët për shpërbërjen maksimale të

134

2

2

2

0.003

0.003

0.003

0.003

0.003

0.003

0.003

0.003

0.003

1.1

1.1

1.1

1.1

1.1

1.1

1.1

1.1

1.1

1.6

1.6

1.6

1.6

1.6

1.6

1.6

1.6

1.6

0.1

0.12

0.04

0.006

0.01

0.003

0.005

0.005

0.001

0.05

0.1

0.05

0.003 0.005

0.002 0.02

0.003 0.007

0.18 0.0015

0.15 0.0025

0.09 0.0022

0.0825

0.08

0.072

0.45

0.45

0.45

0.18

0.18

0.18

4

4

4

30

30

30

0.1 0.99 0.001

0.1 0.99 0.001

0.1 0.99 0.001

0 0.001

0 0.001

0 0.001

0.12 4 25

0.09 4 25

0.4 4 25

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

NH4K1 NH4K2 NO3DK NO3S FNO3SED NO3T1 NO3T2 NO3K1 NO3K2 DSIR PSIS PSIDK PARTSI SOD O2LIM

FER FES CO2R O2NH4 O2OM TYPE EQN#

ammonium, 0C Fraksioni i ritmit të nitrifikimit në NH4T1 Fraksioni i ritmit të nitrifikimit në NH4T2 Ritmii dekompozimit të nitrateve, ditë-1 Ritmi i denitrifikimit nga sedimentet, m· ditë-1 Fraksioni i nitrate-azotit i shpërhapur në sediment që bëhet pjesë e azotit organik në sedimente Temperatura më e ulët për shpërbërjen e nitrateve, 0C Temperatura më e ulët për shpërbërjen maksimale të nitrateve, 0C Fraksioni i ritmit te denitrifikimit në NO3T1 Fraksioni i ritmit te denitrifikimit në NO3T2 Ritmi i lëshimit të silicit të tretur të sedimentit, fraksioni i SOD Ritmi i defundimit i pjesëzave biogjenetike, m·s-1 Ritmi i defundimit i pjesëzave biogjenetike të silicit, ditë-1 Koeficienti pjesor për silicin e tretur Kërkesa për oksigjen e sedimentit e rendit-zero-, g·m-2· ditë-1 Konstantja e gjysmë-ngopjes së oksigjenit të tretur ose përqendrimi në të cilin proceset aerobike janë në 50 për qind të maksimumit të tyre, g·m-3 Ritmi i lëshimit të hekurit të sedimentit, ose fraksioni i SOD Shpejtësia e defundimit të hekurit, m· ditë-1 Ritmi i lëshimit të dyoksidit të karbonit të sedimentit, fraksion i SOD Stoikiometria e oksigjenit për nitrifikimin Stoikiometria e oksigjenit për shpërbërjen e lëndës organike Lloji i trupit ujor Numri i ekuacioneve të përdorur për riajrim

0.1 0.99 0.2 0.5 0

0.1 0.99 0.1 0.5 0

0.1 0.99 0.4 0.5 0

5 25

5 25

5 25

0.1 0.99 0.1

0.1 0.99 0.1

0.1 0.99 0.1

0.1 0.1

0.1 0.1

0.1 0.1

0.2 3

0.2 2

0.2 0.33

0.1

0.1

0.1

0.1

0.1

0.5

2 1

2 1

2 1

4.57 1.4

4.57 1.4

4.57 1.4

Liqen 5

Liqen 5

Liqen 5

4.1.2.5. Përpunimi dhe Analiza Statistikore e të Dhënave Një hap i rëndësishëm gjatë fazës së zbatimit të një modeli matematikor, siç është ai CE-QUAL-W2, është analiza grafike dhe ajo statistikore e të dhënave të matura (vëzhguara) dhe atyre të simuluara (njehsuara) për të gjithë pikat e monitorimit dhe intervalin e kohës për të cilin këto të dhënat janë grumbulluar. Në këtë studim Doktorate, të dhënat që varen nga koha, për disa parametra të cilësisë së ujit dhe të temperaturës, janë paraqitur grafikisht dhe skanuar për gabimet. Kështu, si gjatë etapës së kalibrimit, ashtu edhe asaj të simulimit të modelit, u realizua vlerësimi i shkallës së përputhjes në hapësirë dhe kohë ndërmjet vlerave të simuluara nga modeli dhe atyre të matura në pikat e monitorimit. Për këtë qëllim, njehsohet një numër treguesish statistikorë të 135

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

gabimit që kanë lidhje me ndryshoret, sezonin dhe vendin e monitorimit. Konkretisht, në këtë studim Doktorate, statistika e përdorur për krahasimin e vlerave të matura dhe atyre të simuluara përfshin gabimin mesatar vjetor (GM), gabimin mesatar absolut (GMA), rrënjën katrore të gabimeve mesatare (RKGM) dhe gabimin relativ në përqindje (GRP), të cilët njehsohen me formulat e mëposhtme: 1 n 2  (Oi  Si ) n i1 1 n GMA =  O i  Si n i1

GM =

RKGM = GRP =

(1) (2)

1 n 2  (Oi  Si ) n i1

(3)

1 n O i  Si  n i1 O i

(4)

ku Si dhe Oi = përkatësisht vlerat e simuluara dhe atyre të matura të marra gjatë një viti; n = numri i matjeve. RKGM në Ek. 3 paraqet masën e shmangies ndërmjet vlerave të matura dhe atyre të simuluara, d.m.th. ajo është një indikator i papërcaktueshmërisë absolute të modelit. Në fakt, ajo ka të njëjta njësi me ndryshoren që simulohet dhe për rrjedhojë, sa më afër të jetë vlera e saj me zeron, aq më e mirë është performanca e modelit. U realizua gjithashtu edhe analiza e regresionit ku si ndryshore të varura shërbenin ato të matura, ndërsa si ndryshore të pavarura shërbenin ato të simuluara. U njehsuan për secilën ndryshore koeficienti i regresionit, pjerrësia dhe pikëprerja e regresionit linear.

4.2. Kalibrimi i Modelit CE-QUAL-W2 për tre Liqenet Qëllimi i një modeli matematik i ndërtuar për një sistem është: aftësia e tij për të parashikuar sjelljen "e panjohur" në të ardhmen të sistemit, duke u bazuar në inpute aktuale që ndryshojnë në hapësirë dhe në kohë. Modelet hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit, në përgjithësi, përmbajnë një numër të madh parametrash dhe meqë, informacioni paraprak mbi vlerat e këtyre parametrave është i kufizuar, këta parametra zakonisht përcaktohen nëpërmjet përputhshmërisësë së vlerave të parashikuara nga modeli me vlerat përkatëse të matura. Shumica e literaturës i referohet këtij hapi si kalibrim ose verifikim, gjatë të cilit korrigjohen koeficientet e modelit për të arritur përputhje ndërmjet 136

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

vlerave të simuluara nga modeli me një grup të dhënash të matura në terren, zakonisht gjatë një sezoni ose viti. Kalibrimi i modeleve është një hap vendimtar në zhvillimin e tyre, përpara se ata të përdoren në kërkim dhe/ose zbatime në botën reale. Për këtë qëllim, nevojiten të dhëna kalibruese, të cilat përdoren për të siguruar kushtet fillestare dhe kufitare dhe për të vlerësuar performancën e modelit gjatë kalibrimit. Në këtë fazë të zbatimit të modelit, një përpjekje e madhe duhet bërë për të vlerësuar sasinë dhe cilësinë e të dhënave të nevojshme për një karakterizim dhe kuptim më të përshtatshëm të limnologjisë së trupit ujor dhe për të zhvilluar database-in e kërkuar për të mbështetur modelimin e cilësisë së ujit. Gaugush (1986; 1987; 1993) siguron informacion të detajuar mbi mënyrën dhe frekuencën e marrjes së mostrave, i cili u përdor nga ne. Kalibrimi i modelit kryhet në mënyrë interative derisa arrihet një përputhje e pranueshme ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura. Nuk ka udhëzime fikse për të përcaktuar se çfarë është një përputhje e përshtatshme. Përdoruesi i modelit duhet të vendosë vet nëse dhe kur modeli prodhon rezultate të dobishme. Modeli i zhvilluar për Liqenin e Shkodrës, Liqenin Prespës dhe Liqenin e Ohrit e u kalibrua, përkatësisht për periudhën kohore 2010, 2011 dhe 2012. Në këtë Doktoratë, u zbatua një renditje tipike e hapave të nevojshëm që duhen ndërmarr për kalibrimin e modelit. Ai filloi me kalibrimin për bilancin ujor dhe të lartësisë së sipërfaqes ujore. Më tej, u pasua me kalibrimin për temperaturën e ujit dhe në fund, me kalibrimin për disa përbërës kryesorë të cilësisë së ujit. Gjatë fazës së kalibrimit, u vlerësua përputhja ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura, veçmas për secilin liqen. Statistika për të vlerësuar këtë përputhje, e përdorur nga ne në këtë Doktoratë, përmban katër madhësi statistikore: gabimi mesatar vjetor (GM), gabimi mesatar absolut (GMA), rrënja katrore e gabimeve mesatare (RKGM) dhe gabimin relativ në përqindje (GRP). Në tabelën 20 jepet një përmbledhje e statistikës së gabimeve të modelit, ndërsa në tabelën 21, jepen rezultatet e statistikës së regresionit linear, veçmas për secilin liqen. Kryerja e kalibrimit të modelit, fillimisht për lartësisë së sipërfaqes ujore dhe pastaj për temperaturën e ujit, që del nga një trup ujor dhe futet në liqen, e bën kalibrimin vijues të cilësisë së ujit më të lehtë, sepse tashmë janë marrë parasysh ndikime të tilla si ai i trysnisë viskoze shtjellore e shkaktuar nga era,

137

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

temperaturës së ujit që hyn në liqen, ndikimet meteorologjike si edhe sasitë e ujit që hyjnë dhe dalin nga liqeni. Tabela 20. Përmbledhje e statistikës së të dhënave për kalibrimin e tre liqeneve Parametri n GM GMA RGMK GRP Liqeni i Prespës Lartësia e sipërfaqes ujore 32 0.054 0.008 0.009 14.2 Temperatura e ujit, 0C 32 0.252 0.523 0.631 18.1 -1 Oksigjeni i tretur, mg l 32 -0.351 0.658 0.731 16.4 Fosfori total, mg l-1 32 0.005 0.006 0.007 17.3 -1 Ortofosfatet, mg l 32 0.002 0.003 0.005 15.3 Azoti total, mg l-1 32 0.093 0.125 0.146 14.3 Ammonium-N, mg l-1 32 0.008 0.013 0.024 16.2 -1 Nitrate-N, mg l 32 0.004 0.027 0.063 16.8 Klorofila a, μg l-1 32 -1.617 2.726 2.913 19.7 Liqeni i Ohrit Lartësia e sipërfaqes ujore 32 0.028 0.009 0.004 9.7 0 Temperatura e ujit, C 32 0.194 0.685 0.723 8.4 Oksigjeni i tretur, mg l-1 32 0.359 0.503 0.519 11.3 Fosfori total, mg l-1 32 0.004 0.002 0.003 8.6 Ortofosfatet, mg l-1 32 0.003 0.004 0.006 9.7 -1 Azoti total, mg l 32 0.006 0.179 0.184 9.6 Ammonium-N, mg l-1 32 0.009 0.042 0.046 9.3 -1 Nitrate-N, mg l 32 0.005 0.012 0.018 8.5 Klorofila a, μg l-1 32 1.003 2.306 3.109 12.5 Liqeni i Shkodrës Lartësia e sipërfaqes ujore 32 0.043 0.007 0.008 10.8 0 Temperatura e ujit, C 32 0.314 0.471 0.596 14.3 Oksigjeni i tretur, mg l-1 32 -0.109 0.400 0.514 13.9 -1 Fosfori total, mg l 32 0.023 0.003 0.004 9.5 Ortofosfatet, mg l-1 32 0.126 0.577 0.812 10.1 Azoti total, mg l-1 32 0.490 0.058 0.072 9.4 -1 Ammonium-N, mg l 32 0.018 0.028 0.034 12.4 Nitrate-N, mg l-1 32 0.002 0.003 0.004 10.8 -1 Klorofila a, μg l 32 0.206 2.114 2.641 9.9

Tabela 21.Përmbledhje e rezultateve të regresionit linear ndërmjet të dhënave të matura dhe atyre të modeluara Parametri Ndërprerja Pjerrësia r2 p Liqeni i Prespës Lartësia e sipërfaqes ujore 0.98 0.65 0.9001 ** Temperatura e ujit, 0C 1.01 0.45 0.9154 ** Oksigjeni i tretur, mg l-1 0.94 1.03 0.8986 * -1 Fosfori total, mg l 0.96 0.34 0.9049 ** 138

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Ortofosfatet, mg l-1 Azoti total, mg l-1 Ammonium-N, mg l-1 Nitrate-N, mg l-1 Klorofila a, μg l-1 Lartësia e sipërfaqes ujore Temperatura e ujit, 0C Oksigjeni i tretur, mg l-1 Fosfori total, mg l-1 Ortofosfatet, mg l-1 Azoti total, mg l-1 Ammonium-N, mg l-1 Nitrate-N, mg l-1 Klorofila a, μg l-1

1.02 0.96 1.01 0.87 0.897 Liqeni i Ohrit 0.95 0.89 0.98 0.92 1.01 0.98 1.03 0.86 1.02

0.31 0.24 0.52 0.64 0.23

0.8864 0.9283 0.9677 0.8108 0.9234

** ** ** ** *

0.74 0.56 0.41 0.59 0.16 0.20 0.38 0.52 0.34

0.8974 0.9654 0.9045 0.8455 0.8746 0.9138 0.9757 0.7857 0.8964

** * ** ** ** ** ** *

Liqeni i Shkodrës Lartësia e sipërfaqes ujore 0.97 0.74 0.8769 ** 0 Temperatura e ujit, C 0.95 0.52 0.9314 * Oksigjeni i tretur, mg l-1 0.85 0.28 0.9316 ** Fosfori total, mg l-1 0.92 0.59 0.8455 ** Ortofosfatet, mg l-1 1.01 0.16 0.8746 ** -1 Azoti total, mg l 0.98 0.20 0.9138 ** Ammonium-N, mg l-1 1.03 0.38 0.9757 ** Nitrate-N, mg l-1 0.86 0.52 0.7857 * -1 Klorofila a, μg l 1.02 0.42 0.9645 * 2 r = koeficienti i regresionit; p = niveli i rëndësisë; ** = nivel rëndësie p < 0.005; * = nivel rëndësi p< 0.05.

Në paragrafët e mëposhtëm jepen rezultatet e marra gjatë kalibrimit të modelit për bilancin ujor, temperaturën e ujit, oksigjenin e tretur dhe për nutrientet e cilësisë së ujit.

4.2.1. Bilanci Ujor Hapi i parë, që u ndërmor nga ne, në procesin e kalibrimit të modelit, ishte ai i kalibrimit, veçmas për secilin liqen, për bilancit ujor. Kalibrimi i bilancit ujor filloi me një simulim fillestar të modelit, duke përdorur të dhënat e simuluara dhe atyre të matura për prurjet dhe largimet e ujit nga secili liqen. Më tej, u vlerësua përputhja ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore. 139

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Kalibrim u pranua i plotësuar kur vlera e GMA dhe e RKGM për lartësinë e sipërfaqes ujore të simuluar ishte më e vogël se 0.01 m. Statistika e kalibrimit për temperaturën e ujit për secilin liqen (pikë monitorimi) jepet në tabelat 20 dhe 21.

4.2.1.1.Liqeni i Prespës

Lartësia mbi nivelin e detit, m

Për të vlerësuar bilancin ujor për Liqenin e Prespës, për periudhën kalibruese Mars 2011 deri Nëntor 2011, u përdorën nga ne, si inpute për prurjet, të dhënat për prurjet e lumit Golema Reka, që derdhet në pjesën Maqedonase të liqenit, prurjet nga liqeni Prespa e Vogël dhe humbjet nga “largimi karstik”, si edhe të dhënat mbi matjet të realizuara në pikën e monitorimit Pustec për lartësinë e sipërfaqes ujore. Në figurën 13 jepet paraqitja grafike e vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore në varësi nga ditët e vitit. Kalibrim u pranua i plotësuar, sepse vlera e GMA dhe e RKGM për lartësinë e sipërfaqes ujore ishte më e vogël se 0.01 m (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 13; tabela 21). 852,7 Lartësia simuluar Lartësia matur

852,6 852,5

852,4 852,3 852,2 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 13. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore në Liqenin e Prespës

140

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

4.2.1.2.Liqeni i Ohrit

Lartësia mbi nivelin e detit, m

Për të vlerësuar bilancin ujor për Liqenin e Ohrit, për periudhën kalibruese Mars 2012 deri Nëntor 2012, u përdorën nga ne, si inpute për prurjet, të dhënat për prurjen e lumenjve të Çeravës dhe të Pogradecit, që derdhen në pjesën Shqiptare të liqenit, prurjet e ujit të lumenjve Koselska dhe Sateska dhe ato të rrjedhjeve nëntokësore karstike nga liqeni i Prespës, që derdhen në pjesën Maqedonase të liqenit. Po ashtu, u përdorën edhe të dhënat mbi matjet të realizuara në pikën e monitorimit Pogradec për lartësinë e sipërfaqes ujore. Në figurën 14 jepet paraqitja grafike e vlerave të simuluara dhe atyre të matura të lartësisë së sipërfaqes ujore në varësi nga ditët e vitit. Kalibrim u pranua i plotësuar, sepse edhe për Liqenin e Ohrit vlera e GMA dhe e RKGM për lartësinë e sipërfaqes ujore, ishte më e vogël se 0.01 m (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 14; tabela 21). Lartësia simuluar Lartësia matur

639,7 639,6 639,5 639,4 639,3 639,2 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 14. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore në Liqenin e Ohrit

4.2.1.3. Liqeni i Shkodrës Për të vlerësuar bilancin ujor për Liqenin e Shkodrës, për periudhën kalibruese Mars 2010 deri Nëntor 2010, u përdorën nga ne si prurje, të dhënat për prurjen e lumenjve Moraça, Crnojevica, Orahovstica, Karatuna, Baragurska, që derdhen në pjesën e Malit të Zi të liqenit dhe lumit Drini, që ndodhet në pjesën Shqiptare të liqenit, si edhe ato të dhe ato të rrjedhjeve

141

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Lartësia mbi nivelin e detit, m

nëntokësore. Po ashtu, u përdorën të dhëna mbi matjet të realizuara në pikën e monitorimit Shiroka për lartësinë e sipërfaqes ujore. 9 Lartësia simuluar Lartësia matur

8,9

8,8

8,7 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 15. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore në Liqenin e Shkodrës

Në figurën 15 jepet paraqitja grafike e vlerave të simuluara dhe atyre të matura të lartësisë së sipërfaqes ujore në varësi nga ditët e vitit. Kalibrim u pranua i plotësuar, sepse vlera e GMA dhe e RKGM për lartësinë e sipërfaqes ujore ishte më e vogël se 0.01 m (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 15; tabela 21).

