II - doktoratura.unitir.edu.al · Lidhja ADN-së pikofitoplanktonike me ADN-së fitoplanktonike 90 5.5. Analiza e zonës 16-23S ITS për të vlerësuar diversitetin gjenetik të Synechococcus

Gjyli L. (2014). Identifikimi i cianobakterit Synechococcus në ujërat e Gjirit të Durrësit, bazuar në

fragmentet gjenike ribozomale specifike

Disertacion

Paraqitur nga:

Msc. Laura GJYLI

Për gradën shkencore:

DOKTOR

Identifikimi i cianobakterit Synechococcus në ujërat e Gjirit të

Durrësit, bazuar në fragmentet gjenike ribozomale specifike

Udhëhequr nga:

Prof. As. Dr. Ariola BACU

Mbrohet më datë________________ para jurisë:

1._________________________________, Kryetar

2._________________________________, Anëtar (Oponent)

3._________________________________, Anëtar (Oponent)

4._________________________________, Anëtar

5._________________________________, Anëtar

Tiranë, 2014

REPUBLIKA E SHQIPËRISË

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE TË NATYRËS

DEPARTAMENTI I BIOTEKNOLOGJISË

Programi: Bioteknologji Bimore Adresa: Bulevardi “ZOG I”, Tiranë, Tel/Fax: ++ 355 4232 120; www.unitir.edu.al;fshn.edu.al

E = mc2

H2O

x

dx



II

"Më lejoni t'ju tregoj sekretin që më çoi drejt synimit tim:

forca ime qëndron vetëm në këmbënguljen time".

Louis Pasteur (Mikrobiololog dhe kimist francez, 1822-1895)



III

FALENDERIME DHE MIRËNJOHJE

Përfitoj nga rasti të shpreh falenderime dhe mirënjohje ndaj:

Departamentit të Bioteknologjisë dhe Fakultetit të Shkencave të Natyrës, Universiteti i Tiranës, që mundësuan mbarëvajtjen e doktoraturës, si pjesë e programeve

të ciklit të tretë të studimeve pranë këtij departamenti, si dhe për mbështetjen financiare

përmes projektit “Monitorimi i cilësisë së ujërave dhe gjendjes trofike të Lagunave Kunë-

Vain dhe Liqenit të Shkodrës, 2009-2011”.

Laboratorit të Akuakulturës dhe Peshkimit, Durrës, Universiteti Bujqësor i

Tiranës dhe Dr. J. Kolitari, e cila mundësoi kryerjen pranë këtij laboratori të analizave të

parametrave për vlerësimin e cilësisë së ujërave.

Prof. As. Dr. A. Bacu, Përgjegjëse e Departamentit të Bioteknologjisë, FSHN,

UT, udhëheqëse e doktoraturës. Që prej bashkëpunimit tim të parë, të suksesshëm me

profesoreshë Ariolën, si udhëheqëse e diplomës gjatë studimeve në degën Biologji 5-

vjeçar; më ka dhënë ndihmesë shkencore në metodikë, në laborator, veçanërisht në

evidentimin e pranisë së specieve pikofitoplanktonike me analiza molekulare, leximin e

kujdesshëm të këtij punimi dhe publikimeve të tjera që lidhen me të, por edhe kurajo dhe

këshilla të vazhdueshme për t’u përmirësuar dita-ditës. Faleminderit me gjithë zemër,

profesoreshë Ariola!

Dy specialistëve të laboratoreve, me të cilët pata nderin dhe fatin të punoj e mësoj

shumë gjatë këtij studimi: E. Terpo, specialiste e Lab. të Bioteknologjisë, FSHN, UT,

dhe E. Gorrenca, specialist i Lab. të Hidrokimisë, pranë Lab. të Akuakulturës dhe

Peshkimit, Durrës, UBT, të cilët dhanë pakursyer ndihmesën e tyre në mbarëvajtjen e

punës laboratorike së studimit; përkatësisht në filtrim, ekstraktim, analizimin e ADN-së

fitoplanktonike & pikofitoplanktonike (Lab. i Bioteknologjisë) dhe matjen e parametrave

fiziko-kimikë dhe biologjikë të ujërave (Lab. i Hidrokimisë).

Gjithë stafin e Departamentit të Bioteknologjisë, që më mbështetën dhe më

pritën me dashamirësi, në veçanti që të dyja Ritat, Mira, Entela, Sandra, Jaku dhe Dr.

V. Sota.

Profesorëve të mi në FSHN, UT, që dhanë kontributin e tyre në formimin tim

shkencor dhe akademik. Prof. Dr. A. Miho, për sygjerimet lidhur me hartimin e tabelës

së parametrave fiziko-kimikë dhe biologjikë si dhe shqipërimin e një pjese të emërtesave

së tyre. Prof. Dr. A. Çullaj, për sygjerimet lidhur me vlerësimin e raportit të lëndëve

ushqyese (N:P). Prof. Dr. F. Babani, për sygjerimet lidhur me formatimin e tabelave,

grafikëve dhe figurave. Prof. Dr. M. Hysko, për ndihmesën në udhëheqjen e mikrotezës

dhe eksperiencën fillestare në studimin mikrobik të ujërave detare të Gjirit të Durrësit.

Msc. S. Zerelli, për sygjerimet lidhur me përpunimet dhe interpretimet

statistikore të të dhënave. Dr. M. Shyti, për ndihmën në përpunimin e të dhënave me

programin Statistika. Dr. B. Vrenozi, për sygjerimet lidhur me formatimin e

autoreferatit.

Fatmirin, për përgatitjen e pajisjes, që mundësoi marrjen e mostrave të ujit, për

shoqërimet në ekspedita, fotografimet, së bashku me Silvanën & Blerinën, si dhe

Erjonin, për kopertinën e disertacionit.



IV

Duke falenderuar Zotin, këtë studim ia kushtoj familjes sime, prindërve dhe motrave,

që m’u gjenden pranë në çdo moment...



V

PASQYRA E LËNDËS

Falenderime dhe mirënjohje III

Pasqyra e lëndës V

Parathënie X

Qëllimi i studimit XII

Shkurtime XIII

I. PIKOFITOPLANKTONI, KATEGORITË, VEÇORITË QELIZORE, NDIKIMI

I FAKTORËVE MJEDISORË MBI TO 1

1.1. Ç’është fitoplanktoni, rëndësia mjedisore e tij 1

1.2. Pikofitoplanktoni, kategoritë e tij taksonomike 1

1.2.1. Historitë evolutive të gërshetuara të Synechococcus detar dhe Prochlorococcus

marinus 3

1.2.2. Klasifikimi taksonomik i Synechococcus 6

1.2.3. Filogjeneza e Synechococcus 6

1.3. Përshkrimi dhe rëndësia e Synechococcus si përfaqësues i zgjedhur në studim 7

1.4. Struktura qelizore dhe metabolizmi 8

1.4.1. Pigmentet 8

1.4.2. Lëvizshmëria 9

1.4.3. Produktet bioaktive të Synechococcus 9

1.5. Faktorët mjedisorë që ndikojnë tek Synechococcus 10

1.5.1. Drita 10

1.5.2. Lëndët ushqyese (azoti dhe fosfori) 10

1.5.3. Temperatura 11

1.5.4. Kripshmëria 11

1.5.5. Kullotat dhe vdekja virale 12

1.5.6. Ndikimi i pranisë së metaleve të rënda dhe reagimi i Syneccococcus 12



VI

II. KARAKTERISTIKA TË PËRGJITHSHME MJEDISORE TË GJIRIT TË

DURRËSIT 15

2.1. Karakteristika të përgjithshme fiziko-gjeografike, klimatike, gjeomorfologjike dhe

mjedisore të Gjirit të Durrësit 15

2.1.1. Vështrim i përgjithshëm fiziko-gjeografik i Gjirit të Durrësit 15

2.1.2. Porti Detar i Durrësit 16

2.1.3. Karakteristikat klimatike dhe hidrodinamike të Gjirit të Durrësit 17

2.1.4. Morfologjia e steresë dhe e fund-detit të Gjirit të Durrësit 18

2.1.5. Komunitetet biologjike të Gjirit të Durrësit përfshirë dhe basenin e Portit Detar të

Durrësit 19

2.1.6. Zhvillimet aktuale në bregdetin e Gjirit të Durrësit 20

III. METODA TË PËRDORURA PËR EVIDENTIMIN E PRANISË SË

PIKOFITOPLANKTONIT NË MJEDISET UJORE 22

3.1. Identifikimi dhe karakterizimi i popullatave mikrobike duke përdorur flow

citometrinë 22

3.2. Vlerësimi i shkallës së rritjes së shtameve të Synechococcus detar përmes

përmbajtjes sasiore të biomolekulave 23

3.3. Analiza filogjenetike molekulare e tri shtameve Synechococcus të izoluara nga uji i

detit 24

3.4. Zbulimi i ekotipeve Prochlorococcus dhe Synechococcus me anë të përdorimit të

sekuencave të hapësirave të transkriptuara të brendshme (ITS) të 16S-23SrADN 25

IV. MATERIALE DHE METODA 27

4.1. Stacionet e marrjes së mostrave 27

4. 1.1. Koordinatat gjeografike të stacioneve të kampionimit 27

4.2. Metodika e marrjes së mostrave 28

4.3. Përcaktimi i parametrave fiziko-kimikë dhe biologjikë të mostrave të ujit 28

4.4. Filtrimi 30

4.4.1. Filtrat e nevojshëm dhe reaktivat 30

4.5. Ekstraktimi i ADN-së së fitoplanktonit dhe pikofitoplanktonit nga filtrat specifikë 31

4.6. Matja e sasisë dhe cilësisë së ADN-ve 31

4.7. Evidentimi i pranisë së specieve pikofitoplanktonike bazuar në shumëfishimin me

anë të PCR-së të fragmentit ribozomik 16S-23SrADN 32



VII

4.7.1. Hartimi i primerave specifikë për rajonin 16S-23S të ADN-së ribozomale të

Synechoccocus 32

4.7.2. Protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së 32

4.7.2.1. Mostrat e ADN-së së përdorur si model për shumëfishim 33

4.7.3. Kushtet e ciklimit 33

4.8. Elektroforetimi i produkteve të shumëfishuara, protokolli 33

4.9. Diversiteti i pikocianobaktereve marine Synechococcus dhe Prochlorococcus bazuar

në shumëfishimin me anë të PCR të rajoneve 16S-23S ITSrADN pikofitoplanktonike 34

4.9.1. Primerat e përdorur për shumëfishimin e rajoneve ITS të specieve

pikofitoplanktonike Synechococcus dhe Prochlorococcus 34

4.9.2. Protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së 35

4.9.2.1. Protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së për çiftin e primerave (ITS-af / ITS-

ar) 35

4.9.2.2. Protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së për çiftin e primerave (ITS-bf / ITS-

br) 36

4.9.2.3. Mostrat e ADN-së së përdorur si model për shumëfishim 36

4.9.3. Kushtet e ciklimit për çiftin e primerave (ITS-af / ITS-ar) 36

4.9.4. Kushtet e ciklimit për çiftin e primerave (ITS-bf / ITS-br) 37

4.10. Elektroforetimi i produkteve të shumëfishuara, protokolli 37

4.11. Analiza statistikore 37

V. REZULTATE DHE DISKUTIME 38

5.1. Vlerësimi i faktorëve mjedisorë që ndikojnë në praninë e pikocianobaktereve në

ujërat e Gjirit të Durrësit 38

5.1.1. Vlerësimi i faktorëve mjedisorë abiotikë (parametrat fiziko-kimikë) 38

5.1.1.1. Temperatura 38

5.1.1.2. Pehashi 41

5.1.1.3. Oksigjeni i tretur (DO) 44

5.1.1.4. Ngopja me oksigjen (DO%) 47

5.1.1.4. Kripshmëria 49

5.1.1.5. Turbullia 52

5.1.1.6. Lëndët ushqyese (azoti dhe fosfori) 55

5.1.1.6.1. Nitratet (NO3-) 55

5.1.1.6.2. Fosfatet (PO43-

) 59



VIII

5.1.1.6.3. Raporti N:P në vlerësimin e faktorit kufizues të prodhimtarisë parësore dhe

ndikimi në lulëzimin e algave 61

5.2 Vlerësimi i klorofilës a totale (Chl a) si faktor mjedisor biotik (parametër biologjik)

63

5.2.1. Klorofila a totale (Chl a) dhe gjendja trofike e ujërave të Gjirit të Durrësit 64

5.3. Vlerësimi sasior i ADN-së fitoplanktonike dhe prania e gjinisë Synechococcus

67

5.3.1. Vlerësimi i pastërtisë së ADN-së fitoplanktonike 67

5.3.2. Sasia e ADN-së fitoplanktonike sipas muajve 68

5.3.3. Variacioni i sasisë ADN-së fitoplanktonike sipas stinëve 70

5.3.4. Sasia e ADN-së fitoplanktonike sipas stacioneve dhe diskutime mbi ndikimin e

metaleve të rënda në rritjen e fitoplanktonit 73

5.3.5. Prania e cianobakterit Synechococcus dhe diskutime mbi ndikimin e metaleve të

rënda në rritjen e tij 76

5.3.6. Analiza e lidhjeve dhe e grupimit të parametrave dhe stacioneve marrë në studim

76

5.3.6.1. Lidhja e ADN-së fitoplanktonike me faktorët mjedisorë 76

5.3.6.2. Lidhja e faktorëve mjedisorë ndërmjet tyre 78

5.3.6.3. Analiza faktoriale dhe grupimi i parametrave të ngjashëm të stacioneve të

ngjashëm 79

5.4. Vlerësimi sasior i ADN-së pikofitoplanktonike të izoluar përmes filtrimit të dytë 82

5.4.1. Vlerësimi i pastërtisë së ADN-së pikofitoplanktonike 82

5.4.2. Vlerësimi sasior i ADN-së pikofitoplanktonike sipas muajve 83

5.4.3. Vlerësimi sasior i ADN-së pikofitoplanktonike sipas stinëve 85

5.4.4. Sasia e ADN-së pikofitoplanktonike sipas stacioneve dhe diskutime mbi ndikimin e

metaleve të rënda në rritjen e pikofitoplanktonit 86

5.4.5. Lidhja e ADN-së pikofitoplanktonike me faktorët mjedisorë 88

5.4.6. Lidhja ADN-së pikofitoplanktonike me ADN-së fitoplanktonike 90

5.5. Analiza e zonës 16-23S ITS për të vlerësuar diversitetin gjenetik të Synechococcus

dhe Prochlorococcus në Gjirin e Durrësit 91

5.5.1. Lidhja midis shumëllojshmërisë së zonës ITS dhe cilësisë së ujërave në stacionet e

monituruara 92

5.5.2. Prania e popullatave të ndryshme gjenetikisht të pikocianobaktereve të gjinisë

Synechococcus dhe diskutime mbi faktorët mjedisorë që mund të ndikojnë në

variabilitetin e këtyre pupullatave në ujërat detare 92



IX

VI. PËRFUNDIME 93

VII. REKOMANDIME 97

VIII. BIBLIOGRAFIA 98

PËRMBLEDHJE 118

ABSTRACT 118



X

PARATHËNIE

Cianobakteret janë organizma me një rëndësi të madhe ekologjike si prodhues

primarë kryesorë fitoplanktonikë, përgjegjës për gjysmën e fotosintezës në planet. Si të

tillë janë aktorë me rëndësi në funksionimin oqeanik global, në ciklin e karbonit dhe në

evoluimin e klimës (Dufresne et al., 2003; Rocap et al., 2003; Waterbury et al., 1986a;

Partensky et al., 1999b).