4.2.2. Temperatura e Ujit Temperatura e ujit është treguesi tjetër, i cili u përdor për kalibrimin hidrodinamik të modelit. Kalibrimi për temperaturën e ujit, përbën një hap vendimtar në kalibrimin e modelit për shkak të ndikimit që ajo ka në dendësinë e ujit. Kushtet kufitare dhe ato fillestare, që ndikojnë mbi temperaturën e ujit, përfshijnë temperaturën e sedimentit, temperaturën fillestare të ujit të liqenit dhe temperaturën e ujit të prurjeve. Ndikimet meteorologjike përfshijnë temperaturën e ajrit, shpejtësinë dhe drejtimin e erës dhe rrezatimin diellor. Ndikimet e erës më tej merren parasysh nëpërmjet viskoziteteve shtjellore, koeficienti Chezy ose Manning dhe koeficienti i mbrojtës nga era, i cilët marrin parasysh ndikimet e faktorëve kufitarë të tillë si topografia dhe mbulesa vegjetative e bregdetit të liqenit në përzierjen e ajrit. Po ashtu, merren parasysh, sipas një algoritmi të dhënë në model, edhe disa parametra hidraulikë që ndikojnë mbi temperaturën e ujit. Një 142

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

grup tjetër vendimtar parametrash përfshijnë koeficiente dobësimi,që specifikojnë përthithjen e dritës nga uji, dobësimin e dritës në ujë të pastër dhe në ujë që përmban lëndë të ngurta (të tretura dhe/ose të patretura) dhe algat (tabela 19). Statistika e kalibrimit për temperaturën e ujit për secilin liqen (pikë monitorimi) jepet në tabela 20 dhe 21.

4.2.2.1. Liqeni i Prespës Kalibrimi i modelit për temperaturën e ujit në sipërfaqe të Liqenit të Prespës, u realizua për pikën e monitorimit Pusteci (tabela 18; Fig. 16).Ky kalibrim u pranua i plotësuar kur vlerat e GMA-së dhe e RKGM -së ishin afër vlerës 1 0C. Vlerat për GMA dhe RKGM prej, përkatësisht 0. 523 0C dhe 0.631 0C (tabela 20) janë krahasimisht më të ulëta se 1 0C. Vlerat e ulëta për këto dy madhësi statistikore për shumicën e datave, siguroi besimin në aftësinë e modelit për të parashikuar temperaturën e ujit. Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 16; tabela 21). Simuluar

30

matur

Temperatura (0C)

25 20 15 10

5 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 16. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për temperaturën në Liqenin e Prespës

U vrojtua një shmangie më e madhe ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura gjatë sezonit të ngrohtë të vitit, prej fundit të muajit Qershor deri në fund të muajit Gusht. Shkaku i këtij devijimi ishte koeficienti i rritur i shpejtësisë së erës gjatë kësaj periudhe. Koeficienti i shpejtësisë së erës kontrollon sasinë e energjisë së erës që i transferohet liqenit.

143

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

4.2.2.2. Liqeni i Ohrit Kalibrimi i modelit për temperaturën e ujit në sipërfaqe të Liqenit të Ohrit u realizua për pikën e monitorimit Pogradeci (tabela 18; Fig. 17). Vlerat për GMA dhe RKGM prej, përkatësisht 0. 685 0C dhe 0.723 0C (tabela 20) janë krahasimisht më të ulëta se 1 0C. Siç e përmendëm edhe në rastin e Liqenit të Prespës, vlera të ulëta për këto madhësi, siguroi besimin në aftësinë e modelit për të parashikuar temperaturën e ujit edhe në Liqenin e Ohrit. Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 17; tabela 21). Simuluar

30

matur

Temperatura (0C)

25

20 15

10 5 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 17. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për temperaturën në Liqenin e Ohrit

4.2.2.3. Liqeni i Shkodrës Kalibrimi i modelit për temperaturën e ujit në sipërfaqe të Liqenit të Shkodrës u realizua për pikën e monitorimit Shiroka (tabela 18; Fig. 18).Vlerat për GMA dhe RKGM ishin të ulëta, përkatësisht 0. 471 0C dhe 0.596 0C (tabela 20) dhe janë krahasimisht më të ulëta se 1 0C. Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 18; tabela 21). Pas 1 Shtatorit, vlerat e simuluara të temperaturës së ujit ishin më të ulëta se ato të matura. Megjithatë, ndryshesa ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura nuk shkonin përtej vlerës 1 0C. E vetmja zhvendosje për vlerën e

144

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

koeficientit të mbrojtës nga era ishte ai pas 15 Shtatorit, duke kalua nga 100% në 60%. Simuluar

30

matur

Temperatura (0C)

25

20 15 10 5 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 18. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për temperaturën në Liqenin e Shkodrës

4.2.3. Oksigjeni i Tretur Oksigjeni është një nga elementët më të rëndësishëm në një ekosistem ujor. Ai është i domosdoshëm për format më të larta të jetës, sepse ai kontrollon shumë reaksione kimike gjatë oksidimit dhe është ndryshorja që tregon shëndetin e përgjithshëm të sistemeve ujore. Nëse duhet të matet një ndryshore në sistemet ujore, për të siguruar një informacion të mjaftueshëm mbi gjendjen e sistemit, ajo do të ishte oksigjeni. Modeli CE-QUAL-W2 i përfshin të dy proceset: aerobike dhe anaerobike. Aftësia për të modeluar procese anaerobike është e rëndësishme, sepse siguron informacion mbi problemet potenciale që lidhen me cilësinë e ujit. Simulimet mund të përdoren për të identifikuar mundësitë për të dy: shpenzimin metalimnetik dhe hypolimnetik të oksigjenit dhe ndikimin e tij në shumë alternativa kontrolluese të menaxhimit. Shpërndarja e oksigjenit të tretur (OT) në liqen varet nga sezoni dhe ndryshon gjatë cikleve të ndryshme hidrologjike që zhvillohen në të. Ajo është funksion i proceseve fizike, biologjike dhe kimike. Shpërndarja e oksigjenit në një liqen kontrollohet nga dukuria e shpërhapjes, përzierjes dhe ngopjes (Wetzel, 2001).

145

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Tretshmëria e oksigjenit në ujë përcaktohet nga temperatura, trysnia dhe kripësia. Temperatura dhe kripësia kanë varësi të ndërsjellë me tretshmërinë e oksigjenit: rritja e temperaturës dhe e kripësisë çon në zvogëlimin e oksigjenit të tretur. Sasia e oksigjenit të tretur rritet me rritjen e trysnisë. Kjo varësi është e vërtetë për të dy: trysninë atmosferike dhe trysninë hidrostatike. Përqendrimet e oksigjenit të tretur ndikohen nga disa procese ku përfshihet turbulenca, fotosinteza, frymëmarrja e organizmave ujorë dhe shpërbërja e lëndës organike. Liqeni furnizohet me oksigjeni nga riajrimi i shkaktuar nga era dhe nga prurjet e ngopura me oksigjen të ujit që hyjnë në liqen, si edhe nga fotosinteza e realizuar nga planktonet dhe makrofitet. Modeli CE-QUAL-W2 përfshin riajrimin me anën e erës, i cili njehsohet me anën e një ekuacioni riajrimi. Ka 14 ekuacione riajrimi (Cole and Wells, 2003). Në të gjithë këto ekuacione, riajrimi shprehet si funksion i shpejtësisë së erës dhe thellësisë së ujit. Ndërkaq, oksigjeni në liqen shpenzohet nga frymëmarrja e organizmave ujorë dhe gjatë shpërbërjes së lëndës organike. Për shkak të rëndësisë që ka oksigjeni i tretur në sistemet ujore, të gjithë përbërësit që shfaqin kërkesë për oksigjen duhet të përfshihen në formulimet kinetike, të cilët përmbajnë koeficientet përkatës. Njëri prej tyre është lënda organike. Lënda organike mund të vijë ose të prodhohet në liqen. Modeli CEQUAL-W2 përmban katër lloje lëndësh organike: lëndë organike të tretshme (të qëndrueshme dhe të paqëndrueshme) dhe pjesëza lënde organike (të qëndrueshme dhe paqëndrueshme). Përbërësja e paqëndrueshme e lëndës organike paraqet lëndë organike që shpërbëhet lehtë, ndërsa përbërësja e qëndrueshme shpërbëhet shumë ngadalë. Burimi kryesor i lëndës organike të paqëndrueshme brenda modelit janë ekskretimi i algave dhe algat e vdekura. Pjesëza lënde organike të qëndrueshme janë lëndët organike jo të gjalla që shpërbëhet ngadalë dhe që defundojnë. Procese të tjera specifike të shpenzimit të oksigjenit nga lënda organike dhe që përfshihen në model, janë nitrifikimi i ammoniumit në nitrate-nitrite, frymëmarrja e algave, kërkesa biokimike për oksigjenin e karbonuar (CBOD) dhe kërkesa për oksigjen e sedimentit (SOD). Shpenzimi nëpërmjet procesit të nitrifikimit përfshihet në model kur simulohen ammoniumi dhe nitrate-nitritet. Përfshirja e këtij procesi në modelin CE-QUAL-W2 është i nevojshëm për të simuluar algat. Ngarkesat nga jashtë me ammonium dhe nitrate-nitrite jepet nga të dhënat që merren nga prurjet që vijnë në liqen. Cikli i brendshëm njehsohet me anën e algoritmeve përkatës të modelit. 146

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Si edhe fotosinteza, frymëmarrja përfshihet në modelin CEQUAL-W2 me proceset që kanë lidhje me algat. Mund të korrigjohen parametra të ndryshëm për të kontrolluar rritjen e algave, frymëmarrjen, ekskretimin, vdekshmërinë dhe defundimin. Preferencat për rritjen e algave për nutrientet dhe temperatura të ndryshme përcaktohen nga përdoruesi i modelit. Parametra të tjerë që, po ashtu, përcaktohen nga përdoruesi, përfshijnë njëvlerësit stoikiometrikë për përcaktimin e përqendrimit të nutrienteve në alga dhe në lëndën organike dhe të raporteve të shndërrimit të chlorophyll-a. Nga modeli CE-QUAL-W2 mund të simulohet çfarëdo numri specie algash të ndryshme. Rritja e algave verifikohet, duke përdorur përqendrimet e chlorophyll-a dhe biomasën e algave. Të gjithë këto mekanizma të përmendur më lart, ndikojnë në furnizimin me ose shpenzimin e oksigjenit të tretur në ujë dhe përfshihen në formulimet përkatëse kinetike që përmbajnë një numër të vlerësueshëm koeficientesh. Vlerat e përdorura nga ne për këta koeficiente gjatë kalibrimit dhe vlerësimit të modeli në tre liqene të Shqipërisë jepen në tabela 19. Si përfundim, mund të pohojmë si më poshtë. Modeli CE-QUAL-W2 e ka aftësinë të modelojë oksigjenin e tretur dhe të mekanizmave të përmendur më lartë prej të cilëve ai varet. Brenda modelit janë të disponueshëm shumë prodhuesish dhe shpenzuesish të oksigjenit të tretur, gjë e cila e bën oksigjenin e tretur një nga përbërësit më të ndërlikuar të modelit. Burimet e prodhimit të oksigjenit përfshijnë shkëmbimet atmosferikë nëpërmjet sipërfaqes së liqenit dhe fotosintezën algale (Cole and Wells, 2008). Në shpenzues të oksigjenit përfshihen shpërbërja në një shtyllë uji dhe në sedimentet e liqenit të lëndës organike (e tretshme dhe e qëndrueshme), të pjesëzave të lëndës organike (të paqëndrueshme dhe të qëndrueshme) dhe shpërbërja e sedimentit. Në shpenzues të tjerë përfshihen frymëmarrja e algave, nitrifikimi i ammoniumit dhe nitrate-nitriteve dhe dalja e oksigjenit në atmosferë dhe depërtimi i tij në sedimente.

4.2.3.1. Liqeni i Prespës Vlerat e simuluara dhe ato të matura për përqendrimet e OT në sipërfaqe të liqenit, për vitin 2011 dhe në pikën e monitorimit Pustec, jepen në figurën 19. Gjatë vitit, me kalimin e kohës ndryshesa ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura bëhej më pak e ndryshueshme dhe OT e arriti vlerën minimale në muajin Gusht. 147

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

mg L-1

Vlerat e GMA dhe RKGM ishin më të ulëta se 1.0 mg l-1 për gati të gjitha datat, me vlera lehtësisht më të larta për RKGM. Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 19; tabela 21). 16 14 12 10 8 6 4 2 0

OT matur OT simuluar

0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 19. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për oksigjenin e tretur (OT) në Liqenin e Prespës

Në përqendrimet e oksigjenit të tretur (OT) të liqenit, ndikim të madh ka pasur bashkëveprimi i ndërlikuar ndërmjet proceseve të ndryshme që zhvillohen në të. Kështu, ritmet e shpërbërjes së rezervave të ndryshme të lëndës organike, të tillë si parametrat LDOMDK, RDOMDK dhe LRDDK (tabela 19) ishin arsyeshëm më të lartë se ato në Liqenin e Ohrit, por të ngjashëm me ato të Liqenit të Shkodrës. Vlera e parametrit kërkesa për oksigjen e sedimentit (parametri SOD, tabela 19) prej 3 mg l-1 e marr prej nesh ishte, gjithashtu, më e lartë për liqenin e Prespës, e cila ka ndikuar në profilin e oksigjenit të tretur në të gjithë liqenin. Ritmi i shpërbërjes së nitrateve (parametri NO3DK, tabela 19) prej 0.2 ditë-1, i cili ishte i ngjashëm me ritmet për të dy liqenet e tjerë, ishte më i lartë se ritmet e përdorur në modele të tjerë CE-QUAL-W2 (Green et al, 2003; Sullivan and Rounds, 2004; Galloway and Green, 2006; Galloway et al., 2008; Sullivan et al., 2011).

4.2.3.2. Liqeni i Ohrit Në figurën 20 jepet profili kohor për vitin 2012 i oksigjenit të tretur në pikën e monitorimit Pogradec. Vlerat e GMA dhe RKGM ishin më të ulëta se 1.0 mg l-1 për gati të gjitha datat, me vlera lehtësisht më të larta për RKGM. Po 148

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

mg L-1

ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura edhe për këtë liqen (Fig. 20; tabela 20). Siç u përmendën në seksionin e mësipërm të Liqenit të Prespës, procese të ndryshme kanë ndikime të mëdha mbi përqendrimet e OT në liqenin e Ohrit. Ndryshe nga Liqeni i Prespës, vlera e ritmit të shpërbërjes së rezervave të ndryshme të lëndës organike (parametrat LDOMDK, RDOMDK dhe LRDDK, ishin të gjitha më të ulëta (tabela 19). Vlera e parametrit të kërkesës për oksigjen të sedimentit (parametri SOD, tabela 19) është shumë më e ulët për Liqenin e Ohrit, prej 0.33 mg l-1, se për dy liqenet e tjerë. Vlera e ritmit të shpërbërjes së nitrateve (parametri NO3DK, tabela 19) u mor 0.4 ditë-1. 16 14 12 10 8 6 4 2 0

OT simuluar OT matur

0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 20. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për oksigjenin e tretur (OT) në Liqenin e Ohrit

Kombinimi i këtyre tre proceseve ka të ngjarë që patën ndikimin më të madh në një tendencë të qëndrueshme në drejtimin zbritës në përqendrimet e OT në shtresën epilimnion të Liqenit të Ohrit, ku përqendrimet e OT nuk u zvogëluan më pak se 5.8 mg l-1 deri në thellësinë 2 m të liqenit.

4.2.3.3. Liqeni i Shkodrës Vlerat e simuluara dhe ato të matura për përqendrimet e OT në sipërfaqe të liqenit për vitin 2010 dhe në pikën e monitorimit Shirokë, jepen në figurën 21. Në përgjithësi, vlerat e simuluara përputhen me ato të matura në këtë pikë monitorimi. Përveç kësaj, edhe vlerat për GMA dhe RKGM ishin bindshëm më të ulët se 1.0 mg l-1 gjatë të gjithë simulimeve të modelit. Po ashtu, ka një

149

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 21; tabela 21). Ndryshesa më të mëdha ndërmjet vlerave të përqendrimeve të simuluara dhe atyre të matura për OT ishin kur u vrojtua piku i lulëzimit të algave në verë. Kjo ndryshesë e tillë ka të ngjarë të jetë për arsye të mos kapjes së përshtatshme të përmasës së komuniteteve të algave ose të përbërjes korrekte të komuniteteve të tyre, e cila ka një ndikim në OT, si një nga produktet të fotosintezës. 14

OT simuluar OT matur

mg L-1

12 10

8 6 4 2 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 21. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për oksigjenin e tretur (OT) në Liqenin e Shkodrës

Si edhe në Liqenin e Prespës, ritmet e modelit për shpërbërjen e rezervave të ndryshme të lëndës (parametrat LDOMDK, RDOMDK dhe LRDDK, tabela 19) ishin arsyeshëm të lartë. Kërkesa për oksigjen të sedimentit (parametri SOD, tabela 19) prej 2 mg l-1 ishte, gjithashtu, e lartë edhe për liqenin e Shkodrës. Ritmi i modelit për shpërbërjen e nitrateve (parametri NO3DK, tabela 19) ishte vendosur në 0.1 ditë-1. Kombinimi i këtyre tre proceseve ka të ngjarë që patën ndikimin më të madh në një tendencë të qëndrueshme në drejtimin zbritës në përqendrimet e OT në shtresën epilimnion të Liqenit të Ohrit.

150

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

4.2.4. Algat Komuniteti i algave në mënyrë tipike, mund të paraqitet si një i vetëm ose i përbërë nga diatomet, algat-jeshile dhe cyanobacteria (algat blu-jeshile). Megjithatë, modeli aktual i jep një liri të plotë përdoruesit të tij se sa dhe se cilat lloje grupe algash të përfshihen në simulim nëpërmjet specifikimit me kujdes të ritmeve kinetike të parametrave, që përcaktojnë karakteristikat të secilit grup algash. Për të tre liqenet, në model u përfshijnë tre grupe algash: diatomet, algat jeshile, dhe algat blu-jeshile, duke pasur parasysh modelime të tjerë që e përdorin modelin CE-QUAL-W2 (Flowers et al., 2001). Zooplanktoni nuk u përfshi si grup i veçantë, por dinamika e kullotjes së zooplaktonit u kap me konstante specifike të tilla si ritmi i rritjes së algave (parametri AG, tabela 19) dhe ritmi i vdekshmërisë së algave (parametri AM, tabela 19). Diapazonet e temperaturës për rritjen e algave dhe fraksionet e rritjes brenda diapazoneve të temperaturës (parametrat AT1 deri AT4 dhe parametrat AK1 deri AK4, tabela 19) ishin konsistent në të tre liqenet, siç ishin edhe ritmet e rritjes së algave (parametri AG, tabela 19) dhe intensitetet e ngopjes së dritës në ritmin maksimal fotosintetik (parametri ASAT, tabela 19). Chlorophyll a (chl a) u përdor nga ne si indeks për të vlerësuar biomasën e algave. Për të shndërruar chl a në biomasë të algave, chl a shumëzohet me raportin: masa e algave (si gm-3 ose mg/l peshë e thatë e lëndës organike)/ masa e chl a (si μg chlorophyll a/l) . Kjo vlerë mund të variojnë shumë, duke u varur nga përbërja e popullatës së algave. Disa studime të mëparshme e përcaktojnë faktorin e konvertimit me anën e ekuacioneve të regresionit që lidh pjesëzat e lëndën organike me chl a.

4.2.4.1. Liqeni i Prespës Grupi i parë i algave që arriti pikun, ishte grupi i diatomeve, duke filluar herët në Maj dhe arritur pikun në mesin e muajit Maj dhe pastaj duke iu afruar vlerës 0 mg l-1 në shtresën sipërfaqësore herët në Qershor. Drejt fundit të Qershorit, kur diatomet pësuan vyshkjen e tyre, algat jeshile dhe ato blu-jeshile i zëvendësuan diatomet si grupe kryesore të algave në liqen dhe mbetën pothuajse konstante deri herët në Tetor. Algat jeshile ishin më me shumicë në të gjithë këtë periudhë, duke arritur vlerën pik herët në Tetor.

151

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Për të interpretuar dinamikën e popullatave të algave në liqen, u përdor nga ne përqendrimi i chlorophyll a, për arsye se nuk dispononim të dhëna mbi grupet e algave. Shpërndarja e vlerave të simuluara dhe atyre të matura për chlorophyll anë sipërfaqe të liqenit për vitin 2011 dhe në pikën e monitorimit Pustec, tregohen në figurën 22. 20 Chl a simuluar

Ch a matur

μg chl a L-1

15 10 5 0 0

60

120

180

240

300 360 Koha(në ditë)

Figura 22. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për (Chl a) chlorophyll a në liqenin e Prespës

Në përgjithësi, vlerat e simuluara të algave dhe të chlorophyll a ishin në përputhje të mirë me vlerat e matura, me vlera të GMA dhe RKGM, përkatësisht prej 2.726 dhe 2.913 μg l-1. Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 22; tabela 21). Përqendrimet e simuluara vareshin shumë nga parametrizimi i grupeve të algave. Duke pasur parasysh që ka shumë parametra, që lidhen me grupet e algave (tabela 19) dhe ndikimin që ato ushtrojnë mbi OT, është shumë vështirë që të vlerësohen këta parametra. Shumë prej këtyre parametrave ishin të ndjeshëm, të tillë si vdekshmëria e algave, ritmi i defundimit të algave, koeficientet e temperaturës për rritjen maksimale dhe konstantet të gjysmëngopjes së algave për rritjen e kufizuar nga azoti dhe fosfori. Megjithatë, disa prej parametrave u fiksuan për secilin grup përgjatë tre liqeneve. Ritmi maksimal i frymëmarrjes së algave (parametri AR, tabela 19), ritmi ekskretimit të algave (parametri AE, tabela 19), vdekshmëria e algave (parametri AM, tabela 19)dhe gjysmë-ngopja e algave për rritjen e kufizuar nga të dy: azoti (parametri AHSN, tabela 19)dhe fosforin (parametri AHSP, tabela 19), u ndryshuan për të optimizuar përputhshmërinë midis të dhënave të chlorophyll a me profilet e OT. 152

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Parametri i defundimit (parametri AS, tabela 19), i cili e kufizon rritjen e algave, ishte më i larti për Liqenin e Prespës ndër tre liqenet (tabela 19). Parametra të tjerë që e kufizojnë rritjen, ishin konstantet e zgjedhura për rritje të kufizuar nga azoti dhe fosfori, të cilat u morën lehtësisht më të larta për liqenin e Prespës krahasuar me dy liqenet e tjerë. Rritja e algave është e lidhur fortë me dispuneshmërinë e nutrienteve, e cila varet nga përqendrimet fillestare të liqenit dhe me furnizimet në vazhdim me nutriente nga burime të ndryshme të prurjeve.

4.2.4.2. Liqeni i Ohrit Në mënyrë të ngjashme me dinamikën e grupeve të algave në liqenin e Prespës, shpërndarja në kohë e biomasës së tre grupeve të algave ndryshojë në mënyrë të vlerësueshme. Diatomet ishin ato që arritën më parë pikun, duke e filluar herët në Maj dhe duke arritur pikun në mesin e muajit Majit dhe pastaj diatomet iu afruan vlerës 0 mg l-1 në mes të muajit Qershor. Piku në liqenin e Ohrit u arrit më vonë se ai në Liqenin e Prespës. Kur diatomet u larguan në fund të Majit, ato u zëvendësuan nga algat jeshile dhe në një shkallë më të ulët nga algat blu-jeshile. Biomasa e algave jeshile e arriti pikun në mesin e muajit Maj, me një pik të dytë të vogël në mesin të muajit Tetor. Algat blu-jeshile u rritën me një ritëm më të ulët krahasuar me atë të algave jeshile dhe arritën pikun e përqendrimit në fund të muajit Shtator. Shpërndarja e vlerave të simuluara dhe atyre të matura për chlorophyll anë sipërfaqe të liqenit për vitin 2012 dhe në pikën e monitorimit Pogradec, tregohen në figurën 23. Në përgjithësi, vlerat e simuluara të algave dhe të chlorophyll a ishin në përputhje të mirë me vlerat e matura, me vlera të GAM dhe RKGM, përkatësisht prej 2.306 dhe 3.109 μg l-1. Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 23; tabela 21). Siç u përmend në seksionin e mësipërm të Liqenit të Prespës, përqendrimet e simuluara ishin mjaft të ndjeshme ndaj parametra të tillë si vdekshmëria e algave, ritmi i defundimit të algave, koeficientet e temperaturë për rritjen maksimale dhe konstantet të gjysmë-ngopjes së algave për rritjen e kufizuar nga azoti dhe fosfori. Për Liqenin e Ohrit, ritmi i defundimit (parametri AS, tabela 19) ishte lehtësisht më i vogël se ritmi i përdorur për liqenin e Prespës. U realizua optimizmi për konstantet të gjysmë-ngopjes së algave për rritjen e kufizuar nga azoti dhe fosfori (përkatësisht parametrat AHSN and AHSP). 153

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Kufij më të mëdhenj u vendosën për diatomet, me konstante më të ulëta të vendosura për algat jeshile dhe alga blu-jeshile për të maksimizuar lulëzimin e njohur të algave për të tre grupet. Si edhe në Liqenin e Prespës, rritja e algave, gjithashtu, ishte fort e lidhur me disponueshmërinë e nutrienteve dhe veçanërisht e ndjeshme ndaj përqendrimin më të lartë të ammonium në Liqenin e Ohrit. 20 Chl a simuluar

Ch a matur

μg chl a L-1

15 10 5 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 23. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për chlorophyll a (Chl a) në Liqenin e Ohrit

4.2.4.3. Liqeni i Shkodrës Në mënyrë të ngjashme me dinamikën e grupeve të algave në liqenin e Prespës dhe atë të Ohrit, shpërndarja në kohë e biomasës së tre grupeve të algave ndryshon në mënyrë të vlerësueshme. Megjithatë, dinamika e lulëzimit të algave ishte më e vogël krahasuar me atë të dy liqeneve të tjerë. Diatomet u stabilizuan në mesin e muajit Korrik kur algat jeshile u rritën dhe mbetën në një përqendrim të stabilizuar. Algat blu-jeshile patën një përqendrim pik herët në Qershor, por ky lulëzim i algave blu-jeshile ishte jetë-shkurtër. Shpërndarja e vlerave të simuluara dhe atyre të matura për chlorophyll anë sipërfaqe të liqenit për vitin 2010 dhe në pikën e monitorimit Shirokë, tregohen në figurën 24. Në përgjithësi, vlerat e simuluara të algave dhe të chlorophyll a ishin në përputhje të mirë me vlerat e matura, me vlera të GMA dhe RKGM, përkatësisht prej 2.114 dhe 2.641 μg l-1. Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 24; tabela 21). 154

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

μg chl a L-1

20 Chl a simuluar

15

Ch a matur

10 5 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 24. Krahasimi ndբrmjet vlerave të simuluara dhe atyre tբ matura për chlorophyll a (Chl a) në Liqenin e Shkodrës

Ritmi i defundimit të algave (parametri AS, tabela 19) për Liqenin e Shkodrës kishte vlerë më të vogël për të tre grupet e algave krahasuar me atë në dy liqenet e tjerë. U realizua, gjithashtu, optimizmi për konstantet e gjysmëngopjes së algave për rritjen e kufizuar nga azoti dhe fosfori (përkatësisht parametrat AHSN dhe AHSP). Ndryshe për dy liqenet e tjerë, konstantja e gjysmë-ngopjes për azotin, i cili e simulon fiksimin e azotit në modelin CEQUAL-W2, ishte zero për algat blu-jeshile (tabela 19)

4.2.5. Nutrientët Nutrientët, në të tre liqenet, kontrollohen nga shumë procese. Njëri, nga më i rëndësishmi prej tyre, është ai i sasisë së nutrienteve që vjen nga prurjet e ujit, të cilët janë të ndryshme për secilin prej tre liqeneve. Këto ngarkesa ndryshojnë nga njëri eko-rajon tek tjetri dhe varen nga pjelloria e tokës së basenit përkatës drenues dhe nga përdorimi i ndryshëm i tokës (p.sh., bujqësi me bimë të mbjella me rreshta krahasuar me një pyll gjethe-rënës). Pasi uji është në liqen, procesimi në liqen i nutrienteve është faktori kryesor që kontrollon përqendrimin e nutrientit. Për vlerësimin e kalibrimit të modelit fokusi prej nesh u përqendrua tek tre përbërësve të azotit dhe dy përbërësve të fosforit: nitratet plus nitritet, ammoniumi, azoti total, ortofosfatet dhe fosfori total. Furnizuesit dhe shpenzuesit e nutrienteve janë të njëjtë për të tre liqenet, megjithëse mund të bëhen dallime në terma të sasisë së prurjeve të veçanta për 155

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

secilin liqen. Liqeni i Shkodrës kontrollohet p.sh. nga prurjet e ujit që vijnë nga lumenjtë që derdhen në të, ndërsa liqeni i Ohrit dhe i Prespës ushqehen më shumë me ujë nëntokësor dhe burimesh nëntokësore. Për nitratet plus nitritet, furnizuesit përfshijnë të gjitha prurjet dhe nitrifikimin e ammoniumit. Shpenzuesit përfshijnë denitrifikimin (në të dy në shtyllën ujore dhe në sediment), marrja nga algat dhe largimet e ujit nga liqeni (Cole and Wells, 2008). Për ammoniumin, furnizuesit përfshijnë të gjithë prurjet, shpërbërjen e lëndës organike, lëshimi i tij prej sedimentit në kushte anaerobike dhe frymëmarrja e algave. Shpenzuesit përfshijnë nitrifikimin, marrja nga algat dhe largimet nga liqeni (Cole and Wells, 2008). Për ortofosfatet, furnizuesit përfshijnë të gjitha prurjet, shpërbërja e lëndës organike, lëshimi i tij prej sedimentit në kushte anaerobike dhe frymëmarrja e algave. Shpenzuesit përfshijnë defundimin e pjesëzave me fosfor të ndajthithur, marrja nga algat dhe largimet e ujit nga liqeni (Cole and Wells, 2008). Për qëllim krahasimi ndërmjet përqendrimeve të simuluara dhe atyre të matura, azoti total u klasifikua si përqendrimi i azotit prezent në ammoniumin, nitratet plus nitritet dhe azotin e lidhur në lëndën organike (të dy në biomasën e algave të gjalla dhe në lëndën organike), ndërsa fosfori total u klasifikua si përqendrim të fosforit prezent në ortofosfatet dhe ai i lidhur në lëndën organike (të dy në biomasën e algave të gjalla dhe në lëndën organike). Mekanizmi kryesor për vlerësimin e shkallës së përputhshmërisë për nutrientet, që u përdor nga ne, janë vlerat e GMA dhe RKGM. Statistika e kalibrimit për temperaturën e ujit për secilin liqen (pikë monitorimi) jepet në tabelat 20 dhe 21.

4.2.5.1. Liqeni i Prespës Shpërndarja e ammoniumit dhe nitrateve plus nitriteve në Liqenin e Prespës ishte e ndikuar shumë nga prurjet dhe hidrodinamika e liqenit. Janë vënë re pak ndryshesa në përqendrimet e ammoniumit në liqen, meqë përqendrimet e simuluara dhe ato të matura ishin relativisht të qëndrueshme për pjesën më të madhe të vitit. Marrja nga algat ishte shumë e shpejt, me një rifurnizim nga shpërbërja e lëndës organike dhe nga prurjet. Vlerat për GMA dhe RKGM për ammonumin ishin të ulëta, përkatësisht 0.013 dhe 0.024 mg l-1 (tabela 20). Vlera e GMA për nitratet plus nitritet ishte 0.027 mg l-1, ndërkaq vlera e RKGM 0.063 mg l-1 (tabela 20).

156

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Në figurën 4.13 janë treguar përqendrimet për vlerat e simuluara dhe atyre të matura për azotin total. Vlerat e GMA për azotin total në shtresën epilimnion ishte 0.125 mg l-1, ndërsa vlerat e RKGM 0.146 mg l-1 (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 25; tabela 21). Të dhënat e matura tregojnë një sasi relativisht të qëndrueshme të azotit total në liqen, ndërsa vlerat e simuluara treguan një zvogëlim të ngadaltë dhe të qëndrueshëm gjatë periudhës së simulimit. Ky zvogëlim ka të ngjarë është shkaktuar nga shpërbërja e rezervave të simuluara të lëndës organike dhe nga zvogëlimi i biomasën totale të algave të simuluara. Përqendrimet e ortofosfateve, në rezultatet e simuluara dhe atyre të matura, ishin reletivisht të qëndrueshme në sipërfaqe të liqenit për pjesën më të madhe të vitit. Vlera e GMA për nitratet plus nitritet ishte 3 μg l-1, ndërkaq vlera e RKGM ishte 5 μg l-1 (tabela 20). AT simuluar

400

AT matur

μg L-1

300 200 100

0 0

60

120

180

240

300 360 Koha (në ditë)

Figura 25. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për azotin total (AT) në Liqenin e Prespës

Në figurën 26 janë treguar përqendrimet për vlerat e simuluara dhe atyre të matura për fosforin total. Fosfori total u ndikua nga të njëjtët faktorë si edhe azoti total, por ishte një rezervë shumë më e vogël (me tre rende madhësie) dhe ishte një pjesë më e vogël e biomasës së algave. Vlera e GMA për fosforin total ishte 6 μg l-1 dhe vlera e RKGM ishte 7 μg l-1 (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 26; tabela 21).

157

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2” 40

FT simuluar

FT matur

μg L-1

30 20 10 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 26. Krahasimi ndëmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për fosforin total (FT) në Liqenin e Prespës

4.2.5.2. Liqeni i Ohrit Shpërndarja e ammoniumit dhe nitrateve plus nitriteve në Liqenin e Ohrit ishte e ndikuar shumë nga prurjet dhe hidrodinamika e liqenit, sikundër edhe në Liqenin e Prespës. Vlerat fillestare të ammoniumit në liqen u shpenzuan shpejt nga marrja e tyre prej algave, siç u vu re me lulëzimin e madh të diatomeve në muajin Maj. Pas këtij lulëzimi fillestar, ammoniumi i prurjeve dhe i frymëmarrjes së algave u riciklua shpejt në më shumë biomasë të algave. Vlera e GMA për ammonium ishte 0.42 mg l-1, ndërsa ajo e RKGM 0.46 mg l-1 (tabela 20). Në figurën 27 janë treguar përqendrimet për vlerat e simuluara dhe atyre të matura për azotin total. Vlera e GMA për azotin total ishte 0.179 mg l-1, ndërsa ajo e RKGM ishte 0.184 mg l-1 (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 27; tabela 21).

158

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

300

AT simuluar

AT matur

180

300

μg L-1

250 200 150

100 50 0 0

60

120

240

360

Koha (në ditë)

Figura 27. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për azotin total (AT) në Liqenin e Ohrit

Përqendrimet e simuluara të nitrateve plus nitriteve për shtresën epilimnion treguan një pik të vogël në mesin e muajit Maj, për shkak të ekskretimit të algave, nitrifikimit të ammonium ose të dy së bashku. Vlera e GMA për nitratet plus nitritet ishte 0.012 mg l-1, ndërsa ajo e RKGM 0.018 mg l-1 (tabela 20). Përqendrimet e ortofosfateve në Liqenin e Ohrit u ndikuan nga prurjet dhe nga hidrodinamika e liqenit. Për pjesën më të madhe të vitit, përqendrimi i ortofosfateve, në të dhënat e simuluara dhe ato të matura, ishin relativisht të qëndrueshme në shtresën epilimnion. Si edhe në Liqenin e Prespës, marrja e tij nga algat ishte shumë e shpejt, me një furnizim përsëri nga shpërbërja e lëndës organike dhe nga prurjet. Në fazën fillestare të simulimit, shpenzimi i ortofosfateve u përputh me lulëzimin e algave. Vlera e GMA dhe e RKGM për ortofosfatet ishin përkatësisht 0.009 dhe 0.012 mg l-1 (tabela 20). Në figurën 4.16 janë treguar përqendrimet për vlerat e simuluara dhe atyre të matura për fosforin total. Vlera e GMA për fosforin total ishte 2 μg l -1, ndërsa ajo e RKGM ishte 3 μg l-1 (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 28; tabela 21).

159

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2” FT simuluar

30

FT matur

μg L-1

25 20 15 10 5 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 28. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për fosforin total në Liqenin e Ohrit

4.2.5.3. Liqeni i Shkodrës Si edhe në Liqenin e Prespës dhe në Liqenin e Ohrit, përqendrimet eammoniumit dhe nitrateve plus nitriteve në Liqenin e Shkodrës ishin të ndikuara shumë nga prurjet dhe hidrodinamika e liqenit. Nga të tre liqenet, Liqeni i Shkodrës ka vlerën më të ulët të nutrienteve, siç tregohet nga përqendrimet fillestare të përbërësve (tabela 18). Vlera e përqendrimeve të nitrateve plus nitriteve ishin afër zeros, duke dëshmuar se nitratet u përdorën gati aq shumë shpejt sa ato ishin prodhuar nga nitrifikimi i ammonium ose nga prurjet. Vlerat e GMA dhe RKGM për nitratet plus nitritet ishin përkatësisht 0.003 mg l-1 dhe 0.004 (tabela 20). Ndërkaq, vlera e GMA për ammonium ishte 0.028 mg l-1 dhe ajo për RKGM 0.034 mg l-1 (tabela 20). Në figurën 29 janë treguar përqendrimet për vlerat e simuluara dhe atyre të matura për azotin total. Vlerat e GMA dhe RKGM për azotin total ishin 0.058 dhe 0.072 mg l-1 (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 29; tabela 21).

160

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

300

AT simuluar

AT matur

180

300

μg L-1

250 200 150 100 50 0 0

60

120

240

360

Koha (në ditë)

Figura 29. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për azotin total (AT) në Liqenin e Shkodrës

Përqendrimet e ortofosfateve në Liqenin e Shkodrës u ndikuan nga prurjet dhe nga hidrodinamika e liqenit. Ecuria e përqendrimeve në Liqenin e Shkodrës është e ngjashme me atë të Liqenit të Ohrit, me një marrje të tyre shumë shpejt nga algat dhe një rifurnizim nga shpërbërja e lëndës organike, prurjet ose të dy së bashku. Vlerat e GMA dhe RKGM për ortofosfatet ishin të ulëta për shkak edhe të përqendrimeve të ulëta tyre dhe përkatësisht 0.008 mg l1 dhe 0.009 mg l- (tabela 20). Në figurën 4.18 janë treguar përqendrimet për vlerat e simuluara dhe atyre të matura për fosforin total. Vlera e GMA për fosforin total ishte 3 μg l -1, ndërsa ajo e RKGM ishte 4 μg l-1 (tabela 20). Po ashtu, ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (Fig. 30; tabela 24).