Cianobakteret janë një nga kategoritë e fitoplanktonit prokariotik, që gjendet në ujëra të

ëmbla rrjedhëse dhe ato detare. Ato shumëqelizore dhe fijëzore i përkasin klasave të

nanofitoplanktonit dhe mikrofitoplanktonit. Mikrofitoplanktonet si diatomet dhe

dinoflagjelatët janë zakonisht nga 20–200 µm. Kokolitoforidët dhe silikoflagjelatët janë

pjesë e nanofitoplanktonit dhe kanë përmasa nga 2–20 µm. Më të vegjëlit e fototrofëve

me përmasa 0.2–2 µm janë pikofitoplanktonet, përfshirë cianobakteret një-qelizore dhe

lloje të tjera të eukariotëve fotosintetikë (Dawes 1998; Sandifer et al., 1980).

Pikofitoplanktoni detar (qeliza < 2–3 μm në diametër) i përket kryesisht dy

gjinive të cianobaktereve, Synechochoccus dhe Prochlorococcus dhe pikoplanktonit

eukariotik (Stockner & Antia, 1986; Partensky et al., 1999b).

Synechococcus (Johnson & Sieburth, 1979; Waterbury, 1985) është cianobakteri

dominant, që përmban fikobilisomë. Është përgjithësisht më i bollshëm në zonat e pasura

me lëndë ushqyese sesa në zonat oligotrofike, dhe kontribon në fiksimin global të C, me

mbi 20% në disa zona (Li, 1994).

Ekosistemi oqeanik përfshin zona eutrofike, mezotrofike, oligotrofike dhe paraqet

një mjedis me dritë të ndërlikuar, ndaj fiziologjia e këtyre organizmave fokusohet në

aftësinë e tyre për të siguruar lëndët ushqyese në përqëndrime nën-mikromolare, dhe për

të kapur dritën në kufij intensitetesh (në një kolonë uji) dhe cilësish të ndryshme (për

shembull ujërat bregdetare kundrejt atyre oqeanike të hapura) (Scanlan, 2003).

Përveç periodicitetit ditë-natë dhe atij stinor në mjedisin me dritë diellore, ka

ndryshime shoqëruese në strukturën e kolonës së ujit, për shembull ujërat e shtresëzuara

kundrejt ujërave të mirë-përziera, të cilat gjithashtu zmadhojnë ose ndryshojnë gradientët

ushqimorë dhe dritën (Scanlan, 2003).

Nga vera drejt dimrit hasen ndryshime të një shkalle të gjerë në mjedisin jetësor të

këtyre organizmave, ndër të cilat, mund të selektohen gjenotipe “elastike”, që paraqiten

gjatë vitit të afta për t’iu përgjigjur ndryshimeve mjedisore (Scanlan, 2003).

Nivelet e ndryshme të kontributit të pikofitoplanktonit në biomasën totale

fotosintetike çojnë në përfundimin se zhvillimi i tyre nuk është një konstante globale, dhe

ndryshon sipas vendndodhjeve gjeografike. Kripshmëria, temperatura dhe

qëndrueshmëria e kolonës së ujit mund të ndikojnë në kontributin në përqindje të

pikoplanktonit në biomasën fitoplanktonike totale (Veldhuis et al., 2005).

Përgjithësisht, kripshmëria e ulët dhe temperaturat e larta shtojnë përmbajtjen e

Synechococcus si përbërës i pikofitoplanktonit (Ning et al., 2000). Përveç kripshmërisë

dhe temperaturës, penetrimi i dritës dhe lëndët ushqyese, gjithashtu ndikojnë në rritjen e

pikofitoplanktonit krahasuar me fitoplanktone të tjera më të mëdha në përmasa.

Të dhënat e flow citometrisë sugjerojnë se qelizat e Synechococcus dhe

Prochlorococcus kanë aftësi të aklimatizohen dhe rriten me eficencë më të madhe në

intensitete të ulëta të dritës (Olson et al., 1990). Kështu, eficenca e rritjes së



XI

cianobaktereve, rritet me uljen e intensitetit të dritës. Në vendet ku drita është e

ndryshueshme, për shëmbull, gjatë ditës, në stinë të ndryshme, apo thellësi të ndryshme,

edhe sasia e cianobaktereve do të ndryshojë. Përveç ndikimit të dritës në rritjen e

cianobaktereve ndikojnë ndjeshëm edhe lëndët ushqyese. Në oqeanet oligotrofike

dominon Prochlorococcus, ndërsa në mjediset e mbyllura bregdetare të pasura me lëndë

ushqyese dominon Synechococcus (Olson et al., 1990).

Sot, ekzistojnë mjetet molekulare të nevojshme për të vlerësuar shpërndarjen e

gjenotipeve të cianobaktereve të ujërave detare (Fuller et al., 2003).

Në këtë punim, paraqitet përdorimi i fragmenteve gjenike ribozomale tipike për

cianobakteret pikofitoplanktonike, si mjeti për evidentimin e pranisë së këtyre specieve

në ujërat e cekëta të Gjirit të Durrësit.

Gjiri i Durrësit bazuar në veçoritë natyrore dhe ato mjedisore, të imponuara nga

dora e njeriut, mund të konsiderohet si një ekosistem shumë kompleks. Nga pikëpamja

ekonomike, padyshim konsiderohet si një prej zonave më të rëndësishme të bregdetit

shqiptar, dhe si e tillë vuan njëherësh pasojat e përdorimit intensiv.

Stacionet e zgjedhura për marrjen e mostrave, gjenden në pjesë të Gjirit të Durrësit të

konsideruara si hot spot-e për shkak të kategorive të ndryshme të ndotjeve të pranishme,

si derdhje kanalesh ujërash të zeza, pranë ish pontilit të karburanteve të portit, pranë

plazheve intensive, pranë venddepozitimit të mbetjeve të ngurta, etj.

Identifikimi i pranisë së cianobaktereve pikofitoplanktonike me metoda

molekulare, u parapri nga studimi i kushteve të raportuara mjedisore në të cilat mund të

gjenden këto gjallesa, më pas nga vlerësimi i faktorëve abiotikë dhe biotikë të Gjirit të

Durrësit në gjashtë stacione, dhe analizimi në parim i mundësive për një prani të

mundshme të këtyre gjallesave në të.

Në vijim, u punua për përshtatjen e metodikës së izolimit me anë të filtrimit të

gjallesave pikofitoplanktonike nga mostrat e ujit, dhe prej tyre pastrimi i ADN-së

gjenomike totale. Sasia e ADN-së u përdor për të ndërtuar një korrelacion me parametrat

mjedisorë të ndryshueshëm (variable).

Duke përdorur si ADN model atë fitoplanktonike, u arrit të shumëfishohej

fragmenti gjenik ribosomal 16S tipik për Synechococcus me anë të PCR-së.

Meqenëse, dy speciet kryesore të pikofitoplanktonit detar Prochlorococcus dhe

Synechococcus ndajnë një ngjashmëri shumë të lartë në nivel ADN-je, u vendos të

shumëfishoheshin me anë të PCR-së disa rajone përsëritëse të gjenomave cianobakteriale

të njohura si ITS-internal transcribed spacers, gjatësia e të cilave varion në nivel

popullatash dhe është raportuar si një mënyrë efikase për të dalluar dy speciet ndërmjet

tyre. Në këtë mënyrë, raportohen të dhënat e para mbi praninë e mëse një popullate

pikofitoplanktonike në këto ujëra.

Punimi ndër të tjera, jep përfundime të rëndësishme mbi variacionin stinor të

parametrave biotikë dhe abiotikë të ujërave dhe ndërton korrelacione me variacionin e

njëkohshëm të pikofitoplanktonit duke krijuar mundësinë për të gjykuar mbi aftësitë

adaptuese të këtyre gjallesave ndaj ndryshueshmërisë së mjedisit të tyre jetësor.

Ndër veçoritë e njohura të Gjirit të Durrësit është ndotja me metale të rënda dhe

karburante, ndaj vlerësimi i sasisë së organizmave fitoplanktonike dhe

pikofitoplanktonike në stacionet me prani të theksuar të këtyre ndotësve, kontribon në

arritjen e një tjetër përfundimi të rëndësishëm mbi adaptueshmërinë e këtyre gjallesave në

kushte specifike.



XII

QËLLIMI I STUDIMIT

Qëllimi i studimit është identifikimi i cianobakterit Synechococcus në brigjet shqiptare të

Gjirit të Durrësit, bazuar në fragmentet gjenike ribozomale specifike.

Studimi i paraqitur synon këto objektiva:

Të japë kontribut në raportimin për herë të parë të pranisë së pikocianobaktereve

prokariotike të gjinisë Synechococcus në brigjet shqiptare të Gjirit të Durrësit.

Të raportojë përdorimin e metodave molekulare të bazuara në ADN për

evidentimin e pranisë së species Synechococcus, përmes shumëfishimit të një

fragmenti gjenik ribozomal tipik për këtë specie.

Të raportojë përdorimin e përmasave të fragmenteve ITS-internal transcribed

spacers, për të gjykuar mbi diversitetin e pikocianobaktereve prokariotike në

ujërat e Gjirit të Durrësit.

Të kryejë vlerësimin sasior të biomasës pikofitoplanktonike bazuar në sasinë e

ADN-së gjenomike.

Të vlerësojë faktorët mjedisorë fiziko-kimikë dhe biologjikë si temperatura, pH,

O2 i tretur, ngopja me oksigjen e ujërave, kripshmëria, turbullia, nitratet, fosfatet,

Chl a totale, ADN-së fitoplanktonike në Gjirin e Durrësit gjatë një periudhe të

caktuar dhe t’i përdorë ato për ndërtimin e korrelacioneve, që ndihmojnë në të

kuptuarit e dinamikës së këtyre popullatave në kushtet tipike të Gjirit të Durrësit.

Të gjykojë mbi kategoritë e faktorëve fiziko-kimikë, që mund të kenë rol

përcaktues në rritjen e popullatave cianobakteriale të Gjirit të Durrësit, bazuar në

të dhënat konkrete të këtyre parametrave.

Të analizojë në mënyrë krahasuese parametrat e matur në Gjirin e Durrësit me ato

të Adriatikut Jugor dhe Detit Mesdhe si dhe të japë një përfundim përgjithësues

mbi gjendjen mjedisore në Gjirin e Durrësit, që është areali i studimit.



XIII

SHKURTIME

dNTPs (deoxynucleoside 5’-triphosphates) deoksinukleotide

EDTA (ethylene diamine tetraacetic acid) acidi etilen diaminë tetraacetik

EtBr ethidium bromide bromur etidiumi

EtOH (ethanol) etanol

f (forward direction) kahu orar

r (reverse) kahu kundërorar

ITS (Internal transcribed spacer) hapësirë e brendshme e transkriptuar

kb (kilobases) kilobaza

bp (base pairs) çifte bazash

NaOAc (sodium acetate) acetat natriumi

OD (optical density) densideti optik

PCR polymerase chain reaction Reaksion i shumëfishimit zinxhir

rDNA (ribosomal DNA) rADN (ADN ribozomale)

tRNA (transfer RNA) tARN (ARN transporti)

SDS (sodium dodecyl sulphate) sodium dodecil sulfat

STE (sodium Tris-EDTA) sodium Tris-EDTA

TAE (Tris-acetate EDTA) Tris-acetat EDTA

TBE (Tris-borate EDTA) Tris-borat EDTA

TE (Tris-EDTA) Tris-EDTA

U unit(s) njësi enzimatike

UV rrezatim ultraviolet

NTU (nephelometric turbidity units) njësi turbiditeti nefelometrike

rRNAs (ribosomal RNA subunits) rARNs (nënnjësi ARN ribozomale)

rDNAs (ribosomal RNA subunits) rADNs (nënnjësi ADN ribozomale)

(DAPI) (4',6-diamidino-2-phenylindole) ` (4',6-diamidino-2-fenilindol)



1

I. PIKOFITOPLANKTONI, KATEGORITË, VEÇORITË QELIZORE, NDIKIMI

I FAKTORËVE MJEDISORË MBI TO

1.1. Ç’është fitoplanktoni, rëndësia mjedisore e tij

Një nga kategoritë e mikroorganizmave më të rëndësishëm të ekosistemeve detare është

fitoplanktoni. Ky i fundit, si një prodhues primar, luan rol të rëndësishëm në qarkullimin

e lëndës dhe rrjedhën e energjisë në ekosistemet ujore. Prania e tij shpesh kontrollon

rritjen, kapacitetin e riprodhimit dhe karakteristikat e popullatave të organizmave të tjerë

ujorë. Kështu, studimi i fitoplanktonit është thelbësor për vlerësimin e mjedisit ujor.

Gjithashtu, fitoplanktoni ndihmon në pastrimin e ujërave të ndotura apo në përmirësimin

e cilësisë së tyre, duke transformuar lëndët inorganike në substanca organike (Graham &

Wilcox, 2000).

Brenda sistemit pelagjik, algat prokariote dhe eukariote janë prodhuesit primarë kryesorë.

Përmasat qelizore të fitoplanktonit ndryshojnë më shumë se 100-herë ndërmjet kategorive

të pikoplanktonit të vogël (0.2–2 μm), nanoplanktonit (2–20 μm) dhe mikroplanktonit të

madh (20–200 μm). Fraksioni i pikoplanktonit përbëhet kryesisht nga prokariotë si

cianobakteret njëqelizore Synechococcus dhe Prochlorococcus, por gjenden edhe disa

eukariotë.

Në fraksionin e nanoplanktonit flagjelatët janë të zakonshëm, ndërsa diatomet dhe

dinoflagjelatët zakonisht dominojnë fraksionin e mikroplanktonit. Aktiviteti biologjik

lidhet ngushtë me proceset dinamike, të cilat rregullojnë furnizimin vertikal ushqimor dhe

lëvizjet e qelizave të fitoplanktonit në shtresën eufotike. Studimet e ekologjisë detare

planktonike janë fokusuar kryesisht në vlerësimin e shkallës së rritjes të përbërësve të

ekosistemeve ujore dhe si ato ndikojnë në ciklet biogjeokimike. Përbërja fitoplanktonike

konsiderohet si një bioindikator natyror, për shkak të përgjigjeve të ndërlikuara dhe të

shpejta, ndaj luhatjeve të kushteve mjedisore (Livingston, 2001).

Struktura e rrjetës ushqimore mikrobike pelagjike dhe funksionimi i saj është në një masë

të madhe e përcaktuar nga prodhuesit parësorë. Për shembull, në një sistem të dominuar

nga diatometë, një pjesë e madhe e prodhimtarisë parësore kanalizohet nëpërmjet rrjetave

ushqimore klasike ose humbet nga sistemi përmes sedimentimit (Wassmann, 1993;

Heiskanen & Kononen, 1994).

Ndërsa, në sistemet e dominuara nga cianobakteret njëqelizore, një pjesë e madhe e

energjisë dhe karbonit do të përpunohen brenda rrjetës ushqimore mikrobike dhe do të

riciklohen në zonën eufotike (Smetacek, 1985 & 2002).

Fati i prodhimtarisë parësore (kullotat, filtrimi, formimi i agregatit, sedimentimi) duket se

varet në një masë të madhe nga përmasat e qelizave. Në përgjithësi, përqëndrimet e larta

të planktonit me përmasa mikro janë të lidhura me ujëra të trazuara p.sh. rrymat detare,

frontet ose burimet si dhe përzierjet e ujërave vjeshtore, ndërsa piko dhe nanoplanktoni

dominojnë në ujërat e ndenjura, p.sh. në det të hapur ose ujërat e shtresëzuara gjatë verës

(Kiørboe, 1993). Prodhimtaria parësore, fluksi vertikal dhe rigjenerimi i lëndëve

ushqyese në një ekosistem bregdetar paraqitet në figurën 1.1.