4.3. Vlerësimi i Modelit Në përgjithësi, modeli pasi kalibrohet, vlerësohet me një grup tjetër të dhënash "të pavarura", për të parë, nëse modeli i riprodhon apo jo të dhënat e matura. Kjo përqasje nënkupton që modeli i zhvilluar, tashmë i kalibruar, të jetë i përdorshëm në kushte të tjera në të ardhmen. Në këtë fazë të zbatimit të modelit, modeli CE-QUAL-W2, i zhvilluar nga ne për secilin liqen, i kalibruar gjatë viteve 2010-2012, u përdor për të simuluar disa përbërës hidrodinamikë dhe të cilësisë së ujit. Edhe për vlerësimin e modelit, u përdor shkalla e përputhjes ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre 161

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

të matura, duke përdorur të njëjta metoda si ato të përdorura për kalibrimin e modelit. Po ashtu, u përdor e njëjta statistikë për të vlerësuar shkallën e përputhjes ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura. Gjatë vlerësimit të modelit, u ndryshuan vetëm disa kushtet kufitare (tabela 19) dhe shumë pak parametra të tjerë. FT simuluar

30

FT matur

μg L-1

25 20 15 10

5 0 0

60

120

180

240

300

360

Koha (në ditë)

Figura 30. Krahasimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për fosforin total në Liqenin e Shkodrës

Edhe gjatë vlerësimit të modelit, theksi u vendos në rezultatet për temperaturën e ujit dhe oksigjenin e tretur, azotin total, nitrate-nitritet, ammoniumin, fosforin total dhe ortofosfatet. Një përmbledhje për performancën e modelit, së bashku me statistikën në formë pasqyrash, jepen më poshtë. Statistika e gabimit për vlerat e simuluara nga modeli përkundrejt atyre të matura gjatë periudhës 2012-2014 sigurohet në tabelën 22 dhe ajo e regresionit linear në atë 23. Tabela 22. Përmbledhje e statistikës së të dhënave për vlerësimin e tre liqeneve Parametri Temperatura e ujit, 0C Oksigjeni i tretur, mg l-1 Fosfori total, mg l-1 Ortofosfatet, mg l-1

n GM Liqeni i Prespës 32 0.252 32 -0.382 32 0.005 32 0.002

162

GMA

RGMK

0.528 0.794 0.008 0.003

0.631 0.373 0.018 0.005

GRP 8.6 8.4 9.8 9.9

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Azoti total, mg l-1 Ammonium-N, mg l-1 Nitrate-N, mg l-1 Klorofila a, μg l-1 Temperatura e ujit, 0C Oksigjeni i tretur, mg l-1 Fosfori total, mg l-1 Ortofosfatet, mg l-1 Azoti total, mg l-1 Ammonium-N, mg l-1 Nitrate-N, mg l-1 Klorofila a, μg l-1 Temperatura e ujit, 0C Oksigjeni i tretur, mg l-1 Fosfori total, mg l-1 Ortofosfatet, mg l-1 Azoti total, mg l-1l Ammonium-N, mg l-1 Nitrate-N, mg l-1 Klorofila a, μg l-1

32 0.005 32 0.008 32 0.004 32 -1.84 Liqeni i Ohrit 32 0.194 32 0.359 32 0.004 32 0.003 32 0.006 32 0.009 32 0.005 32 0.003 Liqeni i Shkodrës 32 0.314 32 -0.35 32 0.005 32 0.002 32 0.005 32 0.008 32 0.004 32 -1.61

0.008 0.036 0.007 2.66 0.685 0.503 0.009 0.004 0.009 0.042 0.008 0.006 0.471 0.73 0.009 0.003 0.008 0.015 0.007 2.35

0.013 0.042 0.009 2.76

9.7 7.1 8.6 9.8

0.723 0.519 0.012 0.006 0.014 0.043 0.008 0.009

8.4 11.3 8.6 9.7 9.6 9.3 8.5 12.5

0.594 0.35 0.015 0.005 0.013 0.038 0.009 2.13

14.2 16.4 17.3 15.3 14.3 16.2 16.8 9.7

Tabela 23. Përmbledhje e rezultateve të regresionit linear gjatë vlerësimit të modelit Parametri Temperatura e ujit, 0C Oksigjeni i tretur, mg l-1 Fosfori total, mg l-1 Ortofosfatet, mg l-1 Azoti total, mg l-1 Ammonium-N, mg l-1 Nitrate-N, mg l-1 Klorofila a, μg l-1

0

Temperatura e ujit, C Oksigjeni i tretur, mg l-1 Fosfori total, mg l-1 Ortofosfatet, mg l-1 Azoti total, mg l-1 Ammonium-N, mg l-1 Nitrate-N, mg l-1

Ndërprerja Pjerrësia Liqeni i Prespës 0.91 0.56 0.96 0.54 1.02 0.43 0.92 0.37 0.84 0.42 1.01 0.55 0.97 0.44 0.98 0.33

Liqeni i Ohrit 0.98 0.88 0.97 0.95 1.02 1.01 0.95 163

0.65 0.45 0.48 0.23 0.32 0.47 0.38

r2

p 0.9345 0.9868 0.9294 0.9848 0.8883 0.9766 0.8801 0.9342

** ** ** ** * ** * **

0.9845 0.9504 0.8554 0.8674 0.9283 0.9587 0.7975

** ** * * ** ** *

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Klorofila a, μg l-1

1.00 0.43 0.9864 ** Liqeni i Shkodrës Temperatura e ujit, 0C 0.98 0.43 0.9041 ** Oksigjeni i tretur, mg l-1 0.91 0.37 0.9561 ** -1 Fosfori total, mg l 0.96 0.48 0.8554 * Ortofosfatet, mg l-1 1.02 0.24 0.8864 * -1 Azoti total, mg l 0.91 0.32 0.9583 ** Ammonium-N, mg l-1 1.02 0.41 0.9478 ** -1 Nitrate-N, mg l 0.86 0.54 0.7745 * Klorofila a, μg l-1 1.01 0.24 0.9454 ** r2 = koeficienti i regresionit; p = niveli i rëndësisë; ** = nivel rëndësie p < 0.005; * = nivel rëndësi p< 0.05.

4.3.1. Liqeni i Prespës Vlerësimi i modelit për Liqenin e Prespës u krye për periudhën Mars Nëntor 2013. Si edhe gjatë kalibrimit të modelit, qëllimi kryesor i vlerësimit të temperaturës së ujit ishte shtresa epilimnion (thellësia 2 m). Aftësia e modelit për të parashikuar të dhënat e matura për temperaturën e ujit ishte e kënaqshme. Korrelimi ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura tregoi një devijim më të madh për periudhën fundi i Qershorit deri në fund të Gushtit, me temperatura të simuluara më të larta. Vlerat e GMA dhe të RKGM, në përgjithësi ishin më të vogla se 1 °C. Nivelet e oksigjenit të tretur në Liqenin e Prespës ishin të larta dhe homogjene gjatë stinës së dimrit, kur uji në liqen është i mirë-përzierë dhe i ftohtë. Kur filloi të ngrohet sipërfaqja ujore, tretshmëria e oksigjenit u zvogëlua dhe për rrjedhojë, u zvogëluan edhe përqendrimet në shtresën sipërfaqësore të ujit për shkak të humbjeve në atmosferë. Krahasimi i vlerave të simuluara dhe atyre të matura për vitin 2012 në të njëjtin vend (Pustec) dhe thellësi (2 m), prodhuan për GM vlera ndërmjet -0.51 dhe 0.13 mg l-1, për GMA vlera ndërmjet 0.16 dhe 0.78 mg l-1 dhe për RKGM vlera ndërmjet 0.13 dhe 0.88 mg l-1. Vlerat e parametrave statistikorë për oksigjenin e tretur ishin të ulëta (< 1.0 mg l-1), duke treguar një përputhshmëri të mirë dhe nënkuptuar se modeli e riprodhon profilin kohor real në liqen për oksigjenin e tretur. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Vlen të përmendët fakti se përqendrimet e simuluara për oksigjenin e tretur përputheshin më të mirë me përqendrimet e matura gjatë etapës së vlerësimit, sesa gjatë asaj të kalibrimit.

164

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Studimi gjeti përqendrime më të larta për nitratet gjatë periudhës së dimrit (0.458 mg l-1 si N) dhe një shpenzim gjatë periudhës së verës (më pak se 0.023 mg l-1 si N). Krahasimi i vlerave të simuluara dhe atyre të matura për ammoniumin dhe për vitin 2012, në të njëjtin vend (Pustec) dhe thellësi (2 m), prodhuan për GM vlera ndërmjet 0 and 0.01 mg l-1 si N, për GMS ndërmjet 0.01 dhe 0.02 mg l-1 si N dhe për RKGM ndërmjet 0.03 dhe 0.05 mg l-1 si N. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Përqendrimet e ammoniumit ishin të ulët (< 0.05 mg l-1 si N). Aftësia e modelit për të parashikuar përqendrimet e ammoniumit të liqenit, nënkupton se u kapën nga modeli, me një saktësi të mjaftueshme, ndikimet më të rëndësishme që ushtrohen mbi të. Përqendrimet e simuluara dhe ato të matura për azotin total u përputhen më mirë gjatë etapës së vlerësimit të modelit se sa gjatë asaj kalibrimit të modelit. Vlerat e GMA dhe të RKGM ishin më të vogla, përkatësisht se 0.10 dhe 0.12 mg l-1. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Nivelet e fosforit në liqen ishin të ulët (fosfori total < 0.03 mg l-1, ortofosfatet < 0.01 mg l-1 si P). Shmangia më e madhe ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura, për përqendrimet e fosforit në Liqenin e Prespës, u vrojtua në vjeshte, kur modeli parashikoi fosfor total më të ulët se ai i matur. Në dallim nga azoti total, rezultatet e simuluara për fosforin total u përputhën më mirë me ato të matura për etapën e kalibrimit të modelit se sa gjatë asaj të vlerësimit të modelit. Megjithatë, rezultatet e simulimit akoma përputhen mirë me ato të matura edhe gjatë etapës së vlerësimit. Në përgjithësi, rezultatet e simuluara për përqendrimet e fosforit total ishin më të vogla se ato të matura. Vlerat e GMA dhe të RKGM për fosforin total ishin, përkatësisht 2 μg l-1 dhe 3 μg l-1. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Njehsimi i statistikës së përputhshmërisë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për ortofosfatet, prodhoi për GM vlera ndërmjet 0.001 dhe 0.004 mg l-1, për GMA ndërmjet 0.002 dhe 0.004 mg l-1 dhe për RKGM ndërmjet 0.003 dhe 0.007 mg l-1. Për fosforin e plotë vlerat për GM ishin nga 0.007 deri 0.003 mg l-1, për GMA ishin ndërmjet 0.007 dhe 0.011 mg l-1 dhe për RKGM ishin ndërmjet 0.011 dhe 0.016 mg l-1. Fakti që GM është afër zeros dhe se GMA e RKGM japin gabime më të ulët se 0.011 mg l-1 tregon se modeli e riprodhon me saktësi buxhetin e fosforit 165

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

për liqenin e Prespës. Krahasimi i vlerave të simuluara përkundrejt atyre të matura është i arsyeshëm (tabela 22.dhe 23). Modeli e gjurmon relativisht mirë ecurinë fosforit në liqen. Krahasimi i vlerave të matura të klorofilës α me ato të simuluara japin vlera të GM ndërmjet -2.5 dhe -0.4 μg l-1, të GMA-ve ndërmjet 2.1 dhe 3.4 μg l-1 dhe të RKGM ndërmjet 2.7 dhe 3.2 μg l-1. Megjithëse, modeli nuk i simulon të gjitha speciet e algave në liqen, ai ishte i aftë të parashikonte përmasën e përgjithshme dhe ndryshimet kohore të disa grupe algash, duke përfshirë diatomet, algat jeshile dhe ato blu-jeshile, të cilat janë algat që ndikojnë më shumë në cilësinë e ujit në liqenin e Prespës.

4.3.2. Liqeni i Ohrit Vlerësimi i modelit për Liqenin e Ohrit u krye për periudhën Mars - Nëntor 2014. Si edhe gjatë kalibrimit të modelit, qëllimi kryesor i vlerësimit për temperaturën e ujit ishte shtresa epilimnion (thellësia 2 m) Në përgjithësi, përqendrimet e simuluara të OT përputheshin më mirë me përqendrimet e matura gjatë etapës së vlerësimit, sesa gjatë asaj të kalibrimit. Vlerat e GMA ndërmjet përqendrimeve të simuluara dhe atyre të matura ishin nga 0.19 deri 0.87 mg l-1, ndërsa vlerat RKGM nga 0.50 deri 1.62 mg l-1. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Vlerat e GMA për azotin total dhe fosfori total ishin, përkatësisht 0.13 mg -1 l and 6 μg l-1. Vlerat e RKGM për azotin total dhe fosforin total ishin, përkatësisht 0.16 mg l-1 dhe 7 μg l-1. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23).

166

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

4.3.3. Liqeni i Shkodrës Vlerësimi i modelit për Liqenin e Shkodrës u krye për periudhën Mars Nëntor 2012. Vlerat e temperaturave të simuluara për Liqenin e Shkodrës nuk përputheshin mirë me ato të matura. Në përgjithësi, vlerat e GMA ishin nga 0.12 0C deri 2.30 0C dhe ato të RKGM nga 0.15 0C deri 2.76 0C. Krahasimi i vlerave të matura me ato të simuluara për oksigjenin e tretur dhanë për GM vlera ndërmjet -0.46 dhe 0.16 mg/L, për GMA vlera ndërmjet 0.11 dhe 0.92 mg l-1 dhe për RKGM vlera ndërmjet 0.15 dhe 2.12 mg l-1. Nivelet e oksigjenit të tretur në liqenin e Shkodrës ishin të larta dhe homogjene në stinën e dimrit, kur uji në liqen ishte i përzierë mirë dhe i ftohtë. Kur sipërfaqja e ujit u bë më e ngrohtë, oksigjeni i tretur u zvogëlua dhe përqendrimet e sipërfaqes, gjithashtu, u zvogëluan nëpërmjet humbjeve në atmosferë. Për azotin total, rezultatet e simuluara për epilimnion (thellësia 2 m) përputheshin mirë me vlerat e matura, me përjashtim të një vlere të matur shumë të lartë. Vlerat e GMA dhe të RKGM për azotin total ishin, përkatësisht 0.11 dhe 0.16 mg l-1. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Përsa i përket nitrateve, u gjet se përqendrimet e tyre në stinën e verës në sipërfaqe ishin më të ulëta se 0.018 mg l-1 si N, ndërsa përqendrimet e tyre në stinën e dimrit ishin 0.450 mg l-1 si N. Krahasimi i profileve kohore vjetore të vlerave të matura dhe atyre të simuluara në të njëjtin vend, prodhuan vlera të GM ndërmjet 0 dhe 0.01 mg l-1 si N, të GMA ndërmjet 0.01 dhe 0.02 mg l-1 si N dhe të RGMK ndërmjet 0.03 dhe 0.05 mg l-1 si N. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Përqendrimet e amoniumit ishin të ulëta (< 0.05 mg l-1 si N). Nivelet e fosforit në liqen qenë të ulëta (fosfori total < 0.04 mg l-1, ortofosfatet < 0.01 mg l-1 si P). Shmangia më e madhe ndërmjet përqendrimeve të simuluara dhe atyre të matura në liqenin e Shkodrës ndodhën në vjeshtë, kur modeli parashikonte vlera më të mëdha për fosforin total se ato të matura. Statistika ndërmjet vlerave të matura dhe atyre të simuluara për ortofosfatet jep për GM vlera ndërmjet 0.001 dhe 0.004 mg l-1, për GMA ndërmjet 0.002 dhe 0.004 mg l-1 dhe për RGMK ndërmjet 0.003 dhe 0.007 mg l-1. Po ashtu,

167

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Për fosforin total, rezultatet e simuluara ishim më të mëdha se të dhënat e matura, megjithëse këto ishin të pritura se edhe gjatë etapës së kalibrimit u vrojtua i njëjti problem. Për fosforin total, vlerat vjetore të GM lëviznin nga 0.007 deri 0.003 mg l-1, të GMA ndërmjet 0.006 dhe 0.012 mg l-1 dhe të RGMK ndërmjet 0.010 dhe 0.019 mg l-1. Për fosforin total, vlerat vjetore të GM lëviznin nga 0.007 deri 0.003 mg l-1, të GMA ndërmjet 0.006 dhe 0.012 mg l-1 dhe të RGMK ndërmjet 0.010 dhe 0.019 mg l-1. Vlerat mesatare vjetore të GMA dhe të RKGM për fosforin total ishin të dyja 5 μg l-1. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Krahasimi i vlerave të matura të klorofilës α me ato të modeluara japin vlera të GM ndërmjet -2.3 dhe -0.3 μg l-1, të GMA-ve ndërmjet 1.9 dhe 2.4 μg l-1 dhe të RKGM ndërmjet 2.3 dhe 3.2 μg l-1. Po ashtu, nga analiza e regresionit linear rezulton se ka një përputhje të mirë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura (tabela 23). Rezultatet e simulimit, të përmendura më sipër, tregojnë se modeli e parashikon në mënyrë të përshtatshme dinamikën sezonale e parametrave fizikë dhe kimikë, duke përfshirë temperaturën e ujit dhe oksigjenit të tretur, chlorophyll a, si edhe përqendrimet e nutrienteve në shtresën epilimnion.

4.4. Analiza e Ndjeshmërisë Analiza e ndjeshmërisë së modelit të cilësisë së ujit kryhet për të identifikuar ndikimin që ushtrojnë ndryshesat në vlerat e parametrave të tij mbi rezultatet që modeli prodhon. Për këtë arsye, për të vlerësuar ndikimet e vlerave të ndryshuara të disa parametrave nga ato të përdorura gjatë fazës së kalibrimit, në rezultatet e modelit, u realizua një analizë ndjeshmërie veçmas për secilin liqen. Për shkak të numrit të madh të parametrave të kalibrimit të modelit, në secilin prej tre liqeneve (tabela 19), analiza e ndjeshmërisë e realizuar nga ne, u krye vetëm për gjashtë përbërës të ndryshëm (tabela 24). Për secilin prej parametrave ose prurjeve input të mëposhtme, vlera e tyre, e përdorur gjatë kalibrimit të modelit, u rrit me 20% dhe po ashtu, u ul me 20%: koeficienti i mbrojtjes nga era, prurjet e fosforit, prurjet e azotit, prurjet e lëndës organike, SOD dhe koeficienti i dobësimit të dritës. Në rastin e koeficientit të dobësimit, u 168

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

korrigjuan të gjithë koeficientet e dobësimit të dritës, duke përfshirë koeficientet e dritës për ujin e pastër (parametri EXH20, tabela 19), për lëndët inorganike në gjendje pezullie (parametri EXSS, tabela 19), për lëndët organike në gjendje pezullie (parametri EXOM, pasqyra 4.2) dhe për të tre grupet e ndryshme të algave: diatomet (parametri EXA1, tabela 19); algat jeshile (parametri EXA2, tabela 19) dhe algat blu-jeshile (parametri EXA3, tabela 19). Duhet përmendur se edhe gjatë zhvillimit dhe kalibrimit të modelit, u ndërmor një analizë ndjeshmërie më pak e kontrolluar në secilin prej tre liqeneve me qëllim për të marrë modelin përfundimtar të kalibruar, duke nënkuptuar kështu, se më shumë se gjashtë përbërës të ndryshëm iu nënshtruan analizës së ndjeshmërisë. Megjithatë, të gjashtë përbërësit e zgjedhur për këtë analizë, u gjetën të ishin disa nga parametrat ose prurjet më të ndjeshme, sikundër e vërteton përfshirja e tyre në analizën e ndjeshmërisë edhe në modele CE-QUAL-W2 të mëparshme të zbatuara nga kërkues të tjerë (Green etal., 2003; Sullivan and Rounds, 2005; Galloway and Green, 2006; Galloway et al., 2008). Rezultatet e marra nga analiza e ndjeshmërisë u paraqitën si ndryshesë në përqindje ndaj vlerave të kalibruara (tabelën 23). Temperatura e ujit në Liqenin e Ohrit dhe atë të Prespës ishte më e ndjeshme ndaj alternativave të ndryshimit të koeficientit të mbrojtjes nga era, ndërkohë që ky koeficienti pati ndikim më të vogël mbi temperaturën në modelin e liqenit të Shkodrës. Meqë, koeficienti i mbrojtjes nga era korrigjon shpejtësinë rezultante të erës, kjo do të ndikojë mbi sasinë e përzierjes që ndodh sipas përmasën vertikale dhe për rrjedhojë, në ndryshimin me kohën të thellësisë së shtresës termoklinë. Zvogëlimi i vlerës së koeficientit të mbrojtjes nga era, rezulton në shpejtësi ere më të vogla dhe çon në një shtresë termokline më të cekët dhe temperatura më të larta në sipërfaqen e liqenit. Gjatë krahasimin të tre liqeneve, për ndikimin e koeficientit të mbrojtjes nga era mbi temperaturën e ujit, u gjet se sa më i madh të jetë liqeni, aq më e ndjeshme është temperatura e ujit ndaj alternativave në koeficientin e mbrojtjes nga era. Megjithatë, kujdes duhet pasur për përgjithësimin e këtij ndikimi, sepse kjo analizë e ndjeshmërisë përmban vetëm tre liqene të zgjedhur. Largime më të mëdha u vëzhguan në liqenin e Shkodrës, por vetëm me 3% ndryshesë, kur koeficienti i dobësimit u zvogëlua me 20%. Oksigjeni i tretur në Liqenin e Ohrit dhe atë të Prespës ishte, gjithashtu, më shumë i ndjeshëm ndaj alternativave të koeficientit të mbrojtjes nga era dhe ndaj koeficienteve të dobësimit. Ndryshesat e oksigjenit të tretur janë të lidhura fort me dinamikën e temperaturës. Kjo, gjithashtu, shpjegon një ndjeshmëri më 169

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

të vogël për oksigjenin e tretur në Liqenin e Shkodrës, i cili pati një shmangie më të vogël për temperaturën e ujit dhe oksigjenit të tretur si përgjigje ndaj koeficientit të mbrojtjes nga era. Për modelet e liqenit të Ohrit dhe atë të Prespës, SOD është një shpenzues kryesor për oksigjenin e tretur, kështu shmangiet në këtë parametër, gjithashtu, kanë një ndikim të fort. SOD (parametri SOD, tabela 19) është më i vogël në liqenin e Shkodrës, d.m.th ndikimi mbi oksigjenin e tretur është më i vogël. Ndryshe nga temperatura e ujit dhe oksigjeni i tretur, përqendrimet e nutrienteve u ndikuan nga disa parametra ose ngarkesa input (tabela 24). Për Liqenin e Ohrit, ammoniumi u ndikua nga koeficienti i mbrojtjes nga era dhe SOD. Për shkak të madhësisë më të madhe të Liqenit të Ohrit, ndryshesat në ngarkesat input (fosfor, azot dhe lëndë të tretur) pati një ndikim të vogël. Lidhja e mundshme me koeficientin e mbrojtjes nga era lidhet me temperaturën e ujit, e cila ndikon në rritjen në kohë dhe në sasi të algave për të tre grupet e algave. Meqë, dinamika e algave ndikon në përqendrimet e ammoniumit gjatë fotosintezës (marrja) dhe frymëmarrjes (lëshimi), ndikimi i erës mbi temperaturën e ujit ka për rrjedhojë, edhe ndikimin në rritjen dhe prodhimin e algave. Kjo, gjithashtu, shpjegon të njëjtat ecuri të përqendrimeve të ammoniumit për Liqenin e Prespës dhe të Shkodrës. SOD, gjithashtu, ndikon mbi përqendrimin e ammoniumit nëpërmjet qeverisjes së ritmit në të cilin bakteret dhe organizma të tjerë metabolizojnë lëndën organike, e cila lëshon ammonium në shtyllën e ujit. Përqendrimet e nitrateve plus nitriteve dhe ortofosfateve, gjithashtu, u ndikuan, për të njëjtat arsye si edhe për ammoniumin, me një lidhje të fort me të njëjtët faktorët që kontrollojnë dinamikën e algave. Ndryshesat në përqindje variojnë ndërmjet ammoniumit, nitrateve plus nitriteve dhe ortofosfateve. Megjithatë, tendencat janë të njëjta me përjashtim të SOD (tabela24). Një shmangie tjetër, nga ecuria e mësipërme, ndodh për ortofosfatet. Meqë ortofosfatet kanë një sasi rezerve relative të vogël në ujë, ndryshesat në prurjet e fosforit kanë, gjithashtu, ndikim më të vogël në përqendrimet e ortofosfateve. Meqë, chlorophyll a përdoret si një indeks për përqendrimin e algave, parametra me ndikim të fort në rritjen e algave do të ndikojnë edhe mbi përqendrimet e chlorophyll a. Koeficienti i mbrojtjes nga era pati një ndikim në përqendrimet e chlorophyll a në të tre liqenet, për shkak të lidhjes së temperaturës së ujit me dinamikën e rritjes së algave. Në Liqenin e Prespës dhe Liqenin e Ohrit, zvogëlimi i koeficientit të mbrojtjes nga era, shkaktoi një rritje

170

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

të përqendrimit të chlorophyll a, i cili, nga ana e vet, e lëvizi regjimin e temperaturë në drejtim të një prodhimi të rritur për të tre grupet e algave. Ndërkaq, rritja e koeficientit të mbrojtjes nga era shkaktoi një reagim negativ ose pozitiv shumë më të vogël në përqendrimet e chlorophyll a. Në Liqenin e Shkodrës lidhja ndërmjet koeficientit të mbrojtjes nga era dhe të një ndryshese në përqendrimin e chlorophyll a ishte më e dobët. Koeficienti i dobësimit është, gjithashtu, i rëndësishëm, sepse depërtimi i dritës në shtyllën e ujit ka një ndikim të fort në ritmet fotosintetike për dinamikën e rritjes së algave. Përfundimisht, meqë ngarkesat e fosforit, azotit dhe lëndës organike, që vijnë në liqene, janë relativisht të ulëta për të tre liqenet, vetëm lënda organike pati një ndikim të fort mbi rritjen e algave. Meqë, rezerva e lëndës organike ishte e madhe, shpërbërja e rastit e lëndës organike çoi në rezerva më të mëdha për ammoniumin, nitrateve plus nitriteve dhe ortofosfateve, të cilat, nga ana e vet, çuan në një rritje më të madhe të algave. Këmbyerazi, një ulje në prurjen e lëndës organike to të ketë ndikim të ndërsjellë. Së fundi, pohojmë se rezultatet e marra e justifikuan realizimin e analizës së ndjeshmërisë.

171

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Tabela 24. Analiza ndjeshmërisë për tre liqenet, ndryshesa në përqindje nga vlera e kalibruar e përbërësve Përbërësi Inputi, ndryshesa në % nga vlera e kalibruar Koeficienti i mbrojtjes nga era Prurjet e fosforit Prurjet e azotit Prurjes e lëndës organike Kërkesa për oksigjen sedimentit Koeficienti i dobësimit

e

Koeficienti i mbrojtjes nga era Prurjet e fosforit Prurjet e azotit Prurjes e lëndës organike Kërkesa për sedimentit

oksigjen

e

- 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20

Outputi, ndryshesa në përqindje nga vlera e kalibruar e përbërësit Temperatura Oksigjeni i Ammonium Nitrate + Ortofosfate Chlorophyll a e ujit (0C) tretur (mg l-1) nitrite (mg l-1) (μg l-1) -1 -1 (mg l ) (mg l ) Liqeni i Ohrit 11.5 -15.7 10.2 14.5 3.2 -2.4 -0.7 3.1 1.2 0.8 -2.1 0.4 1.8 1.7 -3.2 2.1 3.0 -4.4 2.8 5.1 -0.8 1.7 0.4 0.9 Liqeni i Prespës -7.6 -6.4 8.4 7.5 -3.7 -0.1 3.0 0.3 0.1 0.5 -0.2 -0.3 0.1 0.9 -0.3 -0.6 0.4 4.1 0.0 -4.8

171

12.3 - 9.2 0.0 0.0 -0.2 0.2 -1.9 2.0 -2.7 3.1 -0.4 0.3

9.9 -10.1 -4.2 3.8 -0.7 0.7 -0.7 0.6 8.4 -8.0 -6.8 4.7

-5.9 4.6 -1.8 1.4 0.2 -0.3 -0.8 0.8 -3.7 4.2 -2.2 1.2

11.7 5.9 -2.2 1.0 -1.1 1.1 -2.4 2.9 0.2 -0.5 10.2 -9.31

4.2 -5.6 0.1 0.3 -0.6 0.8 -0.9 0.8 -3.2 2.8

8.4 -13.5 0.1 -0.4 -0.3 0.7 -0.4 -0.5 10.7 -9.8

-5.6 6.2 -1.6 1.6 0.3 -0.6 -0.7 0.6 -7.5 6.9

7.6 -5.9 -0.4 0.3 -0.9 1.3 -1.9 2.5 -0.4 0.2

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2” Koeficienti i dobësimit

- 20 +20

Koeficienti i mbrojtjes nga era

- 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20 - 20 + 20

Prurjet e fosforit Prurjet e azotit Prurjes e lëndës organike Kërkesa për oksigjen sedimentit Koeficienti i dobësimit

e

1.8 3.8 -1.3 -4.2 Liqeni i Shkodrës -0.8 -4.2 0.5 3.7 1.2 0.0 1.7 0.0 0.0 -2.1 0.0 2.8 0.3 0.1 -0.2 -0.2 3.3 2.6 2.8 -2.5 3.0 1.7 -2.9 -2.1

172

-2.2 1.3

-4.2 2.1

-3.1 1.8

14.6 -10.8

1.9 -1.8 -0.2 0.4 0.5 0.7 -0.5 0.7 -2.1 2.8 -6.7 7.1

2.5 -2.8 -0.4 0.4 -0.3 0.1 -0.5 0.7 2.2 -2.8 -13.5 14.0

3.2 -4.3 -0.5 0.3 0.0 0.0 -0.8 0.5 -0.7 0.9 -6.7 5.4

-1.3 2.1 -0.9 1.7 0.0 0.0 -0.6 0.4 0.0 0.0 6.9 -5.8

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

5. Përfundime Ky seksion i Doktoratës përmban një përmbledhje të përfundimeve, duke u përpjekur për të shmangur përsëritjen të asaj që është përmendur në seksionet e mëparshme të saj. Në këtë temë Doktorate, u jepet përgjigje disa prej problemeve që kanë lidhje me cilësinë e ujit në liqenet e Shqipërisë. Nga rezultatet e marra mund të jepen përfundimet e mëposhtme. Karakteristikat hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit për secilin liqen u simuluan duke përdorur modelin CE-QUAL-W2 të korrigjuar në kushtet konkrete të secilit liqen, i cili është një model hidrodinamik, dy-përmasorë dhe i mesatarizuar sipas drejtimit anësor, të cilin shkencëtarët e burimeve ujore e kanë marrë si shembull për një vlerësim dhe monitorim të fokusuar të liqeneve për të adresuar se si parametra të ndryshëm, që ushtrojnë ndikim mbi to, shkaktojnë ndryshimin afatgjatë të liqeneve; Modeli i ndërtuar dhe zbatuar nga ne për secilin liqen, i cili integrohet në një model kompjuterik bashkëkohor, mund të përdoret për të vlerësuar gjendjen ekologjike të një liqeni; Në përgjithësi, cilësia e ujit të liqeneve të marrë në studim është brenda kufijve të lejuar; Modeli kap proceset kryesore që ndikojnë mbi cilësinë e ujit (temperatura e ujit, oksigjeni i tretur, nutrientet dhe algat) dhe simulon dinamikën e cilësisë së ujit në liqen me saktësi të mjaftueshme për qëllimet e parashikuara në studim; Rezultatet e simulimit treguan se modeli i parashikon me saktësi dinamikën sezonale të parametrave fizikë dhe kimikë, duke përfshirë temperaturën e ujit, përqendrimet e oksigjenit të tretur si edhe përqendrimet e nutrienteve; Modeli adreson bashkëveprimin ndërmjet ciklit të nutrienteve, prodhimit primar dhe dinamikën trofike për të parashikuar përgjigjet në shpërndarjen e temperaturës dhe oksigjenit të tretur në liqene; Modeli CE-QUAL-W2 është i aftë që të riprodhojë një gamë të gjerë të regjimeve hidrodinamike, temperaturës së ujit, oksigjenit të tretur, nutrienteve, fitoplanktonit dhe epifitonit të liqeneve;

173

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Modeli i kalibruar ishte i aftë të simulojë dinamikën e përbërësve të ndryshëm në liqen dhe zbatimi i modelit të kalibruar e konfirmon një gjë të tillë; Statistika e përputhshmërisë ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura, e bazuar mbi katër madhësi statistikore (gabimi mesatar vjetor, gabimi mesatar absolut, rrënja katrore e gabimeve mesatare dhe gabimi relativ në përqindje) është nga e pranueshme deri e mirë; Modeli siguron parashikime mbi vlerat e parametrave, si p.sh. vlera më e madhe (“peak”) e klorofilës dhe për rrjedhojë, ai jep një informacion që është mjaft i dobishëm për menaxherët e cilësisë së ujit. Një gjë e tillë ka të bëjë me faktin se publiku më tepër është i shqetësuar për ngjarje ekstreme në trupat ujore, sesa për kushte sezonale ose për një periudhë kohë mesatare më të gjatë. Ky modeli është i aftë të gjenerojë të dy llojet e informacionit; Identifikon vlerat kufizuese për elementët ushqyes dhe për dritën, dhe shërben si një mjet i rëndësishëm për kontrollin e dukurisë së eutrofikimit. Po ashtu, modeli, duke përmbajtur në të disa parametra për elementët ushqyes dhe për dritën, siguron një mënyrë të saktë për të kryer identifikime të tilla. Kështu p.sh., sipas njehsimeve, liqeni është i kufizuar nga fosfori gjatë periudhës së shtresëzimit që ndodh në sezonin e verës, Ndërkaq, fakti që ka tepricë azoti dhe fosfori në ujë, tregon se prodhimi i liqenit është i kufizuar nga drita gjatë pjesës së mbetur të vitit; Përmirësimet e mëtejshme në aftësitë e modelit do të vijnë vetëm me grumbullimin e të dhënave shtesë dhe zhvillimin dhe testimin e mëtejshëm të modelit; Modeli CE-QUAL-W2 zotëron disa cilësi të dobishme. Së pari, ky model mund të përdoret si një mjet për të kuptuar më mirë proceset e ndërlikuara hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit, që zhvillohen brenda tre liqeneve. Së dyti, ky model ka potencialin për t'u përdorur për të analizuar skenarë të ndryshme që mund të shfaqin interes për menaxherët e ujit për të marrë vendime mbi menaxhimin në përgjithësi, të liqeneve dhe veçanërisht me ato që lidhen me cilësinë e ujit. Së treti, sistemi aktual i modelimit mund të zhvillohet më tej, si një mjet menaxhimi për të vlerësuar strategji të ndryshme menaxhimi për të kontrolluar hidrodinamikën e liqenit dhe karakteristika të cilësisë së ujit.

174

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

LITERATURA Ambrose RB, Wool TA, Connolly JP:WASP4, A Hydrodynamic and Water Quality Model-Model Theory, User’s Manual and Programmer’s Guide. US Environmental Protection Agency, Athens, Ga, USA; 1988. Ambrose RB, Wool TA, Martin JL:The Water Quality Analysis Simulation Program, WASP5: Part A: Model Documentation. U.S. Environmental Protection Agency, Environmental Research Laboratory, Athens, Georgia, 202 pp; 1993. Artioli Y, Bendoricchio G, Palmeri L:Defining and modelling the coastal zone affected by the Po river (Italy). Ecological Modelling 2005,184(1): 55–68. Bencala KE, and Walters RA:Simulation of solute transport in a mountain pool-and-riffle stream: a transient storage model. Water Resources Research1983, 19(3): 718–724. Batchelor GK:An Introduction to Fluid Dynamics: Cambridge University Press, NY; 1967. Bartch AF, and Gakstatter JH:Management Decisions for Lakes Systems on a Survey of Trophic Status, Limiting Nutrient and Nutrient Loadings. U.S. EPA Amer. Sov. Symp. On Use of Math. Models to Optimize Water Quality. Washington D.C., U.S. EPA Report No. 600/9 – 78 – 024, pp. 376 – 396; 1978. Beeton AM, and SikesS:Influence of Aquatic Macrophytes on the Chemistry of Skadar Lake, Yugoslavia. Verh. Internat. Verein. Limnol. 1978, 20: 1055-1061. Stuttgart, Germany;. Beton AM:General introduction. The Biota and Limnology of Lake Skadar: University of «Veljko Vlahovic», Smithsonian Institution of Washington, and Centre for Great Lakes Studies/ University of Wisconsin, Titograd: 15-17; 1981. Beeton AM:Water masses, thermal conditions and transparency of Lake Skadar. The Biota and Limnology of Lake Skadar: University of «Veljko Vlahovic», Smithsonian Institution of Washington, and Centre for Great Lakes Studies/ University of Wisconsin, Titograd: 24-37; 1981.

175

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Beeton AM:The World of Great Lakes.Journal Great Lakes Research 1984,10(2): 106-113. Beka I,and Bekteshi A: A.Results of chemical studies for Shkodra Lake The Shkodra/ Skadar Lake Project. Conference Report 2001; 2001. Beka I,and Bekteshi A:A.Results of chemical studies for Shkodra LakeThe Shkodra/ Skadar Lake Project. Conference Report 2002; 2002. Bekteshi A:Chemical-analytical Evaluation of the Situation of the Waters of Shkodra Lake. Ph.D. Thesis. 1997. Bekteshi A, Beka I,Neziri A: The physico-chemical characteristics of waters of the Buna River.Bul. Shkenc. 2003, 52: 35-41. Beutel, M.. Inhibition of ammonia release from anoxic profundal sediments in lakes using hypolimnetic oxygenation; 2006 doi:10.1016/j.ecoleng.2006.05.009. Boskoviç, Milan, Popoviç, M. Aliloviç, N. Supplement To Skadar lake Geogenesis, Its Inflow And Outlet Components And Background ON Its Regulation Activities. Preccedings of the Conference BALWOIS: Ohrid, FY Republic of Macedonia, 25-29 May 2004; 2004. Bowie GL, Mills WB, Porcella DB, Campbell CL, Pagenkopf JR, Rupp, G. L., Jonson, K. M., Chan, P. W. H., Gherini, S. A., Chamberlin, CE:Rates, Constants, and Kinetic Formulations in Surface Water Quality Modelling: U. S. Environmental Protection Agency, ORD, Athens, GA, ERL, EPA/600/3 - 85/040; 1985. Brady DK, Graves WL, Geyer JC:Surface Heat Exchange at Power Plant Cooling Lakes. Cooling Water 2, Discharge Project No. 5, Publication No. 69-901.Edison Electric Institute, New York, NY; 1969. Brown, L. C., and Barnwell, 1987; Grenney T. O. Jr: The Enhanced Stream Water Quality Models QUAL2E and QUAL2E—UNCAD: Documentation and User Manual: US Environmental Protection Agency, Environm ental Research Laboratory, Athens, Ga, USA; 1987. Buchanan TJ, and Somers WP:Discharge measurements at gaging stations: U.S. Geological Survey Techniques of Water-Resources Investigations, book 3, chap. A8. 71 p; 1969. Canale RP, dePalma LM, Vogel AH:A plankton- Based Food Web Model for Lake Michigan. In:Modeling Biochemical Processes in Aquatic Ecosystems. R. P. Canale ed., Ann Arbor Science, Ann Arbor, MI, p. 33; 1976.