2

Figura 1.1. Prodhimtaria parësore, fluksi vertikal dhe rigjenerimi i lëndëve ushqyese në një

ekosistem bregdetar. Gjithashtu tregohen disa nga organizmat e përfshirë, sikurse fitoplanktoni,

zooplanktoni, nivelet më të larta ushqyese dhe organizmat bentonikë. Shigjetat e gjëra dhe të

holla tregojnë përkatësisht skenarët e fluksit vertikal të rëndësishëm dhe të papërfillshëm (A.

Keck & P. Wassmann, 1993).

1.2. Pikofitoplanktoni, kategoritë e tij taksonomike

Pikoplanktoni, në përgjithësi i njohur si plankton me madhësi 0.2–2 µm, përbëhet

kryesisht nga bakteret heterotrofe dhe pikofitoplanktoni (cianobakteret dhe

pikoeukariotët). Bakteret heterotrofe luajnë role të rëndësishëm në ciklin e elementëve

dhe dinamikën trofike në det (Azam et al., 1983). Pikofitoplanktoni është kontribuesi

kryesor në biomasën fitoplanktonike në ekosistemet oligotrofike oqeanike. Në veçanti

cianobakteret, që i përkasin gjinive Synechococcus dhe Prochlorococcus janë

komponentë të rëndësishëm të komunitetit pikofitoplanktonik në ujërat oqeanike globale

(Li et al., 1983; Karlson & Nilsson, 1991; Burkill et al., 1993; Odate, 1996).

Pikofitoplanktoni është një komponent i pranishëm në të gjitha sistemet oqeanike.

Përqëndrimi i qelizave të Prochlorococcus dhe Synechococcus në mjedise detare të

ndryshme zakonisht është vlerësuar me anë të flow-cytometri-së (Li, 1995).

Prochlorococcus, i cili është fotoautotrofi më i vogël oksigjenik (~0.6 μm në diametër),

është numerikisht i bollshëm (105 qeliza ml

-1), sidomos në oqeanin tropikal (Partensky et

al., 1999). Përgjithësisht, Prochlorococcus është organizmi më i bollshëm në zonën

eufotike të oqeanit tropikal dhe subtropikal dhe numerikisht i tejkalon grupet e tjera nga

10 deri në 100 herë (Blanchot et al., 2001).

Pikoeukariotët janë gjetur në përgjithësi gjatë gjithë zonës eufotike, pavarësisht nivelit të

dritës (Blanchot & Rodier, 1996).



3

Prochlorococcus dhe pikoeukariotët përgjithësisht tejkalojnë Synechococcus, në mjediset

me ndriçim të dobët. Numri i Synechococcus është më i lartë atje ku Prochlorococcus

është më pak i bollshëm (Olson et al.,1990â; Partensky et al.,1996). Synechococcus është

larg numrit të madh të Prochlorococcus në gjithë mjediset, ku ato bashkëndodhen, me

përjashtim të zonave të qëndrueshme të pasura me ushqyes, sikurse zonat me rryma

ngjitëse dhe zonat bregdetare (Partensky et al., 1999a).

Synechococcus, i cili është i madh (~1–2 μm në diametër) krahasuar me

Prochlorococcus, është i shpërndarë kudo, nga deti i hapur në bregdet (Olson et al.,

1990b). Synechococcus paraqitet në përqëndrime nga pak qeliza deri në 106 qeliza ml

-1,

në gjithë zonat eufotike të oqeanit botëror (Fig. 1.2) (Waterbury et al., 1986b).

Figura 1.2. A. Synechococcus; B. Prochlorococcus (http://newscenter.lbl.gov/news-

releases/2003/08/14/genomes-of-tiny-microbes-yield-clues-to-global-climate-change).

1.2.1. Historitë evolutive të gërshetuara të Synechococcus detar dhe Prochlorococcus

marinus

Pavarësisht lidhjes së ngushtë në prejardhje të zbuluar falë analizës krahasuese të 16S

rARN, Prochlorococcus dallohet nga Synechococcus, ndër të tjera, nga një set unik i

pigmenteve fotosintetike, aparati i ndryshëm i depozititmit të dritës, përmasa më të vogla

dhe aftësi më të mira për tu rritur në ujërat oligotrofike (Partensky et al., 1999).

Nisur nga gjeni rpoC1 dhe analiza e sekuencave të brendshme të transkriptuara (ITS-

internal transcribed spacer) të 16S–23SrARN, Prochlorococcus shfaqet si një degë motër

e Synechococcus detar (Palenik & Haselkorn, 1992; Urbach et al., 1992; Rocap et al.,

2002).

Diversiteti i madh i vëzhguar brenda specieve të gjinisë Prochlorococcus, çoi në

përfshirjen e ekotipeve të shumta (grupeve të gjendura në kushte mjedisore të ndryshme,

apo bazuar në fiziologjinë e tyre), në dy ndarje të dallueshme si ekotipe të përshtatura në

intensitet të ulët drite (low-light) dhe intensitet të lartë drite (high-light) (Coleman &

Chisholm, 2007), me ndarje të mëtejshme të nëngrupeve të pastra (Fig. 1.3) (Ahlgren et

al., 2006). Edhe vetë studiuesit, që propozuan këtë ndarje gjykojnë se, megjithëse ka

korrelacione të disa parametrave mjedisorë, si lëndët ushqyese në dispozicion,

temperatura, dhe drita (Coleman & Chisholm, 2007), vërejnë se “njohja e degëve dhe

grupeve, si dhe interpretimi i tyre në dritën e faktorëve ekologjikë, varet nga shkalla e

observimit”.

Përftimi i sekuencave gjenomike nga shtamet e Synechococcus detare dhe

Prochlorococcus ka ndihmuar në të kuptuarit e evoluimit të këtyre organizmave. Është

provuar tashmë që Prochlorococcus tenton të ketë gjenomë më të vogël dhe me



4

përmbajtje më të ulët të GC. Pavarësisht ngjashmërisë > 96% të 16S rARN, midis (dhe

brenda) Prochlorococcus dhe Synechococcus detar, është vlerësuar ngjashmëria e

mesatares nukleotidike (ANI) dhe ngjashmëria e mesatares aminoacidike (AAI)

(Dufresne et al., 2008), të cilat rezultojnë të ndryshme. Një përjashtim nga ky konstatim

bën proteina shumë e ruajtur (hiperkonservative) e përshkruar nga Zhaxybayeva et al.

(2007). Organizimi i shumëllojshëm i gjeneve koduese për ARN-të e transportit dhe ato

ribozomike në ishuj gjenomike tipikë, sugjerojnë mundësinë e transferimit horizontal të

gjeneve apo ngjarje të lidhura me rikombinimin e tyre (Rocap et al., 2003; Coleman et

al., 2006).

Sullivan et al. (2003) zbuloi fagë, që infektonin shtame të Prochlorococcus dhe fagë, të

cilët mund të infektonin ekotipe të Prochlorococcus dhe Synechococcus detar. Studime të

mëtejshme propozuan, që rikombinimi brenda dhe midis Prochlorococcus dhe

Synechococcus mund të ndërmjetësohej nga fagët (Lindell et al., 2004; Sullivan et al.,

2005; Zeidner et al., 2005). Në veçanti, gjenet që kodojnë për komponentë të

paqëndrueshëm të makinerisë fotosintetike janë të përhapur gjerësisht midis cianofagëve

(Sullivan et al., 2006; Sharon et al., 2007; Sandaa et al., 2008, Lindell et al., 2006) dhe

janë vërejtur të shprehen gjatë infektimit (Dammeyer et al., 2008). Gjenet e angazhuara

në biosintezën e pigmentit fikobilinë të mbartur nga cianofagët, u zbulua se

trankriptoheshin pas infektimit (Sullivan et al., 2005; Weigele et al., 2007).

Sekuencimi i gjithë gjenomës së cianobaktereve (nëntë gjenoma janë aktualisht të

depozituara në GenBank) tregoi që gjenoma e fagëve përmban jo vetëm aftësi për

sintezën e pigmenteve fotosintetike të transmetuar tek gjenomat bujtëse, por gjithashtu

gjene metabolike të përfshirë në metabolizmin nukleotidik, metabolizmin karbonik,

stresin e fosfatit, dhe biosintezën lipopolisaharide (Sullivan et al., 2005; Weigele et al.,

2007). Këto zbulime mbi gjenomat e cianofagëve sugjerojnë që fagët mund të kenë rol

mjaft të rëndësishëm në përmbajtjen gjenomike të Prochlorococcus dhe Synechococcus

detar (Zhaxybayeva et al., 2009).

Ndërsa shkencëtarët kishin vetëm katër gjenoma në dispozicion (shtamet

Prochlorococcus marinus CCMP1375, CCMP1986, MIT 9313, dhe Synechococcus detar

WH8102), analizat e familjeve te tyre gjenike duke përdorur metodologji të ndryshme,

kundërshtonin filogjenezën e 16S rARN-ve përkatëse (Zhaxybayeva et al., 2004; Beiko

et al., 2005; Zhaxybayeva et al., 2006).

Të tilla mospërputhshmëri janë shënuar në analizën e gjeneve individuale sikurse gjeni

ntcA (nitrogen control gene-gjeni për kontrollin e azotit), i cili ka provuar dy forma në dy

ekotipe të Synechococcus sp. (Penno et al., 2006).

Studime të fundit ku përfshihen shumë gjenoma (Kettler et al., 2007; Dufresne et al.,

2008) janë përqëndruar mbi sinjalet filogjenetike të gjeneruara nga sekuencimi i tyre.

Analiza e familjeve të gjeneve në 11 shtame të Synechococcus detar zbuluan historinë

filogjenetike komplekse të tyre (Dufresne et al., 2008). Bazuar në analizën e dyfishtë të

gjeneve bërthamore kundrejt pemës filogjenetike të ndërtuar nga bashkimi i gjeneve të

lidhura, Dufresne et al. (2008) raportoi se 9.3% e gjeneve bërthamore kanë një histori të

lidhur me HGT (horizontal gene transfer) dhe se mjaft gjene dytësore janë të

pozicionuara në ishuj gjenomike.



5

Figura 1.3. (A) Lidhjet evolucionare mbështetur nga shumica e 1812 gjeneve të afërta. (B) Rrjeta

e afërsisë rindërtuar nga të gjitha kuartet familiare. (C) Topologjia e pemës së rARN (Zhaxybayeva et al., 2009).



6

1.2.2. Klasifikimi taksonomik i Synechococcus

• Mbretëria : Bacteria

• Tipi: Cyanabacteria

• Rendi: Synechococcales

• Familja: Synechococcaceae

• Gjinia: Synechococcus (Nägeli, 1849)

• Llojet: Synechococcus elongatus, Synechococcus WH 8102,etj.

Disa lloje të gjinisë Synechococcus

S. ambiguus Skuja

S. arcuatus var. calcicolus Fjerdingstad

S. bigranulatus Skuja

S. brunneolus Rabenhorst

S. caldarius Okada

S. capitatus A. E. Bailey-Watts & J.

Komárek S. carcerarius Norris

S. elongatus (Nägeli) Nägeli

S. endogloeicus F. Hindák

S. epigloeicus F. Hindák

S. ferrunginosus Wawrik

S. intermedius Gardner

S. koidzumii Yoneda

S. lividus Copeland

S. marinus Jao

S. minutissimus Negoro

S. mundulus Skuja

S. nidulans (Pringsheim) Komárek

S. rayssae Dor

S. rhodobaktron Komárek &

Anagnostidis S. roseo-persicinus Grunow

S. roseo-purpureus G. S. West

S. salinarum Komárek

S. salinus Frémy

S. sciophilus Skuja

S. sigmoideus (Moore & Carter)

Komárek S. spongiarum Usher et al.

S. subsalsus Skuja

S. sulphuricus Dor

S. vantieghemii (Pringsheim) Bourrelly

S. violaceus Grunow

S. viridissimus Copeland

S. vulcanus Copeland

1.2.3. Filogjeneza e Synechococcus

Përshkrimi filogjenetik i Synechococcus është i vështirë. Shtamet e izoluara janë

morfologjikisht mjaft të ngjashme dhe shfaqin përmbajtje G+C që varion midis 39 % në

71 % (Waterbury et al., 1986b), çka ilustron diversitetin gjenetik të këtij grupimi.

Fillimisht, u gjykua që grupi të ndahej në tre nënndarje, secila me një diapazon specifik të

përmbajtjes gjenomike G+C (Rippka & Cohen-Bazire, 1983). Vëzhgimet mbi

përmbajtjen G+C, tregojnë që Synechococcus përbëhet nga të paktën disa lloje. Manuali i

Bergey's (Herdman et al., 2001) e ndan Synechococcus në pesë grupe (ekuivalente me

gjininë) bazuar në morfologjinë, fiziologjinë dhe tiparet gjenetike.

http://en.wikipedia.org/wiki/Karl_Wilhelm_von_N%C3%A4geli



7

Grupi 1 përfshin fotoautotrofët obligatë, jo-të lëvizshëm, relativisht të mëdhenj (1–1.5

µm), që shfaqin tolerancë të ulët ndaj kripshmërisë. Shtamet referuese për këtë grup janë

PCC6301 (ish Anacycstis nidulans) dhe PCC6312 (Rippka et al., 1979).

Grupi 2 gjithashtu karakterizohet nga një tolerancë e ulët ndaj kripshmërisë. Qelizat janë

fotoautotrofë obligat, me mungesë të fikoeritrinës dhe janë termofilikë. Shtami referues

është PCC6715 (Dyer & Gafford, 1961).

Grupi 3 karakterizohet nga mungesa e fikoeritrinës, janë detarë eurihalinë, të aftë të

rriten si në mjediset detare dhe në ujëra të ëmbla. Shtami referues PCC7003 është

heterotrof fakultativ dhe kërkon vitaminën B12 për rritje.

Grupi 4 përmban një shtam të vetëm, PCC7335. Ky shtam është obligat detar

(Waterbury & Stanier, 1981) dhe përmban fikoeritrinë (Rippka et al., 1979).

Grupi 5 përmban nëngrupe të njohura më parë si “grupe detare A dhe B” të

Synechococcus. Këto qeliza janë vërtet detare dhe janë izoluar si në bregdet ashtu edhe

det të hapur. Gjithë shtamet janë fotoautotrofë obligatë dhe janë rreth 0.6 – 1.7 µm në

diametër. Ky grup ndahet më tej në një popullatë që përmban (nëngrupi 5.1) ose nuk

përmban fikoeritrinë (nëngrupi 5.2). Shtamet referuese janë WH8103, që përmbajnë

fikoeritrinë dhe WH5701 ato që kanë mungesë pigmenti (Waterbury et al., 1986b).

Badger et al. (2002) ka propozuar ndarjen e cianobaktereve në α-nëngrupe dhe β-

nëngrupe bazuar në tipin e rbcL (nënnjësia e madhe e ribulozë 1,5-disfosfat karboksilazë

/ oksigjenazë) gjetur në këto organizma. α-cianobakteret është gjetur se përmbajnë një

formë IA, ndërsa β-cianobakteret janë përcaktuar të përmbajnë një formë IB të këtij gjeni.

Në mbështetje të kësaj ndarjeje, Badger analizoi filogjenezën e karboksilazave, të cilat

duket se mbështesin këtë ndarje.