176

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

CanaleRP, Owens EM, Auer MT, and Effler SW:The Validation of a Water Quality Model for the Seneca River, New York. J. Water Resour. Plan. Management1995, 121(3): 241 - 250. Cao XJ, and Zhang H: Commentary on study of surface water quality model. JournaI of Water Resources and ArchitecturaI Engineering2006; 4(4): 18–21. Carpenter SR, Benson BJ, Biggs R, Chipman JW, Foley JA, Golding SA, Hammer RB, Hanson PC, Johnson PTJ, Kamarainen AM, Kratz TK, Lathrop RC, McMahon, KD, Provencher B, Rusak, JA, and others:Understanding regional change - A comparison of two lake districts.BioScience2007, 57(4): 323–335. Cerco CF, and Cole T:Three Dimensional Eutrophication Model of Chesapeake Bay. J. Environ. Engr. ASCE1993, 119(6): 1006 - 1025. Cerco CF, and Cole T:User’s guide to the CE-QUAL-ICM: threedimensional eutrophication model. Technical Report EL-95-1-5. U.S. Army Corps of Engineers, Vicksburg, MS; 1995. Chapra SC:Surface Water Quality Modelling: McGraw - Hill, New York, NY; 2005. Chapra SC, and Reckhow KW:Engineering Approaches for Lake Management, Vol 12: Mechanistic Modeling: Butterworth Publishers, Boston, MA; 1983. Chung SW, and Gu R:Two-dimensional simulations of contaminant currents in stratified reservoir. J Hydraul Eng. 1998, 124: 704-711. Cole TM, and Wells SA:CE-QUAL-W2: A two-dimensional, laterally averaged, Hydrodynamic and Water Quality Model, Version 3.1. Instruction Report EL-03-01: US Army Engineering and Research Development Center, Vicksburg, MS; 2003. Cole TM, and Wells SA:CE-QUAL-W2: A two-dimensional, laterally averaged, hydrodynamic and water quality model, version 3.6: Department of Civil and Environmental Engineering, Portland State University, Portland, OR; 2008. Cole TM, Wells SA:CE-QUAL-W2: A two-dimensional, laterally averaged, hydrodynamic and water Quality model, version 3.71: Portland, Oregon, Department of Civil and Environmental Engineering, Portland State University; 2013. Cole TM, and Wells SA:CE-QUAL-W2: A two-dimensional, laterally averaged, hydrodynamic and water quality model, version 177

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

3.72:Department of Civil and Environmental Engineering, Portland State University, Portland, OR; 2015. Cole TM, and Tillman DH:Water Quality Modeling of Allatoona and West Point Reservoirs Using CE-QUAL-W2. Rep. No. ERDC/EL SR-01-3, US Army Engineer Waterways Experiment Station, Vicksburg, MS; 2001. ColeTM, and Buchak E:CE-QUAL-W2: A Two-Dimensional, Laterally Averaged, Hydrodynamic and Water Quality Model, Version 2.0, Technical Report El-95-1: U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station, Vicksburg, MS; 1995. Commission of the European Communities. Staff Working Paper, ALBANIA: Stabilization and Association Report 2004, Brussels; 2004. Cushman-Roisin B:Introduction to Geophysical Fluid Dynamics: PrenticeHall, Englewood Cliffs, NJ; 1994. Danish Hydraulics Institute. MIKE11. User Guide & Reference Manual: Danish Hydraulics Institute, Horsholm, Denmark; 1993. Danish Hydraulic Institute. MIKE21: User Guide and Reference Manual: Danish Hydraulic Institute, Horsholm, Denmark; 1996. Deas, M:Technical Memorandum: TVA River Modeling System: ADYN and RQUAL-RMS Model Specifications and Background. Watercourse Engineering 2005, 11pp. De Stasio BT, Hill DK, Klienhans JM, Nibbelink NP, Magnuson JJ:Potential effects of global climate change on small north-temperate lakesPhysics, fish, and plankton.Limnology and Oceanography1996, 41(5): 1136-1149. Dorsel DS:Spring Hollow Reservoir: Application of a two-dimensional water quality model. Master of Science Blacksburg, Virginia. 34 pp. 1998. Edinger JE, Brady DK, Geyer JC:Heat Exchange and Transport in the Environment. Research Project RP-49, Rpt. 14, EPRI Publication Number 74-049-00-3: Cooling Water Studies for the Electric Power Research Institute, Palo Alto, CA; 1974. Edinger JE, Buchak EM, Merritt DH:Longitudinal-Vertical Hydrodynamics and Transport with Chemical Equilibria for Lake Powell and Lake Mead. Salinity in Watercourses and Reservoirs, R.H. French, ed., Butterworth Publishers, Stoneham, MA, pp 213-222; 1983.

178

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Environmental and Hydraulics Laboratory:CE-QUAL-W2: A Numerical Two-Dimensional, Laterally Averaged Model of Hydrodynamics and Water Quality; User's Manual, Instruction Rpt. E-86-5: U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station, Vicksburg, MS; 1986. European Commission:Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy; 2000. European Commission: Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/EC); Guidance document No. 3: Analysis of Pressures and Impacts. Produced by Working Group 2.1 IMPRESS; 2001. Fan C, Ko C-H, Wang WS: An innovative modeling approach using Qual2K and HEC-RAS integration to assess the impact of tidal effect on River Water quality simulation. Journal of Environmental Management2009, 90(5): 1824–1832. Fan SF, Feng M, LiuQ:Simulation of water temperature distribution in Fenhe reservoir. Water Science and Engineering2009, 2(2): 32–42. Fang X, and Stefan HG:Projections of climate change effects on water temperature characteristics of small lakes in the contiguous U.S.Climatic Change 1999, 2(2): 377–412. Fang X, Stefan HG, Eaton JG, McCormick JH, Alam SR:Simulation of thermal/dissolved oxygen habitat for fishes in lakes under different climate scenarios—Part 1. Cool-water fish in the contiguous US.Ecological Modelling2004a, 172(1): 13–37. Fang X, Stefan HG, Eaton JG, McCormick JH, Alam SR:Simulation of thermal/dissolved oxygen habitat for fishes in lakes under different climate scenarios—Part 2. Cold-water fish in the contiguous US.Ecological Modelling2004b, 172(1): 39-54. Fang X, Zhang J, Chen Y, and Xu X:QUAL2K model used in the water quality assessment of Qiantang River, China. Water Environment Research2008, 80(11): 2125–2133. Flowers JD, Hauck LM, Kiesling RL:USDA Lake Waco-Bosque River Initiative-Water quality modeling of Lake Waco using CE-QUALW2 for assessment of phosphorus control strategies: Texas Institute for Applied Environmental Research TR0114. 73 p; 2001. Fishman MJ:Methods of analysis by the U.S. Geological Survey National Water Quality Laboratory-Determination of inorganic and organic 179

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

constituents in water and fluvial sediments: U.S. Geological Survey Open-File Report 93–125. 217 p; 1993. Ford DE, and Johnson MC:An Assessment of Reservoir Density Currents and Inflow Processes. Technical Rpt. E-83-7: US Army Engineer Waterways Experiment Station, Vicksburg, MS; 1983. Galloway JM, Ortiz RF, Bales JD, Mau DP:Simulation of hydrodynamics and water quality in Pueblo Reservoir, southeastern Colorado, for 1985 through 1987 and 1999 through 2002: U.S. Geological Survey Scientific Investigations Report 2008–5056. 67 p; 2008. Galloway JM, and Green WR:Application of a two-dimensional reservoir water-quality model of Beaver Lake, Arkansas, for the evaluation of simulated changes in input water quality, 2001–2003: U.S. Geological Survey Scientific Investigations Report 2006-5302. 39 p; 2006. Gaugush RF:Statistical Methods for reservoir water quality investigations. Instruction Rpt. E-86-2: U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station, Vicksburg, MS; 1986. Gaugush, R. F. Sampling Design for Reservoir Water Quality Investigations. Instruction Report E-87-1, U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station, Vicksburg, MS; 1987. Gaugush RF:Sampling Design Software User's Manual. Instruction Report W-93-1: U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station, Vicksburg, MS; 1993. Gill AE:Appendix 3, Properties of Seawater. Atmosphere-Ocean Dynamics: Academic Press, New York, NY, pp 599-600; 1982. Gould S:k-ε turbulence model in CE-QUAL-W2. Master‟s research report in partial fulfillments for the degree Master of Science, Department of Civil and Environmental Engineering, Portland State Univeristy, Portland, OR; 2006. Grazhdani, S., and Shumka, S. Nutrient-Food Chain Modeling for Lake Prespa. Survival and Sustainability. Environmental Earth Sciences: 117127; 2011. Grazhdani S,andZyfi F: An Approach to Modelling Nutrient/Food-Chain Interactions with Application to Lake Shkodra. Proceedings of BALWOIS 2010 Conference, 25 - 29 May, Ohrid – Macedonia; 2010. Grazhdani S,Zyfi A,Ahmeti A:Water Quality Modeling of Lake Macro Prespa Ecosystem. International Conference on

180

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Ecosystems.Proceedings ofInternational Conference on Ecosystems, 4 – 6 June 2011, Tirana, Albania; 2011. Grazhdani S, and Zyfi A:Phytoplankton Modeling in Lake Prespa. Proceedings ofInternational Conference on Carstic Water Bodies in Albania, 9 – 11 June 2011, Elbasan, Albania; 2011. Green WR, Galloway JM, Richards JM, Wesolowski EA:Simulation of hydrodynamics, temperature, and dissolved oxygen in Table Rock Lake, Missouri, 1996–199: U.S. Geological Survey Water-Resources Investigations Report 2003–4237. 46 p; 2003. Grenney WJ, Teuscher MC, Dixon LS:Characteristics of the solution algorithms for the QUAL II river model. Journal of the Water Pollution Control Federation 1978,50(1): 151–157. Grizzetti B, Bouraoui F, Granlund K, Rekolainen S, Bidoglio G:Modelling diffuse emission and retention of nutrients in the Vantaanjoki watershed (Finland) using the SWAT model. Ecological Modelling2003, 169(1): 25–38. Gu R, and Chung SW:Reservoir flow sensitivity to inflow and ambient parameters. J Water Resour Plann Manage Div ASCE 1998,124:119128. Ha SR, and Lee JY:Application of CE-QUAL-W2 Model to Eutrophication Simulation in Daecheong Lake Stratified by Turbidity Storms. Proceedings of Taal 2007: The 12th Word Lake Conference, pp.824 – 833. Sengupta, M., and Dalwani, R. (editors); 2007 Hardi P, and Pinter L:Models and methods of measuring sustainable development performance: revised draft discussion report prepared for the Sustainable Development Coordination Unit. Executive Council, Government of Manitoba; 1995. Hydro-Meteorological Institute Albania. Monitoring of water quality of surface waters of Albania (2004); 2004. Integrated Monitorg of Shkodra Lake. Final Report for the Project. A) Preliminary results of application; 2002. Institute Podgorica, Montenegro. Supplement to the Skadar Lake Waters Europhication Study. Proceedings of the Conference BALWOIS 2004: Ohrid, FY Republic of Macedonia, 25-29 May 2004; 2004. Jacobson PC, Jones TS, RiversP, Pereira DL:Field estimation of a lethal oxythermal niche boundary for adult ciscoes in Minnesota

181

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

lakes.Transactions of the American Fisheries Society 2008, 137(5): 1464–1474. Jassby, A.D. Interannual variability at three inland water sitesImplications for sentinel ecosystems.Ecological Applications1998, 8 (2): 277–287. Jordanoska B, Kunz M, Stafilov T, Wüest AJ:Temporal variability in physicochemical properties of st. Naum karst springs feeding Lake Ohrid.Ecology and Protection of the Environment 2010, 13(1-2): 3-11. Jordanoska B, Stafilov T, Wüest AJ:Assessment on physicochemical composition of surface karst springs feeding Lake Ohrid. Macedonian Journal of Ecology and Environment 2012, 14(1-2), 19-25. Kannel P R, Kanel SR, Lee S, Lee Y-S, Gan TY:A review of public domain water quality models for simulating dissolved oxygen in rivers and streams. Environmental Modeling and Assessment2011, 16(2): 183–204. Karaman GS, and Beeton AM:The Biota and Limnology of Lake Skadar. Titograd; 1981. KfW:Feasibility Study, Transdoundry Prespa Park Project; (007. Knezevic M,and Todoroviç M:Sustainability Aspects of the Skadar Lake Water Level Regulation. Proceedings of the BALWOIS Conference, Ohrid, May 25-29, 2004; 2004. Knezeviç M:Sustainability Aspects Of The Skadar Lake Water Level Regulation. Proceedings of the BALWOIS Conference, Ohrid, May 2529, 2004; 2004. Kurup RG, Hamilton DP, Phillips RL:Comparison of two-dimensional laterally averaged hydrodynamic model Application to Swan River Estuary. Mathematics and Computers in Simulation2000, 51: 627 – 638. Langer H:Ecological Bricks for our Common House in Europe: Munich: Verlag für Politische Őecologie. Global Challenges Network and Verlag für Politische Őecologie; 1990. Lind OT:Handbook of common methods in limnology: St. Louis, the C.V. Mosby Company, p. 26–31; 1974. Loucks DP, and van Beek E:Water Resources Systems Planning and Management: An Introduction to Methods, Models and Applications. Studies and Reports in Hydrology, United Nations Educational, Scientific and Cultural Organization, 680; 2005. Magne, JA, and Brooks KN:Integrating sentinel watershed-systems into the monitoring and assessment of Minnesota’s (USA) waters 182

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

quality.Environmental Monitoring and Assessment2008, 138(1–3): 149– 158. Magnuson JJ, Benson BJ, Kratz TK:Temporal coherence in the limnology of a suite of lakes in Wisconsin, U.S.A.Freshwater Biology1990, 23:145–159. Matzinger A, Spirkovski Z, Patceva S, Wüest AJ:Sensitivity of ancient lake Ohrid to local anthropogenic impacts and global warming. J Great Lakes Res. 2006, 32(1): 158-179. Morley NJ:Anthropogenic effects of reservoir construction on the parasite fauna of aquatic wildlife. EcoHealth 2007, 4(4): 374–383. McDonald TL:Review of environmental monitoring methods-Survey designs.Environmental Monitoring and Assessment2003, 85(3): 277–292. Mueller DS, and Wagner CR:Measuring discharge with acoustic doppler current profilers from a moving boat: U.S. Geological Survey Techniques and Methods, book 3, chap. A22. 86 p.; 2008. Obropta CC, Niazi M, Kardos JS:Application of an environmental decision support system to a water quality trading program affected by surface water diversions. Environmental Management2008, 42(6): 946– 956. OECD:OECD core set of indicators for environmental performance reviews. OECD Environment; 1993. Okubo:Oceanic Diffusion Diagrams. Deep-Sea Research 1971, 18:789. Orlob GT:Mathematical Modelling of Water Quality: Streams, Lakes, and Reservoirs:International Institute for Applied Systems Analysis. 518 pp; 1983. Patton CJ, and Kryskalla JR:Colorimetric determination of nitrate plus nitrite in water by enzymatic reduction, automated discrete analyzer methods: U.S. Geological Survey Techniques and Methods 5-B8. 34 p; 2011. Patton CJ, and Truitt EP:Methods of analysis by the U.S. Geological Survey National Water Quality Laboratory; determination of ammonium plus organic nitrogen by a Kjeldahl digestion method and an automated photometric finish that includes digest cleanup by gas diffusion: U.S. Geological Survey Open-File Report 2000-170. 31 p; 2000. Petroviç G:Chemische Untersuchungen des Wassers und der Sedimente im Skutari-See. Verh. Internat. Verein. Limnol.1975, 19: 1326-1332. Stuttgart, Germany. 183

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Petroviç G, and Beeton AM:Chemical investigations of water and sediments of Lake Skadar. Ibid. 1981: 68-96. Prohaska S, Ristic V, Isailovic D, and Srna P:Water Resources Regime of the Scuatri Lake Basin Within the Territory of Montenegro. Proceedings of BALWOIS Conference 2004: Ohrid, FY Republic of Macedonia, 25-29 May 2004; 2004. Puka V:Report on the Monitoring of water quality of surface waters of Albania, 41 p; 2002. Raduloviç V:Hidrogeologija sliva Skadarskog jezera (doktorska disertacija); 1977. Raduloviç V:A Contribution to the knowledge of location, size, water inflow and water loses of Skadar Lake catchment area. Proceedings the Montenegrin Academy of Science and Arts, Lake Scutar, Scientific Meetings 1983, Volume 9: 46-56. Riley MJ, and Stefan HG:MINLAKE: a dynamic lake water quality simulation model. Ecological Modelling 1988,43:155-182. Ryan PJ, and Harleman DRF:Surface Heat Losses from Cooling Ponds. Water Resources Research1974, 10(5): 930-938. Sabersky R, Acosta A, Haupmann E:Fluid Flow A First Course in Fluid Mechanics: Macmillan Publishing Co., NY; 1989. Schindler DW:Food Quality and Zooplankton Nutrition. J. of Animal Ecology1971, 40: 598-595. Schindler DW, et al:Eutrophication of Lake 227 by Addition of Phosphate and Nitrate: The Second, Third and Fourth Years of Enrichment, 1970, 1971, 1972. J. of the Fisheries Research Board of Canada1973, 30: 1415-1428. Shanahan P, and Harleman D:Linked Hydrodynamic and Biogeochemical Models of Water Quality in Shallow Lakes. Technical Report 268. R. M. Parson Laboratory, MIT, Cambridge, MA; 1982. Shumka S. Hidrobiologjia. 324 pp; 2005. Sincock AM, and Lees MJ:Extension of the QUASAR river-water quality model to unsteady flow conditions. Journal of the Chartered Institution of Water and Environmental Management2002, 16(1): 12-17. Steele JH:Environmental Control of Photosynthesis in the Sea. Limnology and Oceanography1962, 7: 137-150. Stefan HG, Ambrose RB, Dortch MS:Formulation of Water Quality Models for streas, Lakes, and Reservoirs: Model's 184

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Prespective:Waterways Experiment Station, Corps of Engineers. Vicksburg, Mississippi, 78pp; 1989. Stefan HG, and Fang X: Dissolved oxygen model for regional lake analysis.Ecological Modelling1994, 71(1-3): 37–68. Stefan HG, Hondzo M, Eaton JG, McCormick JH:Predicted effects of global climate change on fishes in Minnesota lakes. In:Beamish, R.J., ed., Climate change and northern fish populations: Ottawa Canada, National Research Council of Canada, Canadian Special Publication of Fisheries and Aquatic Sciences 121, p. 57–72; 1995. Stefan HG, Hondzo M, Fang X, Eaton JG, McCormick JH: Simulated longterm temperature and dissolved oxygen characteristics of lakes in the north-central United States and associated fish habitat limits. Limnology and Oceanography 1996, 41(5): 1124–1135. Streeter HW and. Phelps EB:A Study of the Pollution and Natural Purification of the Ohio River: United States Public Health Service, U.S. Department of Health, Education and Welfare; 1925. Sullivan AB, and Rounds SA:Modelling hydrodynamics, temperature, and water quality in Henry Hagg Lake, Oregon, 2000-03: U.S. Geological Survey Scientific Investigations Report 2004–5261. 38 pp; 2005. Sullivan AB, Rounds SA, Sobieszczyk S, Bragg HM: Modeling hydrodynamics, water temperature, and suspended sediment in Detroit Lake, Oregon: U.S. Geological Survey Scientific Investigations Report 2007–5008, 52 p; 2007. Sullivan AB, Rounds SA, Deas ML, Asbill JR, Wellman RE, Stewart MA, Johnston MW, Sogutlugil IE:Modeling hydrodynamics, water temperature, and water quality in the Klamath River upstream of Keno Dam, Oregon, 2006–09: U.S. Geological Survey Scientific Investigations Report 2011–5105. 82 p; 2011. Tennessee Valley Authority:Technical reference manual and user’s guide BETTER: A two-dimensional reservoir, water quality model. Norris, Tennessee; 1990. Thomann RV, and Fitzpartrick JF:Calibration and Verification of a Mathematical Model of the Eutrophication of the Potomac Estuary. Report by HydroQual, Inc. Mahwah, NJ, to DES, District of Columbia; 1982.

185

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Thornton KW, and Lessem AS:A Temperature Algorithm for Modifying Biological Rates. Transactions of the American Fisheries Societ1978, 107(2): 284-287. University of Heidelberg. Integrated Monitoring of Lake Shkodra / Skadar Lake. International Department. UNEP, REReP and REC:Outputs from Workshop on UNEP and UN/ECE Environmental Conventions in the Republic of Albania, Tirana, Albania; 2003. U.S. Environmental Protection Agency:Methods for the determination of inorganic substances in environmental samples: EPA/600/R-93/100. 79 p; 1993. Valett HM, Morrice JA, Dahm CN, Campana ME:Parent lithology, surfacegroundwater exchange, and nitrate retention in headwater streams. Limnology and Oceanography1996, 41(2): 333–345, 1996. Vollenweider RA:Scientific Fundamentals of the Eutrophication of Lakes and Flowing Waters, with Particular Reference to Nitrogen and Phosphorus as Factors in Eutrophication.Tech. Rept. OECD, DAS/CSI/68.27, Paris, France; 1968. Vollenweider RA:Advances in Defining Critical Loading Levels for Phosphorus in Lake Eutrophication. Mem. Inst. Ital. Idrobiol.1976, 33: 53-83. Wang JQ,Zhong Z, Wu J:Steam water quality models and its development trend. Journal of Anhui Normal University (Natural Science)2004, 27(3): 243–247. Wetzel RG:Limnology lake and river ecosystems (3d ed.): San Diego, Elsevier. 1,006 p; 2001. Whitehead PG, Williams RJ, Lewis RJ:Quality simulation along river systems (QUASAR): model theory and development. Science of the Total Environment1997, 194-195: 447–456. Wilde FD, and Radtke DB:National Field Manual for the collection of water-quality data: U.S. Geological Survey Techniques of WaterResources Investigations, book 9, chap. A6, various pagination, accessed January 6, 2014. Williams NT:Modeling dissolved oxygen in Lake Powell using CE-QUALW2. MSc Thesis. Department of Civil and Environmental Engineering Brigham Young University. 120pp; 2007.

186

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Williamson CE, Dodds W, Kratz TK, Palmer MA:Lakes and streams as sentinels of environmental change in terrestrial and atmospheric processes.Frontiers in Ecology and the Environment2008, 6(5): 247–254. Wunderlich W:Heat and Mass Transfer between a Water Surface and the Atmosphere. Rpt. No. 14, Rpt. Publication No. 0-6803, Water Resources Research Laboratory, Tennessee Valley Authority, Division of Water Control Planning, Engineering Laboratory, Norris, TN; 1972. Zyfi A, and Grazhdani S:Application of CE-QUAL-W2 Model to Water Quality Simulation in Prespa Lakes. International Journal of Innovative Research in Science, Engineering and Technology 2014, Vol. 3, Issue 5: 12021 - 12029. Zyfi A, and Grazhdani S:Modeling Water Quality in the Lake Shkodra Using CE-QUAL-W2 Model. J. Int. Environmental Application & Science 2014, Vol. 9(4): 554-564. Zyfi A, and Grazhdani S:Nutrients dynamics simulation of two lakes in Albania utilizing CE-QUAL-W2 model.International Journal of Engineering Science and Innovative Technology2015, Vol. 4, Issue 4: 5059.

187

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Përmbledhje Cilësia e ujit, habitatet dhe peshqit në liqene do të përballen potencialisht gjatë dekadave të ardhshme me nivele thelbësore të trysnive që do të ushtrohet mbi to, kryesisht për shkak të dy kërcënimeve: (1) ndryshimi i përdorimit të tokës (urbane dhe bujqësore) dhe (2) ndryshimet klimatike. Vitet e fundit, shkencëtarët e burimeve ujore janë fokusuar në vlerësimin dhe monitorimin e sistemeve ujore për të adresuar se si këto kërcënime do t'i ndryshojnë liqenet për një periudhë afat-gjatë kohe. Kërcënimet të ekosistemeve liqenore dhe shkaqet ku ato mbështeten, të përshkruar më sipër, mund të shmangen nëpërmjet zhvillimit të modeleve hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit, të cilët ndihmojnë në identifikimin dhe vlerësimin të masave funksionale dhe strukturore të nevojshme për përmirësimin e cilësisë së ujit. Përparësitë e zbatimit të këtyre mjeteve për kontrollin e cilësisë së ujit në liqene tashmë vlerësohen nga shkencëtarët dhe profesionalistët, që punojnë në këtë fushë. Për dekada, modelet e cilësisë së ujit janë përdorur për të vlerësuar ndikimet e kombinuara të dukurive të adveksionit, dispersionit, riajrimit dhe të reaksioneve specifike kimike dhe biologjike mbi cilësinë e ujërave sipërfaqësore. Modelet mund të përdoren për të kuptuar reagimet e shpejtësisë së ujit, ndryshesave në lartësinë e sipërfaqes ujore dhe të temperaturës së ujit përkundrejt ndryshesave në prurjet dhe largimet e ujit nga një sistemi ujor. Modelet mund të përdoren, gjithashtu, për të përcaktuar cilësinë e ujit kur ato përdoren për të analizuar përqendrimet e ndotësve, nutrienteve, mikrobeve ose përbërësve natyrorë në një trup ujor. Modelet e cilësisë së ujit e lejojnë përdoruesin e tyre që të shqyrtojë shpejt shumë skenarë, nëse grumbullohen të dhëna të mjaftueshme për të kalibruar dhe vlerësuar modelin. Është e nevojshme të zotërohen njohuri mbi aftësitë dhe kufizimet që kanë modele të ndryshme të liqenit. Në këtë kuadër u ndërmor nga ne ky studim Doktorate. Objektivi kryesor i kësaj Doktorate ishte të siguronte një model të kalibruar 2D të cilësisë së ujit për tre liqene të Shqipërisë (Liqeni i Prespës, Liqeni i Ohrit dhe Liqeni i Shkodrës), i aftë të parashikojë kushte të ardhshme cilësie të ujit, që rezultojnë nga ndryshesa potenciale në funksionet e liqenit dhe/ose në kushtet mjedisore. Objektivat dytësorë të Doktoratësmund të përmblidhen si më poshtë:

188

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

1. Identifikimi dhe karakterizimi i proceseve më të rëndësishme që ndikojnë në cilësinë e ujit veçmas për secilin liqen, duke përfshirë shkallën kohore dhe hapësinore brenda të cilave ato funksionojnë; 2. Grumbullimi i të dhënave të përshtatshme fizike, kimike dhe biologjike mbi liqenet e Prespës, Ohrit dhe Shkodrës si edhe të baseneve të tyre ujore; 3. Zhvillimi dhe modifikimi i një modeli të cilësisë së ujit për secilin liqen, ku të përfshihen proceset më të rëndësishme të cilësisë së ujit, që të jetë mjaftueshmërisht i saktë dhe i dobishëm për vlerësimin e alternativave të propozuara të menaxhimit; 4. Adresimi i bashkëveprimit ndërmjet ciklimit të nutrienteve, prodhimit primar dhe dinamikës trofike për të parashikuar reagimet ndaj shpërndarjes së temperaturës dhe oksigjenit të tretur në liqene; 5. Karakterizimi dhe njehsimi i ndikimit të temperaturës së ujit, oksigjenit të tretur dhe të nutrienteve në cilësinë e ujit veçmas në secilin liqen. Për të ndërtuar një model hidrodinamik dhe të cilësisë së ujit për secilin prej tre liqeneve të marr në shqyrtimu zgjodh nga ne modeli CEQUAL-W2, i cili është një model dypërmasor (gjatësor/vertikal), hidrodinamik, i mesatarizuar sipas drejtimit anësor dhe i cilësisë së ujit. Për të modeluar hidrodinamikën e ujit dhe transportin e masës, modeli CE-QUAL-W2 bazohet në zgjidhjen me diferenca të fundme të gjashtë ekuacioneve të rrjedhjes së ujit të mesatarizuar sipas drejtimit anësor dhe në shtresë, ku përfshihen ekuacioni: (a) i sipërfaqes së lirë ujore; (b) i trysnisë hidrostatike; (c) i momentit horizontal; (d) i vazhdueshmërisë; (e) i transportit të përbërësve dhe (f) i ekuacionit të gjendjes që e lidh dendësinë (duke përfshirë temperaturën) me përqendrimin e lëndëve të ngurta, të tretura ose që qëndrojnë në gjendje pezullie në trupin ujor. Gjashtë ndryshoret që zgjidhen nga modeli CEQUAL-W2 dhe që janë unike për secilin sistem limnetik, janë lartësia e sipërfaqes ujore, trysnia, dendësia e ujit, përbërëset horizontale dhe vertikale të shpejtësisë dhe përqendrimi i përbërësit të cilësisë së ujit. Zhvillimi i modeleve individualë për çdo liqen, kaloi në disa faza. Gjatë fazës së parë, modeli dypërmasor hidrodinamik dhe i cilësisë së ujit, modeli CE-QUAL-W2, u konfigurua dhe më tej, u investiguan karakteristikat aktuale hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit veçmas për të tre liqenet. Faza në vijim ishte ajo e kalibrimimit të modelit në të cilën koeficientet e modelit korrigjohen derisa arrihet një përputhje e përshtatshme ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura. Për këtë qëllim, u grumbulluan të dhëna për të

189

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

përcaktuar kushtet fillestare hidrologjike, termike dhe kushtet kufitare të cilësisë së ujit për vitin përkatës, gjatë të cilit u realizua kalibrimi. Të dhënat input bazë për modelin CE-QUAL-W2 përfshijnë: topografinë (batimetrinë) e liqenit; kushtet fillestare të rrjedhjes dhe përbërësve të cilësisë, sasinë dhe cilësinë e prurjeve, sasinë e largimeve; seritë kohore të ritmeve të prurjeve dhe të cilësisë së ujit, të dhënat meteorologjike; një lartësi fillestare të sipërfaqes ujore dhe vlerat e parametrave të ndryshëm kinetikë. Të dhënat e matura përfshijnë regjistrimet hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit. Të dhënat e matura hidrodinamike, u realizuan për lartësinë e sipërfaqes ujore dhe të temperaturës së ujit. Të dhënat e matura për cilësinë e ujit, u realizuan për oksigjenin e tretur, chlorophyll-a, ortofosfatet, fosforin total, nitrate-nitritet, ammoniumin dhe azotin total. Të gjitha të dhënat e tjera u përmblodhën për të përcaktuar sa më mirë kushtet fillestare kufitare. Këto të dhëna u përdorën më vonë, gjatë proceseve të kalibrimit dhe vlerësimit të modelit. Datasetet e nevojshme për të vënë në funksionim modelin CEQUAL-W2, u formatuan në mënyrë të tillë që t'i përshateshin strukturës së të dhënave input të modelit. Për të zhvilluar dhe kalibruar modelin CE-QUAL-W2, nevojiten të dhëna hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit me qëllim për të prodhuar rezultate të vlefshme gjatë zbatimit të tij. Për këtë qëllim, për të kuptuar proceset dinamike që ndikojnë në cilësinë e ujit në secilin liqen, për kalibrimin dhe pastaj vlerësimin e modelit, u matën nga ne një grup tërësor parametrash hidrodinamikë të tillë si prurjet dhe largimet e ujit, lartësia e sipërfaqes ujore dhe të cilësisë së ujit, duke përfshirë nutrientet (azoti dhe fosfori) dhe algat. Mbledhja e të dhënave dhe puna eksperimentale na ndihmoi fillimisht në ndërtimin e një modeli konceptual të proceseve të rrjedhjes dhe të cilësisë së ujit. Ky model konceptual më tej, ishte vendimtar në zhvillimin dhe kalibrimin e modelit numerik, që vijoi më vonë dhe që simuloi proceset kryesore që ndikojnë në cilësinë e ujit në secilin liqen. Modeli lejoi investigimin e ndikimeve të ndryshimeve të prurjeve ose niveleve të sipërfaqes ujore dhe të ndryshimeve në përbërje (nutrientet, karboni organik, algat) të prurjeve, si edhe të simulimeve të tjera të lidhura me to. Për secilin prej tre liqeneve, në një vend limnologjik të dhënë (Pusteci, Pogradeci dhe Shiroka, përkatësisht për liqenin e Prespës, Ohrit dhe Shkodrës), u shqyrtuan karakteristikat limnologjike, duke përfshirë edhe vetitë që ndikojnë në gjendjen trofike të liqenit. Në këto vende u matën prurjet dhe largimet mujore të ujit. Me anën e një tubi PVC, i cili mund të zhytet në 190

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

thellësinë e dëshiruar, në skajin fundor të të cilit ishte instaluar një aparat matës automatik, u mat lartësia e sipërfaqes ujore si edhe temperatura e ujit. Për të vlerësuar thellësinë dritore, u mat transparenca e ujit me metodën Secchi-disk. Në pikat e monitorimit, të zgjedhura për secilin liqen, u morën një herë në çdo dy javë në muajin Mars dhe Nëntor dhe një herë në çdo javë nga muaji Prill deri në muajin Tetor dhe për periudhën 2011 - 2014 për parametrat e nevojshëm të cilësisë së ujit dhe ata hidraulikë. Mostrat u morën në sipërfaqe të ujit (gjatë fazës së kalibrimit) dhe në thellësi 2 m (gjatë fazës së vlerësimit të modelit). Mostrat në sipërfaqen ujore u morën me një marrës mostrash të integruar, i përbërë nga një tub PVC 2 m i gjatë dhe me një diametër të brendshëm 3.2 cm. Për marrjen e mostrave në thellësi, u përdor një marrës mostrash i tipit Kemmerer (Lind, 1974). Mostrat për zooplanktonin u morën duke përdorur një rrjetë me diametër 80 μm, ndërsa mostrat për fitoplanktonin (algave) u morën me një marrës të integruar mostrash. Mostrat më tej u analizuan në laborator për të përcaktuar përqendrimet e elementëve ushqyes dhe të chlorophyll a. U morën dy mostra (njëra prej të cilëve u filtrua me një filtër prej 0.45-mikron) për secilën datë, pikë dhe thellësi monitorimi. Mostrat e ujit u filtruan dhe u ruajtën sipas standardeve të përcaktuara më parë. Përqendrimet e treguesve të tretur u përcaktuan për mostrën e filtruar, ndërsa përqendrimet e plota të reaguesve kimikë të cilësisë së ujit u përcaktuan për mostrën ujore të plotë. Fosfori total, ortofosfatet dhe fosfori i tretur u analizuan me metodën 361.1 të USEPA (U.S. Environmental Protection Agency). Nitratet e tretura si azot u analizuan me metodën kalorimetrike; nitratet e tretura plus nitritet si azot u analizuan me metodën e përshkruar në U (USEPA); ammoniumi i tretur si azot u analizua me metodën kalorimetrike 351.2 të USEPA; ammoniumi i tretur plus azoti organik si azot u analizua me metodën kalorimetrike 350.3 të USEPA. Azoti total u analizua me metodën 351.2 të USEPA. Chlorophyll a u analizua me metodën standarde 10200H. Modelet hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit, në përgjithësi, përmbajnë një numër të madh parametrash. Kështu, për algoritmat e cilësisë së ujit, më shumë se 130 parametra e kontrollojnë kinetikën e përbërësve. Në këtë Doktoratë janë përfshirë vetëm ata parametra që ishin të nevojshëm. Shumica prej tyre u lanë të pandryshuar, ndërsa parametrat që mbetën u korrigjuan

191

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

brenda një intervali vlerash të arsyeshme gjatë procesit të kalibrimit për të paktën për njërin prej liqeneve. Përputhshmëria ndërmjet vlerave të simuluara (njehsuara) nga modeli me vlerat përkatëse të matura(vrojtuara) në terren, zakonisht gjatë një sezoni ose viti, u mor parasysh gjatë procesittë kalibrimit të modelit. Kalibrimi i modeleve është një hap vendimtar në zhvillimin e tyre, përpara se ata të përdoren në kërkim dhe/ose zbatime në botën reale. Kalibrimi i modelit kryhet në mënyrë iterative derisa arrihet një përputhje e pranueshme ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura. Modeli i zhvilluar për Liqenin e Prespës, Liqenin e Ohrit dhe Liqenin e Shkodrës, u kalibrua, përkatësisht për periudhën kohore 2010, 2011 dhe 2012. Gjatë fazës së kalibrimit, u vlerësua përputhja ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura, veçmas për secilin liqen. Statistika për të vlerësuar këtë përputhje, e përdorur nga ne në këtë Doktoratë, përmban katër madhësi statistikore: gabimi mesatar vjetor (GM), gabimi mesatar absolut (GMA), rrënja katrore e gabimeve mesatare (RKGM) dhe gabimin relativ në përqindje (GRP). Kryerja e kalibrimit të modelit fillimisht për lartësisë së sipërfaqes ujore dhe pastaj për temperaturën e ujit, që del nga një trup ujor dhe futet në liqen, e bën kalibrimin vijues të cilësisë së ujit më të lehtë, sepse tashmë janë marr parasysh ndikime të tilla si ai i trysnisë viskoze shtjellore e shkaktuar nga era, temperaturës së ujit që hyn në liqen, ndikimet meteorologjike si edhe sasitë e ujit që hyjnë dhe dalin nga liqeni. Hapi i parë, që u ndërmor nga ne, në procesin e kalibrimit të modelit, ishte ai i kalibrimit, veçmas për secilin liqen, për bilancit ujor. Kalibrimi i bilancit ujor filloi me një simulim fillestar të modelit, duke përdorur të dhënat e simuluara dhe atyre të matura për prurjet dhe largimet e ujit nga secili liqen. Më tej, u vlerësua përputhja ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura për lartësinë e sipërfaqes ujore. Kalibrim u pranua i plotësuar kur vlera e GMA dhe e RKGM për lartësinë e sipërfaqes ujore të simuluar ishte më e vogël se 0.01 m. Temperatura e ujit është treguesi tjetër, i cili u përdor për kalibrimin hidrodinamik të modelit. Kalibrimi për temperaturën e ujit, përbën një hap vendimtar në kalibrimin e modelit për shkak të ndikimit që ajo ka në dendësinë e ujit.Kushtet kufitare dhe ato fillestare, që ndikojnë mbi temperaturën e ujit dhe që u vlerësuan nga ne, ishin temperatura e sedimentit, temperatura fillestare e ujit të liqenit dhe temperature e ujit të prurjeve, ndërsa 192

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

në ndikimet meteorologjike ishin temperatura e ajrit, shpejtësia dhe drejtimi i erës dhe rrezatimi diellor. Ndikimet e erës më tej, u morën parasysh nëpërmjet viskoziteteve shtjellore, koeficientit Chezy ose Manning dhe koeficientit të mbrojtës nga era, të cilët marrin parasysh ndikimet e faktorëve kufitarë të tillë si topografia dhe mbulesa vegjetative e bregdetit të liqenit në përzierjen e ajrit. Po ashtu, u morën parasysh, sipas një algoritmi të dhënë, në model edhe disa parametra hidrualikë që ndikojnë mbi temperaturën e ujit. Një grup tjetër vendimtar parametrash ishin koeficiente dobësimi,që specifikojnë përthithjen e dritës nga uji, dobësimin e dritës në ujë të pastër dhe në ujë që përmban lëndë të ngurta (të tretura dhe/ose të patretura) dhe algat. Ky kalibrim u pranua i plotësuar kur vlerat e GMA-së dhe e RKGM -së ishin afër vlerës 1 0 C. Modeli CE-QUAL-W2 e ka aftësinë të modelojë oksigjenin e tretur dhe të mekanizmave të përmendur më lartë prej të cilëve ai varet. Brenda modelit janë të disponueshëm shumë prodhuesish dhe shpenzuesish të oksigjenit të tretur, gjë e cila e bën oksigjenin e tretur një nga përbërësit më të ndërlikuar të modelit. Burimet e prodhimit të oksigjenit përfshijnë shkëmbimet atmosferikë nëpërmjet sipërfaqes së liqenit dhe fotosintezën algale. Në shpenzues të oksigjenit përfshihen shpërbërja në një shtyllë uji dhe në sedimentet e liqenit të lëndës organike (e tretshme dhe e qëndrueshme), të pjesëzave të lëndës organike (të paqëndrueshme dhe të qëndrueshme) dhe shpërbërja e sedimentit. Në shpenzues të tjerë përfshihen frymëmarrja e algave, nitrifikimi i ammoniumit dhe nitrate-nitriteve dhe dalja e oksigjenit në atmosferë dhe depërtimi i tij në sedimente. Përqendrimi i oksigjenit të tretur i simuluar, në përgjithësi përputhej me përqendrimin e oksigjenit të tretur të matur gjatë periudhës së kalibrimit. Për të tre liqenet, në model u përfshijnë tre grupe algash: diatomet, algat jeshile, dhe algat blu-jeshile. Chlorophyll a (chl a) u përdor nga ne si indeks për të vlerësuar biomasën e algave. Vlerat e simuluara të koeficienteve të temperaturës së rritjes së algave ishin konsistent përgjatë të tre liqeneve, përveç ritmeve të rritjes së algave dhe të intensitetit të ngopjes dritore për ritmin maksimal fotosintetik. Për vlerësimin, gjatë kalibrimit të modelit, e përbërësve të cilësisë së ujit, u fokusuam tek tre përbërësve të azotit dhe dy përbërësve të fosforit: nitratet plus nitritet, ammonium, azoti total, ortofosfatet dhe fosfori total. Mekanizmi kryesor për vlerësimin e shkallës së përputhshmërisë për nutrientet, që u 193