1.3. Përshkrimi dhe rëndësia e Synechococcus si përfaqësues i zgjedhur në studim

Synechococcus - nga greqishtja do të thotë synechos (varg) dhe kokkos (kokërr). Gjinia u

përshkrua për herë të parë në 1979 (Johnson & Sieburth, 1979; Waterbury et al., 1979)

dhe përfshin cianobaktere njëqelizore të vogla, fotosintetike, në formë sferike ose

elipsoide, që riprodhohen me ndarje binare, me mur qelizor, gram negative, shumë të

strukturuar. Kjo gjini është shumë e përhapur në mjedisin detar, por mjaft lloje gjenden

edhe në ujëra të ëmbla. Përmasat e tij variojnë ~ 1–2 μm. Synechococcus gjenden si

qeliza të vetme ose në grupe të vegjël, ose në çifte (Fig. 1.4), kryesisht në ujërat

sipërfaqësore të ndriçuara mirë, ku hasen zakonisht 1000 - 200,000 qeliza/ml (Fig. 2-4).

Gjinia Synechococcus përmban organizma të një diversiteti gjenetik të konsiderueshëm

që ndahen në nëngrupe bazuar në praninë e pigmentit shtesë fikoeritrinë (Rippka et al.,

1979; Perkins et al., 1981). Synechococcus është një nga komponentët më të rëndësishëm

të pikoplanktonit prokariotik autotrof, ku përfshihen dhe gjinia Prochlorococcus dhe

pikoplanktoni eukariotik (qeliza < 2–3 μm në diametër). Cianobakteret e gjinisë

Synechococcus, që përmbajnë fikoeritrinë, janë të shpërndarë kudo në numër të madh dhe

janë kontribuesit kryesorë në prodhimin primar dhe biomasën në një zonë të gjerë të

oqeanit botëror (Waterbury et al., 1979; Partensky et al., 1999; Agawin et al., 2000).

Pikoplanktoni është përgjegjës për gjysmën e fotosintezës në planet. Këto baktere janë si

pasojë aktorë me rëndësi në funksionimin oqeanik global, në ciklin e karbonit dhe si

pasojë në evoluimin e klimës (Dufresne et al., 2003; Rocap et al., 2003). Synechococcus

luan një rol kryesor në strukturën e rrjetës ushqimore pelagjike nëpërmjet transferimit të



8

energjisë brenda rrethit mikrobik dhe veçanërisht në zonat oligotrofike përmes shtresës së

flagjelatëve dhe ciliatëve heterotrofikë. Është vlerësuar që 35-100% e Synechococcus

mund të përdoret si kullotë për një ditë (Campbell & Carpenter, 1986a).

Figura 1.4. Lloje te ndryshme të gjinisë Synechococcus. A) Synechococcus elongates; B)

Synechococcus aeruginosus; C) Synechococcus sp.;D) Synechococcus major (google

images: Synechococcus photos).

1.4. Struktura qelizore dhe metabolizmi

1.4.1. Pigmentet

Pigmenti fotosintetik kryesor i Synechococcus është klorofila a, ndërsa pigmentet

shoqëruese kryesore janë fikobiliproteinat (Waterbury et al., 1979). Katër

fikobiliproteinat e zakonshme të njohura janë: alofikocianina (APC), fikocianina (PC),

fikoeritrina I (PEI), fikoeritrina II (PEII) si pigmente të depozitimit (harvesting) së dritës.

Vetia spektrale e fikobiliproteinave diktohet nga grupet prostetike të tyre, që janë

tetrapirole lineare të njohura si fikobilina. Fikobiliproteinat agregohen në një kompleks

proteinash që quhet fikobilisomë (PBS), duke i bërë fikobilinat unike midis pigmenteve

fotosintetike (Fig. 1.5) (Stanier & Cohen-Bazire, 1977).

Figura 1.5. Shpërndarja e nënnjësive proteinike në një fikobilisomë

(http://phototroph.blogspot.com/2006/12/phycobilisomes.html).

Piku i gjatësisë së valës për çdo fikobiliproteinë varet nga përbërja e kromoforëve

(molekula e kapjes së dritës) të lidhur sikurse: fikourobilina (PUB), fikoeritrobilina

(PEB) dhe fikocianobilina (PCB). Mjaft shtame Synechococcus janë izoluar në mjedise të

ndryshme detare. Ata ndahen në të paktën tre tipe bazuar në raportin PUB/PEB: tipi pa

PUB, tipi me PUB të ulët dhe tipi me PUB të lartë. PUB dhe PEB absorbojnë



9

respektivisht maksimalisht në 495 dhe 545 nm (Katano et al., 2004). Veç kësaj

Synechococcus gjithashtu përmban pigmentin zeaksantin (Waterbury et al., 1986b).

1.4.2. Lëvizshmëria

Lëvizshmëria notuese joflagjelare e Synechococcus detar (Waterbury et al., 1985;

Brahamsha, 1996a; Pitta & Berg, 1995; Pitta et al., 1997) përbën një nga pak tiparet

fenotipike, të cilat shfaqin lidhje filogjenetike brenda gjinisë (Toledo et al., 1999). Kjo

mënyrë lëvizjeje unike karakterizohet nga mungesa e flagjelit apo e ndonjë organeli

lëvizor të dallueshëm. Mekanizmi notues mbetet i pakuptueshëm (Brahamsha, 1999a),

megjithëse është zbuluar se për gjenerimin e shtyrjes është e nevojshme një proteinë

SwmA, nevoja për të cilën vihet re tek mutantët swmA, që humbasin aftësinë për tu

zhvendosur, ndonëse mund të gjenerojnë një moment rrotullimi (Brahamsha, 1996a).

Me interes specifik për sa i përket adaptimit, është të paktën një shtam i lëvizshëm, WH

8113, që duket të jetë kemotaktik kundrejt burimeve azotike ku përfshihen amoniaku,

nitrati, β-alanina, glicina dhe ureja (Willey & Waterbury, 1989). Një kemotaksis pozitiv i

tillë ka mundësi të lejojë shtame të lëvizshme të hyjnë në burimet lokale të pasuruara me

lëndë ushqyese, që mund të jenë veçanërisht të dukshme rreth mikroagregatëve (bora

marine) ose burimeve pikëzore që çlirojnë lëndë ushqyese. Shembull është autoliza e një

mikroorganizmi të madh, derdhjet e lëndëve organike të patretura dhe lënda ushqyese

inorganike nga vakuolat ushqimore ose ekskretimi zooplanktonik. Burime të tilla

pikëzore të lëndëve ushqyese janë raportuar të shpërndahen brenda njollave sferike pak

milimetra në diameter, që mund të mbajnë shumë baktere (Blackburn et al., 1998). Për

këto arsye, përgjatë distancave nga milimetra në centimetra, shtamet Synechococcus të

lëvizshme shfaqen të kenë një avantazh selektiv mbi homologët jo të lëvizshëm,

veçanërisht në sistemet e hapura oqeanike oligotrofike, një mjedis ky ku shtamet e

lëvizshme shfaqen si mbizotërues (Scanlan, 2003).

1.4.3. Produktet bioaktive të Synechococcus

Kontributi i organizmave detare në zbulimin e molekulave të reja bioaktive është gjithnjë

e më sfidues (Sponga et al., 1999; Skulberg, 2000). Produktet natyrore janë izoluar nga

një varietet taksonesh dhe janë testuar për aktivitete të ndryshme biologjike. Midis këtyre

taksoneve, cianobakteret konsiderohen si kandidatë të mirë për zbulimin e drogave, me

aplikime në bujqësi (Biondi et al., 2004), industri (De Philippis & Vincenzini, 1998) dhe

veçanërisht në farmaceutikë (Mundt et al., 2001).

Megjithëse, cianobakteret paraqiten kryesisht si shqetësim mjedisor ose si burim

toksinash, rreziqe natyrore (hazarde) për njeriun dhe kafshët ujore, ka mjaft për tu

studiuar mbi lëndët kimike të prodhuara nga këto organizma. Janë raportuar aktivitetet

antibakteriale, antifungale, algicide dhe citotoksike të mjaft prej tyre (Rao, 1994;

McDermott et al., 1998; Issa, 1999; Pushparaj et al., 1999; Schlegel et al., 1999;

Schaeffer & Krylov, 2000).

Roli i molekulave bioaktive tek vetë organizmi prodhues është pak i kuptuar, duke marrë

në konsideratë spektrin e gjerë të adaptimit biologjik dhe tolerancën ndaj stresit mjedisor,



10

të zbuluara tek cianobakteret. Disa nga këta përbërës, mund të prodhohen si një përpjekje

për t'i dhënë përparësi mbijetesës së tyre (Martins et al., 2008).

Kërkimet mbi përbërjet biologjike aktive nga cianobakteret janë fokusuar veçanërisht mbi

speciet e ujrave të ëmbla. Studimet mbi speciet detare janë shumë të kufizuara dhe lidhen

veçanërisht me format filamentoze në zonat tropikale (Schlegel et al., 1999), Detin

Balltik (Suikkanen et al., 2004) dhe Detin Mesdhe (Pushparaj et al., 1999).

Një tjetër studim ka treguar se shtamet cianobakteriale detare të gjinisë Synechocystis dhe

Synechococcus, prodhojnë substanca me efekt frenues mbi qelizat prokariotike dhe me

aktivitet apoptotik në qelizat eukariote, çka shpjegon rëndësinë e këtyre organizmave si

burime potenciale të agjentëve farmakologjikë.

Meqenëse, në ekstraktet e fituara me tretës organike dhe ekstraktet e fituara me ujë, janë

vërejtur ndryshime, mendohet se në këto qeliza përfshihen përbërje me polaritet të

ndryshëm (Martins et al., 2008).

1.5. Faktorët mjedisorë që ndikojnë tek Synechococcus

1.5.1. Drita

Synechococcus paraqitet në përqëndrime që klasifikohen nga pak qeliza për ml në 106

qeliza/ml, në pothuajse gjithë rajonet e zonës eufotike (Waterbury et al., 1986b). Ndonëse

Synechococcus ka sisteme eficiente depozituese të dritës, ai nuk funksionon si

Prochlorococcus në rrezatim tepër të ulët (Moore et al., 1995). Si pasojë nuk gjendet në

thellësinë që zë Prochlorococcus. Rritja cianobakteriale në Mesdhe paraqitet e lidhur

pozitivisht me rrezatimin (Bec et al., 2005; Modigh et al., 1996) dhe rrezatimi mund të

konsiderohet një forcë drejtuese e rëndësishme, që mbështet lulëzimin e Synechococcus.

Gjinia është pa dyshim tolerante ndaj kushteve të dritës me intensitet të lartë (Phlips et

al., 1999).

1.5.2. Lëndët ushqyese (azoti dhe fosfori)

Synechococcus është përgjithësisht më i bollshëm në mjediset e pasura me nutrientë sesa

në oqeanin oligotrofik. Ai zakonisht është larg numrit të madh të Prochlorococcus në

gjithë mjediset ku ato bashkë-ndodhen. Përjashtim nga ky rregull bëjnë zonat përherë të

pasura me lëndë ushqyese, sikurse zonat ngjitëse të ujit dhe zonat bregdetare (Partensky

et al., 1999a). Në zonat e zbrazura nga lëndët ushqyese të oqeanit, Synechococcus është i

pranishëm vetëm në përqëndrime të ulëta duke u shfaqur nga pak qeliza për ml në 4×10³

qeliza/ml (Li, 1995; Olson et al., 1990; Blanchot et al., 1992; Campbell & Vaulot, 1993;

Blanchot & Rodier, 1996).

Ka raportime, që Synechococcus është në gjendje të fiksojë azotin atmosferik (Chow &

Tabita, 1994), një avantazh ky në kushtet e lëndëve ushqyese në sasi të pakët, ku shpesh

mund të gjendet. Ndryshe nga disa lloje të cianobaktereve që fiksojnë N2 nga qeliza të

specializuara të quajtura heterociste, Synechococcus nuk ka specializim të qelizave dhe

shmang interferencën nga oksigjeni, në reaksionet e fiksimit të azotit, duke kryer fiksimin

e N2 natën, kur nivelet e O2 janë më të ulëta dhe drejtohet nga respirimi. Fiksimi i N2

sugjerohet si një faktor që mbështet lulëzimet e Synechococcus (Evans et al., 2006).

Raporti N:P varion nga 19:1 në 24:1 (Webster et al., 2001), çka nënkupton se azoti nuk

është një faktor kufizues pa patur futje të mëdha të fosforit në sistem. Kapaciteti i fiksimit



11

të azotit tek Synechococcus nuk ka të ngjarë të ketë ndikim të rëndësishëm në lulëzimin

dhe vazhdimësinë, përjashtuar rastin e lulëzimit të Nodularia, ku shtimi i fosforit e bën

azotin kufizues.

Zakonisht, Synechococcus gjendet në zona me sasi të lartë lëndësh ushqyese, veçanërisht

azot. Eksperimentet tregojnë se shtesat e amoniumit, stimulojnë rritjen e Synechococcus

në popullatat e përziera (Buskey et al., 2003), megjithëse Ning et al. (2000) zbuloi

popullata pikoplanktonike të rritura në praninë e ulët të lëndëve ushqimore.

Synechococcus është gjetur tepër në ujërat eutrofike (Modigh et al., 1996) dhe është

provuar se mund të përdorë komponime azoti të tretura organike (DON), sikurse ureja

(Glibert et al., 2004). Wawrik & Paul (2004) dhe Wawrik et al. (2004) kanë demostruar

qartë rëndësinë e futjes të azotit nga lumenjtë në stimulimin e lulëzimeve të algave

(përshirë Synechococcus) në ujërat bregdetare. Ka të ngjarë, që ngarkesa e lartë e azotit

(DON dhe N inorganik), së bashku me nivelet e larta të lëndëve të tjera sikurse fosfatet,

të kontribojnë në vazhdimësinë e lulëzimeve të Synechococcus.

1.5.3. Temperatura

Temperatura është padyshim një faktor mjaft i rëndësishëm në rritjen e Synechococcus.

Lidhje të rëndësishme midis shkallës së rritjes së Synechococcus dhe biomasës së

akumuluar janë raportuar nga një numër autorësh duke punuar në një mori sistemesh

(Murrell & Lores, 2004; Li, 1991; Agawin et al., 1998; Ning et al., 2000; Bec et al.,

2005). Kjo kombinohet me kapacitetin për tu përballuar me intensitet të lartë të dritës, që

do të thotë se rritja është më e lartë në verë dhe më e ulët në dimër (Agawin et al., 1998;

Modigh et al., 1996; Murrel & Lores, 2004). Rritja optimale e Synechococcus në Mesdhe

paraqitet në ~ 24 oC dhe mungon kur temperaturat e ujit janë < 11

oC (Agawin et al.,

1998). Përqëndrimi i cianobaktereve (dominuar nga Synechococcus) është më i madh kur

temperaturat e ujit janë 28 - 30 oC (Murrel & Lores, 2004). Është provuar se ka një lidhje

të fuqishme midis bio-vëllimit cianobakterial dhe temperaturës, me numër më të vogël

cianobakteresh kur temperatura bie nën ~ 20 oC (Beardall, 2008).

1.5.4. Kripshmëria

Ka raportime se kripshmëria mund të jetë një faktor kontribues në rritjen e

Synechococcus. Në Detin e Zi, ujërat bregdetare me kripësi të ulët (≤ 15 ‰) kanë

densitetin qelizor më të ulët të Synechococcus (Uysal, 2000). Murrell & Lores (2004)

raportuan që përqindja e shtameve Synechococcus të pasura me fikocianinë dhe

fikoeritrinë zvogëlohet ndjeshëm, kur kripshmëria ndryshon nga ~ 20 ‰ në 28 ‰. Perez

& Carrillo (2005) treguan një rënie të popullatave të pikoplanktonit me kripësi të ulët (<

5 ‰) krahasuar me stacionet me kripësinë më të lartë. Në kontrast, Ning et al. (2000)

raportuan lidhje pozitive të dobëta me kripshmërinë në diapazonin 20-30 ‰ dhe

popullatave Synechococcus, sado që ishin të një rëndësie të dytë krahasuar me

temperaturën. Duke pasur parasysh gradientët e kripshmërisë, kripshmëria mund të jetë

një nga nxitësit e gjenezës dhe vazhdimësisë së lulëzimeve të Synechococcus, megjithatë

efekte të tilla mund të jenë dytësore krahasuar me temperaturën. Ka të dhëna se lulëzimet

cianobateriale tregojnë një lidhje pozitive të fortë me temperaturën, por temperaturat e



12

larta jo domosdoshmërisht të çojnë në numër të lartë Synechococcus, nëse kripësia është e

ulët (Beardall, 2008).

1.5.5. Kullotat dhe vdekja virale

Kullotat zooplanktonike shfaqin një ndikim të madh në madhësinë e popullatave të

Synechococcus. Efektet e kullotave të zooplanktonit janë demostruar eksperimentalisht

nga Buskey et al. (2003). Presioni i dukshmëm i kullotave tek popullatat e

Synechococcus paraqitet nga Dolan & Simek (1999) dhe Kuosa (1991). Lulëzimi

mendohet se ndodh kur bie kontrolli nga lart-poshtë i herbivorëve (Beardall, 2008).

Synechococcus spp. tregojnë ndryshime të dallueshme gjatë ditë-natës në sasi, me norma

më të larta të ndarjes gjatë muzgut (Dolan & Šimek, 1999; Vaulot & Marie, 1999;

Christaki et al., 2002; Tsai et al., 2009) dhe sasi maksimale gjatë natës (Christaki et al.,

2002; Tsai et al., 2009). Christaki et al. (2002) kanë raportuar se shkalla e gëlltitjes nga

nanoflagjelatët heterotrofë (HNF) ishte më i lartë natën dhe pësonte rënie gjatë ditës. Për

më tepër, shkalla më e lartë e gëlltitjes nga nanoflagjelatët ndodhte pas ndarjes qelizore të

Synechococcus spp. (Dolan & Šimek 1999; Tsai et al., 2009). Këto rezultate janë në

përputhje me kontrollin e Synechococcus spp., nëpërmjet konsumit nga nanoflagjelatët

heterotrofikë dhe / ose të pigmentuar (Tsai et al., 2012).

Një tjetër burim potenciali i vdekjes së cianobaktereve mund të vijë nga viruset (Suttle,

2000). Cianofagët që infektojnë Synechococcus spp. janë shpesh të bollshëm në

përqëndrime, së bashku me bujtarët e tyre të mundshëm (Wang & Chen, 2004), por lizisi

viral i Synechococccus spp. nuk vëzhgohet gjithmonë ose shpeshherë është i ulët

krahasuar me lizin viral të fitoplanktonit eukariotik (Baudoux et al., 2007; 2008). Suttle

(2000) sugjeroi se infektimi viral dhe lizisi i Synechococcus spp. varion gjatë ciklit ditë-

natë, në mënyrë të ngjashme me periodicitetin e vërejtur gjatë gëlltitjes nga protistët. Kjo

mund të ndikojë në përcaktimet e vdekjes të induktuar virale.

1.5.6. Ndikimi i pranisë së metaleve të rënda dhe reagimi i Synechococcus

Cianobakteret janë grupi më i madh dhe më i shumëllojshëm i prokariotëve fotosintetikë.

Habitatet e tyre shtrihen nga mjediset e ujërave të ëmbla dhe detare në ato tokësore. Këto

qeliza kanë zhvilluar metoda natyrore për t’ju përgjigjur pranisë së metaleve si bakri,

plumbi dhe kadmiumi përmes akumulimit pasiv në qeliza, si dhe përmes lidhjes

sipërfaqësore të grupeve të ndryshme funksionale. Është zbuluar se cianobakteret

largojnë metalet e rënda nga mjedisi (Slotton et al., 1989).

Shtamet e Synechocystis spp. kanë zhvilluar një mburojë të trashë kur ekspozohen në

kushte rritjeje të stresuar nga prania e bakrit (Gardea-Torresdey et al., 1996a).

Synechococcus sp. PCC 7942 u zbulua se zotëron një transportues të bakrit të tipit ATP-

azë në membranën tilakoide (Bonilla et al., 1995). Synechococcus cedrorum 1191

paraqitet gjithashtu tolerant ndaj metaleve të rënda dhe pesticideve (Gothalwal & Bisen,

1993). Metale e rënda njihen si interferues në shumë funksione fotosintetike (Clijsters &

Van Assche, 1985; Mohanty & Mohanty, 1988; Murthy & Mohanty, 1991a, b). Ndër

metalet e rënda, që prekin rrjedhën e elektroneve gjatë fotosintezës tek bimët, është



13

mërkuri, i cili ndërpret rrjedhën e elektroneve nga fotosistemi (PS) II (Honeycutt &

Krogmann, 1972; Samson & Popovic, 1990), tek plastocianina (Pcy) (Katoh &

Takämiya, 1964), P700, qëndra e reaksionit PSI (Golbeck et al., 1977; Kojima et al.,

1987). Përveç kësaj, rezulton se mërkuri interferon me enzimat si NADP oksidoreduktaza

(Honeycutt & Krogmann, 1972).

Kohët e fundit, u zbulua se mërkuri në përqendrim mjaft të ulët (3 μΜ) pengon

transferimin e energjisë nga fikocianina (PC) tek Chla në qelizat e paprekura të

cianobakterit Spirulina platensis (Murthy et al., 1989; Murthy & Mohanty, 1991a, b).

Ndryshe nga Spirulina, qelizat e paprekura të Synechococcus 6301, kur ekspozohen ndaj

joneve mërkur (II) (Hg2+

) për një kohë të shkurtër (5 min), mbeten rezistente. Prandaj u

hulumtua efekti i këtij metali të rëndë mbi aktivitetet fotokimike të sferoplasteve

Synechococcus. Rezultatet treguan se mërkuri ndikon në transportin e elektroneve tek

cianobakteri. Vendi i inhibimit varet nga përqëndrimi i këtij joni (Murthy & Mohanty

1993). Cianobakteri Synechococcus sp. PCC 7942 është një prokariot fotosintetik

njëqelizor, që u nënshtrohet shumë streseve mjedisore (Webb & Sherman, 1994). Ai u

përgjigjet ndryshimeve të temperaturës, intensitetit të dritës dhe ekspozimit ndaj metaleve

të rënda përmes induktimit të sintezës së proteinës së stresit GroEL dhe proteinave

lidhëse të metaleve metalotioneinave (metallothionein). Këto proteina veprojnë së bashku

për të zvogëluar ose eliminuar dëmtimin qelizor (Ybarra & Webb, 1999).

Të gjithë organizmat duhet të kenë mekanizma, që rregullojnë akumulimin e joneve të

metaleve duke shmangur toksicitetin. Këto përfshijnë jo vetëm rezistencën ndaj metaleve,

që janë gjithmonë toksike për qelizën, si kadmiumi dhe mërkuri, por edhe rezistencën

ndaj metaleve si bakri, hekuri, zinku, që janë toksike në përqëndrime të larta, por që i

shërbejnë qelizës në përqëndrime shumë të vogla (Silver & Wauderhaug, 1992).

Ndër mekanizmat e rezistencës përmendim si vijon: qelizat mund të sintetizojnë dhe

lirojnë komponime organike si kelate me metalet (komponime komplekse) për të

reduktuar biovlefshmërinë e tyre (Clarke, 1987), ose jonet e metaleve mund të lidhen me

sipërfaqen e jashtme të qelizës. Këto forma komplekse, përgjithësisht transportohen

brënda qelizës me vështirësi. Së dyti, qelizat mund të rritin shkallën e ekskretimit të

joneve të metalit duke përdorur pompat jonike. Një metodë e tretë e rezistencës është

përmes sekuestrimit të brendshëm të metaleve. Ky është një nga mekanizmat më të

rëndësishme me anë të të cilave bakteret luftojnë ekspozimin ndaj metaleve të rënda. Në

cianobakteret prokariotike sekuestrimi i joneve të metaleve brënda qelizës kryhet nga

metallotioneinat e klasës II (Ybarra & Webb, 1998).

Në shumicën e rasteve, bakri gjendet si hidrate në ujin e detit (van den Berg et al., 1987;

Coale & Bruland, 1990; Moffett et al., 1990; Donat & van den Berg 1992; Moffett, 1995;

Kozelka & Bruland, 1998; Tang et al., 2001). Kjo është e rëndësishme, sepse toksiciteti i

bakrit është në funksion të Cu2+

të lirë dhe jo të bakrit total (Sunda & Guillard, 1976;

Anderson & Morel, 1978).

Për shkak të kompleksitetit organik, përqëndrimet e Cu2+

janë në përgjithësi poshtë 1 pM

si në det të hapur dhe në ujërat bregdetare të pandotura, edhe pse përqëndrimi total i

bakrit mund të jetë në një shkallë më të lartë në afërsi të bregdetit (Moffett et al., 1997;

Kozelka & Bruland, 1998; Tang et al., 2001). Kjo ndihmon në shpjegimin e mungesës së

ndjeshmërisë së ndryshme ndaj bakrit mes kloneve të izoluara në ujërat oqeanike dhe

atyre bregdetare (Brand et al., 1986). Në studimin e Mann et al. (2002) raportohet se

shkalla e ndarjes qelizore të Prochlorococcus ka më shumë gjasa të ndikohet nga



14

përqëndrimi i Cu2+

sesa tek Synechococcus, të dyja të gjetura në Detin e Sargaseve.

Kështu, sasitë në pikomole të Cu2+

mund të jenë një faktor i rëndësishëm në rregullimin e

sasisë së këtyre cianobaktereve në Detin e Sargaseve. Megjithëse, të gjitha shtamet e

Prochlorococcus paraqiten më të ndjeshëm ndaj bakrit se Synechococcus, anëtarët e

degës të përshtatur në ndriçim të lartë ishin më rezistentë sesa anëtarët e degës të

përshtatur në ndriçim të ulët. Rezultatet e eksperimenteve në terren, ku bakri shtohet në

komunitetet natyrore të cianobaktereve në përqëndrime të ndryshme, ishin në përputhje

me ndjeshmëritë e ndryshme ndaj bakrit në shtamet izoluara në natyrë. U hodh hipoteza,

se në kushtet e ujërave sipërfaqësore në kolonën e ujit shtresëzohen ekotipet bakër-

rezistente e të përshtatura në ndriçim të lartë, të ekotipeve të Prochlorococcus. Edhe pse

qelizat janë rezistente ndaj toksicitetit të bakrit, sasia e Prochlorococcus në shtresa të

cekëta, të përziera është e ulët. Kjo mund të jetë për shkak të shkallës së ndarjes qelizore

në prani të përqëndrimit të lartë të Cu2+

si dhe ndriçimit të lartë.



15

II. KARAKTERISTIKA TË PËRGJITHSHME MJEDISORE TË GJIRIT TË

DURRËSIT

2.1. Karakteristika të përgjithshme fiziko-gjeografike, klimatike, gjeomorfologjike

dhe mjedisore të Gjirit të Durrësit

2.1.1. Vështrim i përgjithshëm fiziko-gjeografik i Gjirit të Durrësit

Gjiri i Durrësit, ndodhet ndërmjet Kepit të Selitës (Lagjit) në jug, dhe Kepit të Durrësit, i

pozicionuar 20 km larg njëri-tjetrit. Gjiri ka një shtrirje në lindje prej 7 km nga vija që

bashkon të dy kepet. Të dy kepet kanë reliev kodrinor. Kodrat më të larta janë Kalaja e

Turrës (106 m mbi nivelin e detit) dhe ajo e Karpenit (147 m mbi nivelin e detit). Si pikë

orientuese për të hyrë në Gjirin e Durrësit, është vargu kodrinor i këtij qyteti. Në jug të

kodrave, është Kepi i Durrësit (fanari 116.2 m) dhe “Kodra e Vilës”, dhe në lindje të

Durrësit është “Shkëmbi i Kavajës” (102 m), që gjendet rreth 7 km në juglindje të kepit

(Fig. 2.1) (Wilbur Smith Associates, 2003; Bi-Drilling Shpk., 2008; Arkivi i Autoritetit

Portual Durrës; http://www.apdurres.com.al).

Figura 2.1. Hartë që tregon pozicionin gjeografik të Gjirit të Durrësit midis Kepit të Lagjit dhe

Kepit të Durrësit dhe afërsia me Gjirin e Lalzit (modifikuar nga http://aca.al/wp-

content/uploads/2012/04/Albania-map.jpg).

Gjiri i Durrësit është një nga gjiret më të rëndësishme të vendit tonë. Ka një sipërfaqe

rreth 80 km2 dhe një thellësi maksimale që arrin 190-200 m. Qyteti i Durrësit ndodhet në

veri-lindje të gjirit. Në Gjirin e Durrësit derdhin ujërat e tyre të përhershme përroi i

Darçit, i Lishatit dhe ai i Agait, të cilët krahas ujit të ëmbël në sasi relativisht të vogël të

mbledhur nga kodrat përreth, depozitojnë në vijën bregdetare dhe cektinën e gjirit,

materiale të shkrifëta dhe mbetje organike. Në hyrje të Gjirit, thellësia është rreth 11 - 12

http://www.apdurres.com.al/



16

m. Izobatet 5 m kalojnë përmes gjirit, ndërsa izobati 10 m lidh të dy kepat dhe përbën

kufizimin perëndimor të Gjirit të Durrësit. Pas këtij izobati, thellësia rritet në drejtim të

detit, dhe izobati 20 m shkon paralel me atë 10 m dhe gati 1.8 milje larg. Izobati 50 m

është vetëm 2.7 milje larg atij 10 m, kurse izobatet 100 m shkojnë 28 milje larg vijës së

bregut. Në jug të zonës së Gjirit, 4 milje nga Kepi i Selitës, ndodhet “cektina e Selitës”

dhe në jug të Kepit të Durrësit, ndodhet “cektina e Talbotit”, e cila paraqet vazhdimin

jugor në det të Kepit të Durrësit (Fig. 2.1) (Wilbur Smith Associates, 2003; Bi-Drilling

Shpk, 2008; Arkivi i Autoritetit Portual Durrës; Pano et al., 1984;

http://www.apdurres.com.al).

2.1.2. Porti Detar i Durrësit

Porti i Durrësit është i pozicionuar në pjesën jug-perëndimore të qytetit të Durrësit, në

pjesën veriore të gjirit me të njëjtin emër, përgjatë vijës bregdetare me shtrirje 1.4 km, me

një sipërfaqe tokësore prej rreth 650’000 m2, sipërfaqe ujore 670’000 m

2, gjatësi kalate

2’275 m dhe thellësi kalate 7.3 -11.5 m. Gjiri i Durrësit është i mbrojtur mirë nga erërat

veri-perëndimore nga Gjiri i Lalzit si dhe nga erërat lindore dhe jug-lindore që vijnë nga

toka. Porti i Durrësit është i mbrojtur gjithashtu nga lindja dhe perëndimi nga

dallgëthyesit. Porti është i vendosur në lindje të Kepit të Durrësit, i cili siguron strehë nga

lindja deri në veri-perëndim dhe dallgëpritësi kryesor, i cili është ndërtuar në drejtimin

jug-lindor e shtyn atë strehë deri në jug (Wilbur Smith Associates, 2003; Bi-Drilling

Shpk, 2008; Arkivi i Autoritetit Portual Durrës; http://www.apdurres.com.al).