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

përdor nga ne, janë vlerat e GMA dhe RKGM. Në përgjithësi, përqendrimet e simuluara krahasoheshin mirë me ato të matura. Rezultatet e simulimit, të përmendura më sipër, tregojnë se modeli e parashikon në mënyrë të përshtatshme dinamikën sezonale e parametrave fizikë dhe kimikë, duke përfshirë temperaturën e ujit dhe oksigjenit të tretur, chlorophyll a, si edhe përqendrimet e nutrienteve në shtresën epilimnion. Më tej, gjatë fazës së vlerësimit, modeli CE-QUAL-W2 i kalibruar, u përdorën për të simuluar disa përbërës hidrodinamikë dhe të cilësisë së ujit veçmas për secilin liqen. Edhe në këtë fazë të zbatimit të modelit, u përdor shkalla e përputhjes ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura, duke përdorur të njëjta metoda si ato të përdorura për kalibrimin e modelit. Po ashtu, u përdor e njëjta statistikë për të vlerësuar shkallën e përputhjes ndërmjet vlerave të simuluara dhe atyre të matura. Për qëllimin e vlerësimit të modelit, u ndryshuan vetëm kushtet kufitare dhe shumë pak parametra të tjerë. Edhe gjatë vlerësimit të modelit, theksi u vendos në rezultatet për temperaturën e ujit dhe oksigjenin e tretur, azotin total, nitrate-nitritet, ammoniumin, fosforin total dhe ortofosfatet. Modelet e kalibruar u vlerësuan me të dhëna të grumbulluara nga Marsi 2011 deri Nëntor 2014. Rezultatet e simulimit treguan se modeli e parashikonte në mënyrë të përshtatshme dinamikën sezonale të parametrave fizikë dhe kimikë, duke përshirë profilet vertikale për temperaturën e ujit dhe oksigjenit të tretur si edhe për përqendrimet e nutrienteve në shtresën epilimnion. Ky nivel i lartë performace u përsërit përgjatë simulimeve të tre liqeneve. Së fundi, u krye një analizë e ndjeshmërisë së modelit për të identifikuar ndikimin që ushtrojnë ndryshesat në vlerat e parametrave të tij mbi rezultatet që modeli prodhon. Për shkak të numrit të madh të parametrave të përdorur gjatë kalibrimit të modelit, analiza sensitive e realizuar nga ne u krye vetëm për gjashtë përbërës të ndryshëm. Për secilin prej parametrave ose ngarkesave input të mëposhtme, vlera e tyre përkatëse, e përdorur gjatë kalibrimit të modelit u rrit me 20% dhe u ul, po ashtu, me 20%: koeficienti i mbrojtjes nga era, prurjet e fosforit, prurjet e azotit, prurjet e lëndës organike, SOD dhe koeficienti i dobësimit të dritës. Rezultatet e marra nga analiza e ndjeshmërisë u paraqitën si ndryshesë në përqindje të vlerave të kalibruara. Rezultatet e marra justifikuan realizimin e analizës së ndjeshmërisë.

194

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Pasi modeli kalibrohet dhe vlerësohet, ai mund të përdoret për të parashikuar strategji përmirësuese të cilësisë së ujit. Modeli CE-QUAL-W2 zotëron disa cilësi të dobishme. Së pari, ky model mund të përdoret si një mjet për të kuptuar më mirë proceset e ndërlikuara hidrodinamike dhe të cilësisë së ujit, që zhvillohen brenda tre liqeneve. Së dyti, ky model ka potencialin për t'u përdorur për të analizuar skenarë të ndryshme që mund të shfaqin interes për menaxherët e ujit për të marrë vendime mbi menaxhimin në përgjithësi, të liqeneve dhe veçanërisht me ato që lidhen me cilësinë e ujit. Së treti, sistemi aktual i modelimit mund të zhvillohet më tej, si një mjet menaxhimi për të vlerësuar strategji të ndryshme menaxhimi për të kontrolluar hidrodinamikën e liqenit dhe karakteristika të cilësisë së ujit.

195

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Summary Water quality, habitat, and fish in lakes will potentially be facing substantial levels of stress in the coming decades primarily because of two stressors: (1) land-use change (urban and agricultural) and (2) climate change. In recent years, water-resource scientists have been making the case for focused assessments and monitoring of sentinel systems to address how these stress agents change lakes over the long term. The threats to the lake ecosystems and their underlying causes described above may be solved through developing hydrodynamic and water quality models to assist in identifying and evaluating operational and structural measures for improving water quality. The advantage of applying these tools for water quality control in lakes is now appreciated by scientists and professionals working in this field. For decades, water-quality models have been used as tools to assess the combined effects of advection, dispersion, reaeration, and selected chemical and biological reactions on surface water quality. Models can be used to understand water velocities, changes in water surface elevation, and temperature responses to changes in the inflows and outflows of a system. Models can also be used to determine water quality when used as a tool to analyze concentrations of contaminants, nutrients, microbes, or natural constituents in a water body. Water quality models allow the user to rapidly investigate many scenarios if sufficient data are collected to calibrate and validate the model. It is necessary to have knowledge of the capabilities and limitations of various lake models. In this framework, was undertaken this PhD study. The overall objective of this PhD thesis was to provide a calibrated 2D water quality model for three lakes in Albania (Lake Prespa, Lake Ohrid and Lake Shkodra) capable of predicting future water quality conditions resulting from potential changes in lakes operations and/or environmental conditions. The chosen modeling framework for this study, a two-dimensional, laterally averaged, finite difference hydrodynamic and water quality code, CE-QUAL-W2, was applied to build up a hydrodynamic and water quality model for each of the three lakes. To model water hydrodynamics and mass transport, CE-QUAL-W2 solves six laterally and layer averaged equations for six unknowns using the finite difference method. The governing equations for the model are for horizontal-momentum, constituent transport, free water surface elevation, hydrostatic pressure, continuity, and density. The six 196

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

dependent variables are the water surface elevation, pressure, horizontal velocity, vertical velocity, constituent concentrations, and temperature/density. The individual lake models were developed in several phases. During the first step, the two-dimensional hydrodynamic and water quality model, CEQUAL-W2, was configured, and the present hydrodynamic and water quality characteristics were investigated for all three lakes. The next step was the model calibration in which model coefficients are adjusted until an adequate fit of observed versus predicted data is obtained. For this reason, data were collected to determine the hydrological, thermal, and water-quality boundary conditions for the calibration year. In this study, the proposed models were calibrated and verified by the existing available observational data of each of the three lakes. The basic input data for CE-QUAL-W2 include: reservoir topography (bathymetry); initial flow and constituent conditions, inflow quantity and quality, outflow quantity, and descriptions of the outlets; time series of inflow rates and water quality, meteorological data, an initial water surface elevation, and values for various kinetic parameters when appropriate. The measured data include hydrodynamic and water quality records. The measured hydrodynamic data consist of water surface level and water temperature. The measured water quality data consist of dissolved oxygen, chlorophyll-a, orthophosphate, total phosphorous, nitrate-nitrite, ammonium and total nitrogen. All other data were aggregated to best define the initial boundary conditions. These data were also used later in the calibration and validation processes. Next, the model grid was constructed based on available lake bathymetry data. Datasets necessary to run CE-QUAL-W2 were formatted to fit the input data structure. Several flow and water-quality monitoring sites were installed to calculate the initial and boundary conditions for the models and to provide a robust calibration and validation dataset. Stream flow was measured monthly at the inflows and outflows of all three lakes. A long, polyvinyl chloride (PVC) tube was submerged along the channel bed with a submersible, vented pressure transducer. The enclosed pressure transducer measured water level and water temperature. Secchi-disk transparency was measured at each vertical profile location to estimate photic depth. The measured water quality data consist of dissolved oxygen, chlorophyll-a, orthophosphate, total phosphorous, nitrate-nitrite, ammonium and total nitrogen. Water quality samples from lakes were taken at monitoring 197

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

sites twice a month from March to November for selected parameters. Samples were collected near the surface and at depth 2 m, using a Kemmerer sampler and were analyzed to determine concentrations of nutrients and chlorophyll a. Water samples were filtered with a 0.45 µm filter and preserved as required. Dissolved concentrations are those analyzed for a 0.45micron filtered sample, whereas total concentrations were determined for a whole water sample. Total phosphorus and orthophosphate were analyzed by U.S. Environmental Protection Agency (USEPA) method 365.1. Ammonium was analyzed by USEPA method 350.3, and TKN by USEPA method 351.2. Chlorophyll a was analyzed by Standard Methods 10200H. In these three lake models, the default hydraulic parameters that control the hydrodynamics and heat exchange provided within CE-QUAL-W2, version 3.6 were followed. For the water-quality algorithms, more than 130 parameters control the constituent kinetics. Only the parameters required for the lake applications were included. Many of the parameters were left as the default values (57 parameters), whereas the remaining parameters (74 parameters) were adjusted within a reasonable range during the calibration process for at least one of the three lake models. The degree of fit between the simulated results and measured lake values was considered during model calibration. The model was calibrated and validated with data from March 2010 and November 2014. The two quantities utilized to evaluate the degree of fit were the absolute mean error (AME) and the root mean square error (RMSE). The AME is a measure of the average difference between the simulated (simulated) value and the measured value. The RMSE is a slightly different metric in that it indicates the amount of deviation between the simulated value and the measured value. The waterquality calibration for DO, nutrients, water temperature and algae followed, using the AME and RMSE metrics. The first step in the calibration process for all three lake models was the water balance. The water budget was checked by comparing predicted elevations with observed elevations of water surface. A water balance was considered complete when the absolute mean error and root mean square error quantities were less than 0.01 meter for the simulated water-surface elevation. The computed elevations overlaid the observed elevations. The CE-QUAL-W2 models for all three lakes successfully predicted water temperature, on the basis of the two metrics of absolute mean error and root mean square error, using measured inputs of water temperature and 198

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

nutrients. For all three lakes, the absolute mean error and root mean square error were less than 1.0 0C and 1.2 0C, respectively, for the different time ranges used for time profile comparisons. In addition to water temperature, the CE-QUAL-W2 models for all three lakes successfully predicted dissolved oxygen concentration based on the two metrics of absolute mean error and root mean square error. Simulated dissolved oxygen concentration generally tracked the measured dissolved oxygen concentration for the calibration and validation periods. Simulated time profiles of dissolved oxygen concentration generally matched the largest change in measured dissolved oxygen concentration. This indicates that the model was accurately simulating the underlying metabolic processes in each lake. Algal dynamics were captured by three general groups: (1) diatoms, (2) green algae, and (3) blue-green algae. Simulated algal-growth temperature coefficients were consistent across all three lakes, in addition to the algalgrowth rates and the light saturation intensity at the maximum photosynthetic rate. The focus for evaluating the model calibration was given to three constituents of nitrogen and two constituents of phosphorus: nitrate plus nitrite, ammonia, total nitrogen, orthophosphorus, and total phosphorus. For purposes of comparing simulated and measured concentrations, total nitrogen was classified as the concentration of nitrogen present in ammonia, nitrate plus nitrite, and organically bound nitrogen (both in living algal biomass and all organic matter pools). For purposes of comparing simulated and measured concentrations, total phosphorus was classified as the concentration of phosphorus present in orthophosphorus and bound up in organic matter (both in living algal biomass and all organic matter pools). Ammonium, nitrate plus nitrite, total nitrogen, orthophosphorus and total phosphorous concentrations in all three lakes were largely affected by the inflows and the lake hydrodynamics. In general, the simulated concentrations compared well to the measured data. As conclusion, the hydrodynamic model simulation shows good agreement with the observed water surface levels and the measured water temperature profiles at various locations and dates. The water quality model reproduces spatial and temporal concentration distributions of key water quality constituents such as: dissolved oxygen, chlorophyll-a, orthophosphate, total phosphorous, nitrate-nitrite, ammonium and total nitrogen. 199

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

The degree of fit between the simulated results and measured values was considered during the model validation using the same methods as the model calibration. The AME and RMSE values were used to evaluate the degree of fit between the simulated results and measured values. Emphasis in the model validation was placed on the temperature and DO results, with less emphasis placed on the water-quality results. For purposes of the model validation, only the initial conditions were altered. None of the approximately 130 parameters were altered. The calibrated models were validated with data collected from March 2011 through November 2014.Simulation results indicated that the model adequately predicted the seasonal dynamics of physical and chemical parameters, including vertical profiles of water temperature and dissolved oxygen concentration as well as nutrient concentrations in the epilimnion. This high level of model performance was repeated throughout the three lake simulations. Simulation results indicated that the model adequately predicted the seasonal dynamics of physical and chemical parameters, including water temperature and dissolved oxygen concentration as well as nutrient concentrations in the epilimnion. This high level of model performance was repeated throughout the three lake simulations. Finally, a sensitivity analysis was completed to understand the effects on the model results of controlled departures in the calibrated model parameters and input loads. For each of the following parameters or input loads, the calibrated lake model value was increased by 20 percent and decreased by 20 percent: wind sheltering coefficient, inflow phosphorus, inflow nitrogen, inflow organic matter, SOD, and the extinction coefficient. During model development and calibration, a more robust but less controlled sensitivity analysis was undertaken in each of the three lake models in order to attain a final calibrated model, meaning that more than the six different constituents underwent sensitivity analysis. However, the six constituents chosen for this analysis were found to be some of the most sensitive parameters or input loads, as well as in previous CE-QUAL-W2 lake models. The taken results justified the undertaken siensitive analysis. Once the model is calibrated and validated, the model can then be used to forecast strategies to improve water quality. The CE-QUAL-W2 model possesses several useful attributes. First and foremost, this model may be used as a tool to better understand the complex hydrodynamic and water quality 200

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

processes that occur within the all three lakes. In addition, this model has the potential to be used to analyze different scenarios that may be of interest to water managers that make decisions on overall lakes management, especially as it relates to water quality. The current modeling system can be further developed as a management tool for the evaluation of different management strategies of controlling the lake hydrodynamic and water quality characteristics. However, a person using this model will develop an improved understanding of some of the interactions that occur, most notably the relationship between algae and associated nutrients that affect dissolved oxygen concentration, and the best means to describe these interactions mathematically. In addition, this model will allow water managers to more quickly and accurately make decisions as to how to operate the lake.

201

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

Curriculum Vitae

Emri

:Adriana

Mbiemri

:ZYFI

Datëlindja

:22.10.1981

Vendlindja

:Dobranj, Bilisht

Adresa Profesionale

:Universiteti Bujqësor i Tiranës, Fakulteti i Shkencave Pyjore, Departamenti i Fizikës dhe Shkenncave të Aplikuara

Adresa Private

:Rruga “e Shkreteve” Shkoze, Tiranë.

celular

I.

:0686082706

Arsimimi dhe Kualifikimi Shkencor

Vitet

Vendi, Institucioni

1996-2000

Shkolla e Mesme e Përgjithshme “Ali Feto” Fitore, Bilisht

2000-2005 Universiteti i Tiranës, Fakulteti i Shkencave Natyrore, Departamenti i Fizikës 2009

II.

Master

Artikuj Shkencorë

[1]. Zyfi, A., Grazhdani, S. 2015. Nutrients dynamics simulation of two lakes in Albania utilizing CE-QUAL-W2 model. International Journal of Engineering Science and Innovative Technology, Vol. 4, Issue 4: 50-59 (ISSN: 2319-5967).

202

Adriana Zyfi, Doktoratë me Temë: “Modelimi i cilësisë së ujit në tre liqene të Shqipërisë duke përdorur modelin CE-QUAL-W2”

[2]. Zyfi, A., Grazhdani S., Ahmeti, A. 2014. Application of CE-QUAL-W2 Model to Water Quality Simulation in Prespa Lakes. International Journal of Innovative Research in Science, Engineering and Technology, Vol. 3, Issue 5: 12021 - 12029.. [3]. Zyfi, A., Grazhdani S. 2014. Modeling Water Quality in the Lake Shkodra Using CE-QUAL-W2 Model. J. Int. Environmental Application & Science, Vol. 9(4): 554-564. [4]. Ahmeti, A., Xhixha, G., Bezzon, G., Bitri, M., Broggini, C., Buso, G., Caciolli, A., Callegari, I., Cfarku, F., Colonna, T., Fiorentino, G., Guastaldi, E., Mantovani, F., Massa, G., Menegazzo, R., Mou, Prifti D. L., Alvarez, C., Kuqi, DH, Shyti, Tushe L., M., Kaçeli, M., Zyfi. A. 2013. Natural radioactivity in clay bricks and cements used in AlbaniaNatyral radioactivity in clay bricks and cements used in Albania. Natura Montenegrina 12 (3-4), pp.1003-1012, (ISSN 1800-7155). [5].Xhixha, G., Ahmeti, A., Bezzon, G., Bitri, M., Broggini, C., Buso, G., Caciolli, A., Callegari, I., Cfarku, F., Colonna, T., Fiorentino, G., Guastaldi, E., Mantovani, F., Massa, G., Menegazzo, R., Mou, L., Alvarez, C., Kuqi, DH, Shyti, M., Kaçeli, M., Zyfi. A. 2013.First characterization of natural radioactivity in building materials manufactured in Albania. Radiation Protection Dosimetry, Vol. 155, No. 2: pp. 217-223. (ISSN 0144-8420). III.

Pjesëmarrje në Kongrese dhe Konferenca

[1]. Zyfi A. , Grazhdani S., Ahmeti A.2013.Modeling Water Quality in the Lake Shkodra Using CE-QUAL-W2 Model. International Symposium of Ecologists of the Republic of Montenegro 02 – 05 Budva, Montenegro 2013. [2]. Grazhdani S., Zyfi A., Ahmeti. 2011. Water Quality Modeling of Lake Macro Prespa Ecosystem. International Conference on Ecosystems.In Proceedings ofInternational Conference on Ecosystems, 4 – 6 June 2011, Tirana, Albania. [3]. Grazhdani S., Zyfi A. 2011. Phytoplankton Modeling in Lake Prespa. In Proceedings ofInternational Conference on Carstic Water Bodies in Albania, 9 – 11 June 2011, Elbasan, Albania. [4]. Grazhdani S., Zyfi A. 2010. An Approach to Modelling Nutrient/FoodChain Interactions with Application to Lake Shkodra. In Proceedings of BALWOIS 2010 Conference, 25 - 29 May, Ohrid – Macedonia.

203