Figura 2.2. Porti Detar i Durrësit (www.updurres.com.al)

Porti mbrohet nga valëzimi prej dy moleve: moli lindor, që është ndërtuar me gurë të

hedhur në gjatësi prej 549 m me drejtim jug-perëndim dhe moli jugor, që është ndërtuar

me blloqe çimentoje me gjatësi 915 m, që shtrihet në drejtim juglindor dhe lindor. Erërat

që fryjnë janë jug, jug-perëndimore, veri dhe veri-perëndimore me shpejtësi 60 - 110

km/orë. Gjiri siguron një ankorim të sigurtë për anijet, që presin të përpunohen në port.

Pozicioni shumë i favorshëm gjeografik e bën Portin e Durrësit portin më të madh në




17

Shqipëri dhe ndër më të mëdhenjtë në detet Adriatik dhe Jon, dhe një nyje shumë të

rëndësishme për tregun ndërkombëtar. Porti i Durrësit, është një nga portet më të vjetra të

Europës në detin Adriatik dhe një nga kryeurat ballkanike të komunikimit të perëndimit

me lindjen dhe anasjelltas. Infrastruktura operacionale e tij përbëhet nga 11 kalata me një

thellësi kalate që varion nga 7.5 m - 11.5 m. Mallrat kryesore që përpunohen në port janë

mallrat e përgjithshme sikurse drithëra, kontenierë, minerale, etj. Porti i Durrësit mbulon

aktualisht 78 % të tregtisë detare në nivel kombëtar. Ai është gjithashtu një vendndodhje

kyçe për rrjetet e trageteve dhe tranzitin e pasagjerëve, duke i dhënë Durrësit një pozicion

strategjik në lidhje me Korridorin VIII, që do të lehtësojë tranzitin e pasagjerëve dhe

mallrave për në kontinentin europian. Kostoja e ulët operative, grupi i motivuar

menaxhues dhe shërbimet cilësore janë disa nga vlerat, që karakterizojnë Portin e

Durrësit (Wilbur Smith Associates, 2003; Bi-Drilling Shpk, 2008; Arkivi i Autoritetit

Portual Durrës; Pano et al., 1984; http://www.apdurres.com.al).

2.1.3. Karakteristikat klimatike dhe hidrodinamike të Gjirit të Durrësit

Zona klimatike e Gjirit të Durrësit i përket zonës klimatike mesdhetare. Muajt e verës

janë të thatë dhe të nxehtë dhe muajt e dimrit të lagësht dhe të ftohtë. Periudha e

lagështirës është ajo e vjeshtës së vonë dhe dimrit. Shpejtësia maksimale e vrojtuar e erës

është 40 ms-1

dhe drejtimi dominues i erërave të forta është ai jugor dhe jugperëndimor.

Ndryshimet e nivelit të detit të krijuara nga akitiviteti i rrymave detare dhe baticë-

zbaticës, erërave, etj., janë të çrregullta. Ndikimi i erërave të fuqishme, veçanërisht nga

jugu, rezulton në luhatje të mëdha amplitude të nivelit të ujit. Niveli i detit është 92 cm

mbi nivelin zero të oqeanit botëror, ndërsa ai më i ulët është – 48 cm. Amplituda e këtyre

ndryshimeve është 140 cm. Mesatarja e nivelit të detit në Gjirin e Durrësit, është 12 cm

mbi nivelin zero të detit. Batica ka një periudhë prej 12 orësh dhe është e çrregullt.

Procesi i baticës përgjatë brigjeve shqiptare është mjaft i dobët dhe luhatja ditore në

amplitudë e nivelit të ujit lëviz mesatarisht rreth 30 cm. Lartësia më e madhe e valëve

është 1.25 - 2 m. Valët që vërehen përgjatë brigjeve të detit Adriatik, formohen në det të

hapur. Këto valë shpërndahen në të gjitha drejtimet dhe vijnë në brigjet shqiptare të

deformuara nga ndikimet e batimetrisë së fund detit dhe morfologjisë së brigjeve. Rrymat

përgjatë bregut shqiptar gjenerohen nga gradienti i forcave, dukuria tidal dhe valët. Është

treguar se në Plazhin e Durrësit, rrymat janë të paqëndrueshme përsa i përket drejtimit

dhe madhësisë. Shpejtësia e rrymave të matura nuk e kalon vlerën 0.25 ms-1

dhe drejtimi

dominues është veriperëndimi.

Temperatura mesatare vjetore e ujërave sipërfaqësore është 17.8 ºC. Temperatura më e

lartë e ujit në Gjirin e Durrësit është në Korrik dhe Gusht dhe arrin afërsisht 25 ºC në

sipërfaqe dhe 15 ºC në thellësinë 70 m. Temperaturat minimale janë ndeshur në Shkurt

me rreth 10 - 11 ºC në sipërfaqe. Ulja e temperaturave të ujit me rritjen e thellësisë, është

më aktive në pjesën veriore. Kripshmëria mesatare vjetore e ujërave sipërfaqësore është

37.5 ‰. Mesatarja e kripshmërisë së ujit shkon nga 35.8 ‰ - 38.22 ‰. Kripshmëria më e

ulët është matur në Janar (rreth 35.30 ‰). Studimet kanë zbuluar se kripshmëria rritet në

raport me thellësinë e detit. Në periudhën e verës, në thellësinë 10 m, kripshmëria varion

nga 38 - 38.5 ‰ (OSI, 2002; Bi-Drilling Shpk, 2008; Pano et al., 1984; Wilbur Smith

Associates, 2003; http://www.apdurres.com.al).




18

2.1.4. Morfologjia e steresë dhe e fund-detit të Gjirit të Durrësit

Proçeset dhe tiparet gjeomorfologjike në Gjirin e Durrësit, janë të veçanta në krahasim

me sektorë të tjerë të bregdetit Adriatik. Ato kushtëzohen nga fenomenet klimatike,

dinamika e valëve dhe aktiviteti i rrymave, struktura gjeologjike, lëvizjet e sedimenteve,

fiziogjeografia e gjirit, etj. Nga pikëpamja e moshës gjeologjike të formimit, Gjiri i

Durrësit është i ri dhe i përket zhvillimeve më të vonshme Holocenike. Krijimi i tij fillon

me rritjen e nivelit të tokës gjatë kësaj periudhe, aktivitet që vazhdon edhe sot në

modelimin e gjithë vijës bregdetare akumuluese të bregdetit Adriatik dhe të vetë Gjirit të

Durrësit. Por zhvillime të rëndësishme gjeologjike, ndodhën në periudhën post

akullnajore të Wurm -it, nga shkrirjet e akullit në Europën Veriore dhe në Kanada, për

më shumë se 12000 vjet më parë. Kjo është faza e parë e evoluimit bregdetar të Gjirit të

Durrësit. Faza e dytë fillon në fund të kësaj periudhe, 6000 vjet më parë. Sedimentet e

ardhura nga lumenjtë, përfshirë edhe lumin Genus (Shkumbini i sotëm), filluan të

depozitoheshin në breg dhe në brendësi të gjirit. Ky është fenomeni kryesor karakteristik

i kësaj periudhe. Faza e tretë i perket ditëve tona, ku dinamika e bregut po ndryshohet më

shumë nga dukuritë sekondare.

Gjiri i Durrësit është rreth 18 km i gjatë nga veriu në jug, me një vijë bregdetare për rreth

7 km drejt lindjes, me gjerësinë maksimale të tij në zonën e plazhit të Golemit. Në këtë

gji dallohen qartë dy lloje bregdeti, ai i ulët, ku mbizotërojnë proçeset e akumulimit, dhe

bregdeti i lartë, me mbizotërim të proçeseve gërryese. I pari, përfshin gjithë vijën

bregdetare, nga Ura e Dajlanit deri në Karpen, ndërsa proçeset e gërryerjes zhvillohen

kryesisht në sektorët e ngritur të Karpen - Kepi i Lagjit dhe atij në perëndim të portit,

drejt zonës së Currilave. Prania e tektonikës gjatësore dhe tërthore, shkarjet, faktori

litologjik (zhveshja në sipërfaqe e bërthamës argjilore të antiklinalit të Kryevidh -

Durrës), derdhja e hershme e lumit Shkumbin në Gjirin e Durrësit, veprimtaria e valëve të

detit, etj., përbëjnë faktorët dominues në formimin dhe evolimin e vijës bregdetare të

kësaj hapësire. Në bregdetin e ulët, format morfologjike më të spikatura janë hapësirat

plazhore, dunat ranore dhe më pak marsh-et. Në gjysmën veriore të gjirit, nga përroi i

Leshnicës e deri në Durrës, për më se një shekull ka mbizotërar gjëndja e ekuilibrit, ku

valët e detit dobësohen shumë dhe lënë aty materialin e mbartur nga kepat. Në bregdetin

e lartë relievi ngrihet deri në nivele të 100 - 150 m, deri 187 m, në veri të zonës së

Curilave, që shënon edhe lartësinë më të madhe të këtij vargu kreshtor, që është i

ndërtuar nga shkëmbenj ranoro-konglomeratik me fortësi shumë më të lartë se

shkëmbenjtë e tjerë shtrirë poshtë dhe sipër tyre. Kjo kreshtë diferencon dukshëm relievin

e steresë të kodrave të Durrësit dhe formon dy relieve krejt të ndryshme nga ana

morfologjike, në lindje dhe perëndim të saj. Balli i kreshtës në anën perëndimore, zgjatet

paralel me vijën bregdetare gati meridionalisht, në formën e një rrypi të ngushtë prej rreth

300 m. Ai paraqitet shumë më i aksidentuar se shpina e kreshtës në anën lindore dhe

është nën veprimin e aksionit detar. Nën këtë veprimtari bregdetare formohen përgjatë tij

mjaft forma, herë të formës së gjireve të vegjël ranor mjaft piktoresk, herë të bregdetit të

lartë 10-20 m, abraziv ku zhvillohen faleza, tarraca abrazive, shembje, shkarje dhe

rrëzime nga sipër të blloqeve konglomeratike, që vende - vende kapin hapësira detare

dhjetra metra në formën e “batllave”. Në zonën e Currilave, kjo kreshtë ranore-

konglomeratike zbret gradualisht nga lartësia 178.2 m për të përvijuar nën ujërat e detit

edhe për 3 - 4 km dhe formon “cektinën” e Currilave, një tarracë abrazive e “varrosur” në



19

perëndim të portit. Në lindje të saj, trashësia e shkëmbinjve argjilorë të dobët ndaj

errozionit, ul ndjeshëm relievin dhe vetëm kalimi në shkëmbinj alevrolito-ranorë, që janë

me qëndrueshmëri më të lartë, kanë kushtëzuar një reliev pak më të ngritur, që

pasqyrohet në kodrën e Vilës (rreth 85 m) dhe të Farit (116.2 m). Relievi zbret

gradualisht drejt qytetit nën kënde 12 – 15o, për tu njehsuar me fushën më në lindje.

Njehsimi me fushën në lindje dhe me sheshin “Taulantia” dhe detin në drejtim të jugut,

lidhen me shkaqe tektonike. Në zonën e Kryevidhit është modeluar një reliev mjaft i

aksidentuar nga zhveshja, errozioni torrencial dhe rrëshkitjet e shumta që e bëjnë atë

mjaft të veçantë nga ana morfologjike, ndërsa në atë të Currilave e më në veri, rrëshkitjet

kanë arritur deri në afërsi të kreshtës (Bi-Drilling Shpk, 2008; Arkivi i Autoritetit Portual

Durrës).

2.1.5. Komunitetet biologjike të Gjirit të Durrësit përfshirë dhe basenin e Portit

Detar të Durrësit

Sipas studimeve të kryera në kuadrin e studimit “Vlerësimi i ndikimit në mjedis i

gërmimit emergjent të Portit të Durrësit” (Wilbur Smith Associates, 2003), në hapësirat

detare të Gjirit të Durrësit, përfshirë edhe zonën e kanalit hyrës dhe vetë akuariumin

(basenin), është dokumentuar prania e katër komuniteteve biologjike: fitoplanktoni,

zooplanktoni, peshqit dhe fauna e fundit të detit. Vendi që zë Porti i Durrësit në raport me

gjirin e tij, paraqet një zonë shumë të rëndësishme duke krijuar vende të veçanta midis

bregut dhe ujërave mesdhetare të Adriatikut. Gjallesat që jetojnë këtu janë ngushtësisht të

lidhura me cilësitë e veçanta të ujërave. Shumëllojshmëria në specie fitoplanktonike ishte më e lartë në zonën e kanalit dhe në atë

bregdetare, sesa në basenin e portit. Sipas rezultateve, mbizotëronin speciet e diatomeve,

kryesisht gjinia Chaetoceros, Nitzschia dhe Rhizosolenia dhe nga ana e peridinëve, specia

Ceratium. Në zonën e basenit larmia e specieve rezultoi e ulët dhe aty u gjetën me

shumicë alga blu të gjelbra (Cyanophyceae) me gjinitë Oscillatoria dhe specie të

papërcaktuara, që tregojnë për një mjedis me ndotje të qëndrueshme. Sipas këtij studimi,

bie në sy varfëria në lloje në ujërat e territorit të akuariumit detar. Varfëria deri në

mungesë e gjallesave në këtë territor, lidhet padyshim me shkallën e lartë të ndotjes apo

papërshtatshmërisë së mbijetesës të gjallesave në mjedisin detar të Portit të Durrësit.

Gjithashtu, prania e Eutreptia lanowii Steur nga klasa e Euglenophyceae, forcon

konkluzionin për praninë e ujërave të ndotura dhe të eutrofizuara në këtë mjedis. Fundi i

basenit të portit ishte pa bimësi (Wilbur Smith Associates, 2003).

Për sa i përket zooplanktonit, ky studim ka evidentuar 23 taksone Copepoda, naupliuse

dhe stade copepodite; Harpacticoida ind.; larva trochophora dhe Polycete të grupit

Annellides; larva të Lamelibranchia dhe të grupit Mollusca. Naupliuset dhe stadet

kopepodite paraqiten të bollshme në det të hapur dhe bregdet, kurse zona e brendshme të

portit ishte e populluar nga një numër më i ulët i fazave të ciklit jetësor të llojeve

zooplanktonike. Gjithashtu, grupet Annellides (trochophora dhe Polychaeta) dhe

Mollusca (Bivalva dhe stadet larvare të grupit Gasteropoda), që në një pjesë të stadeve të

jetës e kalojnë në forma meroplanktonike si përbërës të zooplanktonit, paraqiten kryesisht

në rajonin e portit, çka tregon për nivel të lartë trofik të ujërave të basenit.

Përsa i përket studimit të zoobentosit, studimi u bazua në popullatat e bivalvëve,

gastropodëve (Mollusca), poliketëve (Annelides) dhe krustaceve (Crustacea), të cilët janë

http://www.algaebase.org/browse/taxonomy/?id=4340



20

përfaqësuesit kryesorë të komuniteteve makrozoobentonike. Rezultatet e këtij studimi

treguan se baseni i portit dhe kanalit hyrës në krahasim me zonat e tjera, karakterizohen

nga mungesa e zoobentosit. Sipas Wilbur Smith Associates (2003), kjo situatë ka shumë

të ngjarë të jetë rezultat i ndotjes së basenit me karburante, mbetje, etj., gjatë

operacioneve portuale. Thellësia relativisht e cekët e basenit të portit mund të jetë një

faktor i dytë përgjegjës për mungesën e zoobentosit. Mungesa e zoobentosit mund të vijë

edhe si rezultat i lëvizjes së anijeve të mëdha, që ndikojnë në turbullimin e ujërave të

fund-detit dhe shqetësimin e vazhdueshëm të këtyre organizmave bentonike.

Ky studim thekson se struktura e komunitetit të peshqve është mjaft e larmishme, por

mbetet problem gjuetia e jashtëligjshme dhe pa kritere. Sidomos në kohë me det të

trazuar ushtrojnë aktivitetin shumë anije me gjueti fundore duke sjellë pasoja në

ripërtëritjen e gjeneratave, pasi zihet një sasi e madhe peshqish të vegjël, nën madhësinë e

krijuar, kryesisht barbunë të vegjël (Mullidae), spalca të vogla (Sparidae).

Vlerësohet se Gjiri i Durrësit është një nga zonat më të mira për ruajtjen, strehimin dhe

ripërtëritjen e breznive, si dhe të peshqve me rëndësi ekonomike dhe llojet e rralla.

Izobatet 20 m me fund ranor dhe baltor me zhvillim të dendur të biomasës, kryesisht të

Posedonia-ve, krijojnë vend ideal për peshqit kryesisht të të vegjëlve (rekrutëve), por një

nga arsyet kryesore të pakësimit të rezervave të peshqve fundorë është gjuetia pa kriter e

zhvilluar në thellësi mjaft të vogla (20 - 50 m) të palejueshme për këto lloje peshqish. Kjo

ka çuar në dëmtimin e rezervave të rekrutëve të peshqve fundorë. Mosrespektimi i pikut

të shtimit në muajt Korrik-Gusht, kur në këtë periudhë vazhdon të gjuhet, e dëmton

brezin e ri. Disproporcioni midis anijeve, që kryejnë gjueti fundore dhe pelagjike, bën që

rezervat e pelagjikëve të mos shfrytëzohen; sepse shumë pak anije kryejnë këtë gjueti,

ndërsa ato të peshqve fundorë të kalojnë limitet e lejuara (Raport për Gjendjen e Mjedisit,

2011; Wilbur Smith Associates, 2003; Arkivi i Autoritetit Portual Durrës).

Për sa i përket basenit të portit, predominojnë llojet e familjes detritofage Mugilidae si:

Liza ramada, Liza salines, Mugis cephalus, që janë tipike për zonat eutrofike. Sparidet

dhe peshqit pelagjikë në zonën e portit lejojnë migrime më shumë në funksion të

kushteve të vështira atmosferike (Wilbur Smith Associates, 2003; Bi-Drilling Shpk,

2008; Arkivi i Autoritetit Portual Durrës).

2.1.6. Zhvillimet aktuale në bregdetin e Gjirit të Durrësit

Në gjithë segmentin harkor të Gjirit të Durrësit, pothuajse nuk gjen pjesë të tij që këto dy

dekadat e fundit të mos jetë ndjerë veprimtaria njerëzore. Padyshim, ndërtimet kanë qenë

predominuese dhe zhvillimi i turizmit dhe hotelerisë ka marrë përmasa të mëdha. Por

vende-vende, zona bregdetare është cënuar edhe nga veprimtaria shkatërruese, pasojë e

shfrytëzimit të inerteve ranore, prerjet e kurorës së gjelbër përgjatë bregdetit etj.

Urbanizimi i sektorit të plazhit të Durrësit, nga Ura e Dajlanit deri tek “blloku”, jo vetëm

që është bërë pa një plan urbanistik të studiuar dhe parapërgatitur, por ka cënuar edhe

brezin ranor. Pontile të ndërtuara pa asnjë kriter shkencor, dhe për më tepër të mbushur

me materiale inerte dhe mbeturina të ndryshme, si te“Iliria”, “Apollonia” dhe shëtitorja

“Taulantia”, jo vetëm që cënojnë estetikën e mjedisit. E njëjta praktikë urbanizimi ka

ndodhur edhe në sektorin e Shkëmbit të Kavajës dhe Golemit, ku veç dëmtimit në masë

të kurorës halore bregdetare, shfrytëzimi i brezit ranor nga ndërtimet dhe marrja e

materialit inert për ndërtim, janë edhe më të ndjeshme (Bi-Drilling Shpk, 2008).



21

Më në jug, tej Malit të Robit, dhe deri në Karpen, zhvillimet janë sporadike, edhe për

shkak të mungesës së infrastrukturës, sidomos asaj paralele, por edhe të natyrës tip

“marsh” që ka ky sektor. Segmenti përtej Kryevidhit dhe në jug të Kepit të Lagjit deri te

“Plazhi i Gjeneralit”, ka mbetur ende i paprekur, por përbën rrezik të pësojë fatin e pjesës

tjetër të Gjirit të Durrësit (Bi-Drilling Shpk, 2008).

Ndotjet e ujërave të gjirit nga prurjet e ujërave të zeza të ujëmbledhësit të Shkallnur-

Arapaj dhe shkarkimit e tyre në zonën e Kavaleshencë-Shkëmbi Kavajës, shkarkimet e

pakontrolluara të ujërave të zeza në segmentin Port-Currila dhe hedhja e mbeturinave

urbane përgjatë bregdetit, përbëjnë aspektin më negativ mjedisor dhe me pasoja për

shëndetin e pushuesve.

Megjithatë gjatë 3-4 vitet e fundit ndotja mikrobiologjike e ujërave të plazhve është

përmirësuar dukshëm (Raport për Gjendjen e Mjedisit, 2011). Masat e marra nga

autoritetet vendore për pastrimin e plehrave, gjobitja e bizneseve që derdhin ujëra të

ndotura përgjatë bregdetit dhe inerte përgjatë bregut, ndërgjegjësimi i popullatës ka sjellë

ndikim e saj pozitiv. Gjithashtu vënia në funksionim e impiantit të përpunimit të ujërave

të zeza në Shën-Vlash, pritet të sjellë ndikim pozitiv në plazhin e Durrësit, megjithëse

mbetet ende shumë punë për përmirësimin e gjendjes mjedisore të Gjirit të Durrësit.



22

III. METODA TË PËRDORURA PËR EVIDENTIMIN E PRANISË SË

SYNECHOCOCCUS DHE PROCHLOROCOCCUS NË MJEDISET UJORE

3.1. Identifikimi dhe karakterizimi i popullatave mikrobike duke përdorur flow

cytometrinë

Ndër vite, përcaktimet sasiore të komuniteteve bakteriale ujore, janë kryer me anë të

mikroskopisë me epifluoreshencë DAPI ose ngjyrosjes së mostrave me akridinë

portokalli (acridine orange) (Hobbie et al., 1977; Porter & Feig, 1980).

Në vitet 90, u përdor për herë të parë në oqeanografi flow cytometria (Darzynkiewicz &

Crissman, 1990; Allman et al., 1993; Fouchet et al., 1993; Troussellier et al., 1993;

Davey & Kell, 1996; Porter et al., 1997; Collier & Campbell, 1999). Kjo rezultoi, në

zbulimin e disa grupeve bakteriale bazuar në sasitë respektive të ADN-ve të evidentuara

falë fluoreshencës (Li et al., 1995; Marie et al.,1997): grupet me përmbajtje të lartë të

acideve nukleike shfaqnin sasi të lartë fluoreshence (HNA) dhe grupet me përmbajtje të

ulët të acideve nukleike sasi të ulët fluoreshence (LNA) (Gasol & Morán, 1999; Gasol et

al., 1999).

Për shkak të fluoreshencës endogjene (fotopigmenteve fluoreshente) dhe asaj ekzogjene

(ngjyrimi i ADN-së) është e mundur të dallohen qelizat e pikoplanktonit nga grimcat e

tjera në kolonën e ujit. Bakteret heterotrofe të ngjyrosura mund të dallohen nga grimcat e

tjera jo-bakteriale dhe për më tepër mund të zbulohen edhe nënpopullatat brenda një

grupi bakterial heterotrofe (Fig. 3.1, A). Qelizat pikoplanktonike autotrofe përmbajnë

pigmente të shumta, por klorofila a është përbërësi kryesor dhe burimi i vetëm i

fluoreshencës të kuqe. Kjo e fundit është faktori i përdorur për të diferencuar qelizat

autotrofe nga grimcat e tjera, kështu që qelizat bakteriale heterotrofike mund të dallohen

lehtë nga qelizat autotrofe në një paraqitje të fluoreshencës së gjelbër kundrejt të kuqes.

Më tej, fluoreshenca portokalli mund të përdoret për të zbuluar fotopigmentin e dytë

fluoreshent të rëndësishëm, fikoeritrinën. Fikoeritrina është tipike në Synechococcus spp.

dhe disa pikoeukariotë, kështu që Synechococcus, Prochlorococcus dhe pikoeukariotët

mund të dallohen në një paraqitje të fluoreshencës portokalli kundrejt të kuqes (Fig. 3.1,

B) (Šantić & Krstulović, 2012).

Flow cytometria redukton ndjeshëm kohën e nevojshme për këto përcaktime (analiza

multiparametrike e qelizave individuale); rrit nivelin e zbërthimit dhe siguron njohuri të

reja mbi strukturën dhe funksionimin e komuniteteve planktonike, që thjesht nuk mund të

merren me anë të mikroskopisë epifluoreshente tradicionale (Li et al.,1995; Marie et

al.,1996; Marie et al., 1997). Flow cytometria përdoret rutinë për analizën e mostrave

detare dhe tani është pranuar përgjithësisht si një teknikë referuese në oqeanografi për

analizimin e komuniteteve bakteriale (Monger & Landry, 1993).

Studimet e komunitetit prokariotik, në pjesën lindore të Detit Adriatik, me anë të kësaj

metode, kanë filluar në vitin 2003 (Šantić & Krstulović, 2012), për numërimin e

drejtpërdrejtë të bakterioplanktonit (Šantić et al., 2007).

Gjithashtu, flow cytometria u përdor për hulumtimin dhe karakterizimin e komunitetit

prokariotik heterotrofik (Šolić et al., 2008; Šolić et al., 2009; Šolić et al., 2010) dhe atij

autotrofik (Vilibić & Šantić, 2008; Šantić et al., 2011).

Komuniteti pikoplanktonik autotrofik, përfshirë Prochlorococcus dhe pikoeukariotët e

Adriatikut, u përshkruan për herë të parë nga Radić et al. (2009).



23

Figura 3.1. A) Citograma dy-parametrike e prokariotëve heterotrofe; B) Citograma dy-

parametrike e prokariotëve autotrofe (Šantić & Krstulović, 2012).

3.2. Vlerësimi i shkallës së rritjes së shtameve të Synechococcus detar përmes

përmbajtjes sasiore të biomolekulave

Synechococcus spp. janë komponentë të kudogjendur dhe të bollshëm të pikoplanktonit

fotosintetik në një zonë të gjerë mjedisesh detare (Waterbury et al., 1986). Këto

cianobaktere njëqelizore dhe të afërmit e tyre Prochlorococcus spp., mund të përbëjnë një

pjesë të madhe të biomasës fotosintetike dhe të prodhimtarisë parësore, veçanërisht në

detet e hapura (Stockner & Antia, 1986; Weisse, 1993). Matja e shkallës së rritjes të

këtyre organizmave dhe e popullatave mikrobike natyrore në përgjithësi, mbeten një sfidë

e madhe për ekologët.

Për matjen e shkallës natyrore të rritjes mikrobike, ndër të tjera përdoren “treguesit”

biokimikë, që korrelojnë me shkallën e rritjes dhe mund të matin popullatën që na

intereson (Furnas, 1990). Dobia e kësaj qasjeje biokimike, do të varet nga forca e

korrelimit me shkallën e rritjes dhe nga lehtësia me të cilin mund të matet indeksi në

popullatën e interesit. Në një studim, u ekzaminua lidhja midis përmbajtjes së rARN-së

dhe shkallës së rritjes në shtamin detar Synechococcus WH8101. Qëllimi i studimit, ishte

të provohej natyra e përgjithshme e kësaj lidhjeje tek cianobakteret, krahasuar me

bakteret heterotrofike të studiuara më mirë, dhe të vlerësohej mundësia e përdorimit të

përmbajtjes së rARN-së si një tregues për shkallën e rritjes të këtij grupi të rëndësishëm

të pikoplanktonit fotosintetik (Brian & Liu, 1998).

Lidhja midis përbërjes makromolekulare të plotë (p.sh. ARN-së, ADN-së dhe përmbajtja

e proteinave) dhe shkallës së rritjes në Escherichia coli si dhe baktereve të tjera enterike

është e njohur mirë (Bremer & Dennis, 1996; Ingraham et al., 1983). Fakti, që lidhja

midis përbërjes molekulare (p.sh. ARN-së, ADN-së dhe proteinave) dhe shkallës së

rritjes së cianobaktereve mund të përshkruhen në terma të thjeshtë matematikorë dhe

shfaqen të jenë të pavarur nga faktorët mjedisorë specifikë, që përcaktojnë shkallën e

rritjes, mbështet idenë e përdorimit të përbërjes biokimike të plotë për të vlerësuar në



24

vend shkallën e rritjes të popullatave mikrobike natyrore (Dortch et al., 1983; Kemp et

al., 1993).

Në veçanti, përmbajtja ribozomale (ose e rARN-së) pritet të jetë e lidhur veçanërisht me

shkallën e rritjes: ribozomet veprojnë si makineri biologjike për sintezën e proteinave dhe

në gjendje të qëndrueshme (dhe duke supozuar se qarkullimi i proteinave është i

parëndësishëm), shkalla e sintezës së proteinave specifike barazohet me shkallën e rritjes

specifike (Bremer & Dennis, 1996). Prandaj, përmbajtja qelizore e rARN-së është një

kandidat i mirë si tregues biokimik për shkallën e rritjes në popullatat mikrobike natyrore

(Amann et al., 1995; Kemp et al., 1993; Kramer & Singleton, 1993).

Lidhja midis përmbajtjes qelizore të rARN-së dhe shkallës së rritjes në cianobakteret nuk

është përcaktuar. Nga studimet, është vënë re, se shkalla e rritjes lidhet me ndryshime në

ARN-në totale qelizore, kryesisht për shtameve të ujërave të ëmbla Synechococcus

PCC6301 (më parë Anacystis nidulans) (Mann & Carr, 1974; Parrott & Slater, 1980;

Utkilen, 1982).

Kështu, rritja e ARN-së qelizore raportohet të jetë eksponenciale, sigmoidale ose lineare.

Në studimin e Brian & Liu (1998) u përdorën sondat oligonukleotidike fluoreshente

16SrARN për të analizuar në mënyrë specifike përmbajtjen qelizore të rARN-së të një

shtami të izoluar bregdetar të Synechococcus, rritur me dritë të kufizuar.

3.3. Analiza filogjenetike molekulare e tri shtameve Synechococcus të izoluara nga

uji i detit

Cianobakteret, që përmbajnë fikoeritrinë, të gjinisë Synechococcus janë kontribuesit

kryesorë në prodhimin primar dhe biomasën e oqeanit botëror (Waterbury et al., 1979;

Partensky et al., 1999; Agawin et al., 2000). Pavarësisht rëndësisë, pak studime kanë

ekzaminuar lidhjet filogjenetike midis llojeve Synechococcus detar, të cilat janë

klasifikuar në tre grupe të mëdha, MC-A, MC-B, dhe MC-C (Waterbury & Rippka,

1989). Nga këto, MC-A përmban shtame Synechococcus të ndryshëm, të izoluar nga

ujërat bregdetare dhe detet e hapura, dhe klasifikimi është mirëmbështetur në

filogjenezën e hapësirave të brendshme të traskriptuara (ITS) të 16S rARN dhe 16S-23S

rARN (Rocap et al., 2002; Fuller et al., 2003). Deti i Kinës Lindore (ECS), një det kufitar

i Oqeanit Paqësor të Veriut ndikohet nga masa të ndryshme uji, duke përfshirë Rrymën

Kuroshio, Rrymën e Ngrohtë Tsushima, ujërat e ftohta të Detit të Verdhë dhe ujërat e

ëmbla nga Lumi Yangtze (Beardsley et al., 1985). Veç kësaj, ndryshimet sezonale në

rrezatimin diellor ndikojnë fuqishëm në temperaturat e ujit të (ECS) (Chen et al., 1993),

dhe ndryshimet sezonale nga shkarkimi i ujit nga lumi Yangtze ndikojnë fuqishëm në

kripësinë e zonës (Zhang et al., 1994). Ndryshimet mjedisore ndikojnë fuqishëm në

kushtet biologjike të fitoplanktonit (Guo, 1994).

Sipas studimeve të fundit, Synechococcus është grupi më dominant i pikoplanktonit

autotrofik në ECS. Gjatë periudhavetë ngrohta, Synechococcus mund të arrijë 3.0 x 104

qeliza/ml, megjithëse bollëku qelizor duket të jetë i sinkronizuar me ndryshimet në

kushtet mjedisore (Jiao et al., 2002; Noh et al., 2005).

Edhe pse ka të dhëna se një numër studimesh mbi shpërndarjen e Synechococcus në ECS

kanë përdorur flow cytometrinë, pak prej tyre janë studime taksonomike mbi këtë gjini.

Choi & Noh (2006), shqyrtuan lidhjet molekulare filogjenetike të tre shtameve

Synechococcus të izoluar nga ujërat pranë Stacionit të Kërkimit Oqeanik Ieodo (IORS)



25

(Fig. 3.2), me shtame të tjera të përshkruara më parë. Ky studim siguroi informacion të

rëndësishëm mbi diversitetin e Synechococcus në ECS, dhe demostroi rëndësinë e IORS

në studimin e këtij ekosistemi.

Figura 3.2. Stacioni i Kërkimit Oqeanik Ieodo (IORS) (marrë R/V Eardo, Choi & Noh, 2006).

3.4. Zbulimi i ekotipeve të Prochlorococcus dhe Synechococcus me anë të përdorimit

të sekuencave të hapësirave të transkriptuara të brendshme (ITS) të 16S-23SrADN

Prochlorococcus rezulton i lidhur ngushtë me grupin A të Synechococcus detar, bazuar

në analizën që përdor sekuencat e gjeneve të 16SrARN (16SrADN) dhe rpoC1, një

nënnjësi e ARN polimerazës e varur nga ADN-ja (Palenik & Haselkorn, 1992; Urbach et

al., 1992).

Sekuencat e 16SrADN të ekotipeve të Prochlorococcus korrelojnë me fiziologjinë e tyre.

Shtamet e ekotipeve low-B/A janë të lidhur filogjenetikisht ngushtë (99% ngjashmëri në

sekuencën 16SrADN) dhe formojnë një degë të mbështetur mirë nga vlerat e testit të

filogjenezës (Moore et al., 1998; Rocap et al., 1999; Urbach et al., 1998).

Shtamet e ekotipit high-B/A kanë një shkallë më të ulët të ngjashmërisë në sekuencën e

tyre 16SrADN (97 në 98 %) dhe nuk janë monofiletike, por formojnë të paktën tre degë

të pavarura (Rocap et al., 1999). Shtamet Prochlorococcus high-B/A kanë gjithashtu një

shkallë më të lartë të ngjashmërisë të sekuencave me grupin A të shtameve

Synechococcus detar sesa me ekotipin low-B/A. Në fakt, renditjet e degëve midis disa

shtameve Prochlorococcus high-B/A dhe grupit A të shtameve Synechococcus detar nuk

janë zgjidhur plotësisht duke përdorur sekuenca 16SrADN (Moore et al., 1998; Rocap et

al., 1999; Urbach et al., 1998). Shtamet që përfshihen në grupin A të Synechococcus

detar, janë gjenetikisht dhe fiziologjikisht të ndryshëm (Waterbury & Rippka, 1989).

Diversiteti gjenetik në grupin A të shtameve Synechococcus detar është shqyrtuar në pak

shtame duke përdorur sekuencat 16SrADN (Urbach et al., 1998) dhe më gjerësisht duke

përdorur sekuencat rpoC1 (Toledo & Palenik, 1997; Toledo et al., 1999).



26

Në shumë eubaktere, gjenet për rARN janë organizuar në operone me gjene që kodojnë

për 16S, 23S, dhe 5SrARN të ndara nga zona të emërtuara hapësira të brendshme të

transkriptuara (ITS) (Fig. 3.3) (Gürtler & Stanisich, 1996). ITS përmbajnë motive të

antiterminimit box B-box A, të cilat parandalojnë përfundimin prematur të transkriptimit

(Berg et al., 1989) dhe gjithashtu kanë rol në mbajtjen e strukturës sekondare të rARN-së

gjatë transformimit të saj në formën e maturuar (Apirion & Miczak, 1993). Hapësira

midis gjeneve 16S-23SrARN mund të kodojë për 0, 1 ose 2 gjene tARN. Për shkak se

ITS shfaq variacion të madh të sekuencës, është përdorur në studimin e mjaft grupeve

bakteriale për të paraqitur shtamet e lidhura ngushtë (Barry et al., 1991; Christensen et

al., 1999; Leblond-Bourget et al., 1996). Sekuencat e gjenomave tregojnë se shtamet

Prochlorococcus të tipit low-B/A zotërojnë një operon të vetëm për rARN, ndërsa

shtamet Prochlorococcus të tipit high–B/A dhe shtamet e Synechococcus detar zotërojnë

dy operone identike per rRNA (http://www.jgi.doe.gov/JGI_microbial/html/index.html).

Tashmë është raportuar përdorimi i ITS si mjet filogjenetik për të identifikuar degët me të

cilat mund të paraqiten ekologjikisht popullata të dallueshme të Prochlorococcus dhe

Synechococcus. Duke shqyrtuar një diapazon të gjerë shtamesh të ndryshme

fiziologjikisht të Prochlorococcus dhe grupit A Synechococcus detar, u hodhën bazat për

studime të diversitetit gjenetik dhe shpërndarjes në terren të këtyre popullatave

cianobakteriale oqeanike dhe për të interpretuar evolucionin fenotipik dhe portretizimin e

taksonomisë së tyre (Rocap et al., 2002).

Ndryshimet e shënuara në gjatësinë e ITS u vëzhguan nga Rocap et al. (2002). Brenda

shtameve Prochlorococcus, diferencat e gjatësisë korrelonin fort me ekotipin. Shtamet

Prochlorococcus high-B/A kishin sekuenca më të gjata ITS dhe kishte një diapazon të

madh të gjatësisë midis sekuencave (Fig. 3.3). ITS në shtamet e grupeve A

Synechococcus detar varionin nga 747 bp (WH 8017) në 810 bp (WH 8103). Pjesa më e

madhe e diferencës së gjatësisë ishte në fund të hapësirës 3’ (hapësira tARNAla

-23S), që

varion nga 255 në 531 bp midis shtameve të shqyrtuara.

Figura 3.3. Shndërrimi i rARN premature në formën e maturuar rARNs tek eubakteret

(www.bio.brandeis.edu/classes/biol105/.../Lecture16.ppt ).

http://www.jgi.doe.gov/JGI_microbial/html/index.html



27

IV. MATERIALE DHE METODA

4.1. Stacionet e marrjes së mostrave

Mostrat e ujit u morrën në gjashtë (6) stacione të Gjirit të Durrësit të njohura për nivelin e

lartë të ndotjes dhe origjinën e ndryshme të saj.

• Plazhi i Golemit - Zonë banimi dhe plazhi intensiv.

• Kanali i Plepave - Bregu pranë derdhjes së ujërave të ndotura të Kanalit të

Plepave.

• Plazhi Hekurudha - Zonë plazhi intensiv.

• Ish Pontili i Karburanteve - Kalata e ish Pontilit të Karburanteve në basenin e

Portit Detar, Durrës.

• Kanali i ujërave të qytetit të Durrësit - Bregu pranë derdhjes të kanalit të

ujërave të ndotura të qytetit të Durrësit.

• Plazhi Currila - Zonë me mbetje ndërtimore.

4.1.1. Koordinatat gjeografike të stacioneve të kampionimit

Plazhi i Golemit (PG): 41° 16' 47.66" N, 19° 30' 43.83" E.

Kanali i Plepave (KP): 41° 17' 5.69"N, 19° 30' 30.60" E.

Plazhi Hekurudha (PH): 41° 18' 7.86"N, 19° 29' 29.03" E.

Ish Pontili i Karburanteve (IPK): 41° 18' 27.87" N, 19° 27' 29.22" E.

Kanali i ujërave të qytetit të Durrësit (KUQD): 41° 18' 26.92" N, 19° 26' 46.08 " E.

Plazhi Currila (PC): 41° 19' 9.74" N, 19° 25' 50.78" E. (Koordinatat gjeografike u matën

me iPhone 4 dhe https://maps.google.com).

Figura 4.1. Stacionet e marrjes së mostrave (google earth, 2013).

https://maps.google.com/



28

4.2. Metodika e marrjes së mostrave

Mostrat e ujit të detit u morën në thellësi 1 m nga sipërfaqja përmes një pajisje të

përgatitur bazuar në parimin e shishes Rutner (Fig. 4.2). Periudha e monitorimit ishte

Prill - Tetor 2011 & Qershor - Tetor 2012. Vëllimi i mostrave prej 4 l u mor për izolimin

e ADN fitoplanktonike dhe ADN pikofiplanktonike (2 l) dhe për vlerësimin e faktorëve

fiziko-kimikë dhe biologjikë (2 l). Për të gjashtë stacionet, mostrat e ujit u morën çdo

muaj në orët e mëngjesit (midis orëve 6.00 - 9.00), në shishe plastike 2-litërshe.

Temperatura e mostrave u përcaktua në vend dhe shishet plastike u transportuan me

termoboks në laborator për analiza.

U mblodhën gjithsej 42 mostra në terren gjatë vitit 2011 dhe 30 mostra gjatë 2012.

Analizat u kryen në Laboratorin e Akuakulturës dhe Peshkimit, Durrës, dhe Laboratorin e

Bioteknologjisë Molekulare, të Departamentit të Bioteknologjisë, FSHN, Universiteti i

Tiranës.

Në laboratorin e Akuakulturës dhe Peshkimit, u kryen këto analiza:

a. Pehashi (pH),

b. Oksigjeni i tretur (DO),

c. Ngopja me oksigjen (DO%),

d. Kripshmëria,

e. Turbullia,

f. Nitratet (NO3-),

g. Fosfatet (PO43-

),

h. Klorofila a totale (Chl a).

Në laboratorin e Bioteknologjisë Molekulare u realizuan:

a. filtrimi i mostrave të ujit të detit në filtra specifikë për gjallesat fitoplanktonike,

ku duhet të ishin të pranishëm gjinia Synechococcus;

b. ri-filtrimi i mostrave të ujit në filtra me porozitet të përshtatshëm për izolimin e

specieve pikofitoplanktonike të gjinisë Prochlorococcus;

c. ekstraktimi prej filtrave i ADN-së fitoplanktonike;

d. analiza spektrofotometrike e sasisë dhe cilësisë së ADN-së;

e. shumëfishimi me anë të PCR-së të rajoneve ribozomale specifike për

pikofitoplantonin Synechococcus;

f. Shumëfishimi i rajoneve ITS nga ADN-ja pikofitoplanktonike;

g. Vlerësimi i variacionit të rajoneve ITS.

4.3. Analizimi i parametrave fiziko-kimikë dhe biologjikë të mostrave të ujit

Faktorët mjedisorë u analizuan me metoda analitike standarde rekomanduar nga APHA et

al. (2005, 1998) dhe Grasshoff et al. (1999).

Temperatura, pH, DO, DO%, kripshmëria, turbullia, NO3-, PO4

3-, Chl a u matën me

aparatura përkatëse (Tab. 4.1, Fig. 4.2 & 4.3). Një provë e bardhë u përgatit për

konfirmimin e rezultateve të analizave. Vetëm temperatura u mat në vënd, ndërsa

parametrat e tjerë u matën në laboratorin e Akuakulturës dhe Peshkimit, Durrës.



29

Ka disa metoda analitike të njohura për përcaktimin e Chl a sikurse metoda

spektrofometrike, fotometrike dhe metoda HPLC (kromatografia e lëngët me eficencë të

lartë) sipas “Summary of Literature Comparing Methods for the Analysis of Chlorophyll

in Water Samples” (2006).

Për përcaktimin e përqëndrimit të Chl a u përdor metoda fluorimetrike. Sensori për Chl a

vendosur në sondën Idromar është një fluorimetër optik, që përcakton përqëndrimin e Chl

a në një mostër uji duke rrezatuar një dritë blu (460 nm). Energjia e dritës blu absorbohet

nga Chl a dhe fluoreshon dritë të kuqe (620-715 nm). Sensori mat sasinë e dritës së kuqe

që lëshohet nga Chl a në mostrën e ujit.

Tabela 4.1. Parametrat fiziko-kimikë dhe biologjikë të matur në ujërat e Gjirit të Durrësit,

metoda e matjes, pajisjet e përdorura dhe literatura përkatëse.

Parametri Metoda Aparatura, Literatura

Temperatura (ºC) Termometri Precision ALLA FRANCE ® thermometer – Red liquid

filled (-10 +110ºC, TOTAL immersion);

multi-parameter(pH/conductivity/temperature) Hanna

Instruments,

pH Potenciometri WTW Multiline P4 pH, ORP, DO, Conductivity,

Temperature Meter, Hach Company (APHA et al.,2005,

1998; Grasshoff et al., 1999)

Oksigjeni i tretur

(DO, mg/l)

Elektrokimi me

sondë

WTW Multiline P4 pH, ORP, DO, Conductivity,

Temperature Meter, Hach Company (APHA et al., 2005,

1998, Grasshoff et al., 1999)

Ngopja me oksigjen

(DO%)

Elektrokimi me

sondë

WTW Multiline P4 pH, ORP, DO, Conductivity,


1998)

Kripshmëria (‰) Konduktometri WTW Multiline P4 pH, ORP, DO, Conductivity,


1998)

Turbullia (NTU) Turbidimetri HANNA instrument Microprocessor Turbidity (ISO 7027)

Nitratet (NO3-,

mg/l)

Spektrofotometri

UV-VIS

PhotoLab 6600 UV-VIS, WTW GmbH

Fosfatet, (PO43-

,

mg/l)

Spektrofotometri

UV-VIS

PhotoLab 6600 UV-VIS, WTW GmbH

Klorofila a (Chl a,

µg/l)

Fluorometri Multiparameter probe Idromar , (APHA et al., 2005, 1998)

Figura 4.2. Aparaturat e përdorura gjatë punës në Lab. e Akuakulturës dhe Peshkimit, për

përcaktimin e parametrave fiziko- kimikë & biologjikë (majtas 1- Pajisje për marrjen e ujit në

thellësi 1m; 2, 3- Precision ALLA FRANCE ® thermometer – Red liquid filled; 4, 5- WTW

Multiline P4 pH, ORP, DO, Conductivity, Temperature Meter; 6- HANNA instrument

Microprocessor Turbidity; 7- Multiparameter probe Idromar).



30

Figura 4.3. Kitet (WTW) dhe spektrofotometri (photoLab 6600 UV-VIS) të përdorura për

përcaktimin e ushqyesve (NO3- & PO4

3-) në laboratorin e Akuakulturës dhe Peshkimit, Durrës.

4.4. Filtrimi

Në Laboratorin e Bioteknologjisë Molekulare, FSHN, UT u krye filtrimi i secilës mostër

(2 l) prej gjashtë stacioneve, në dy përsëritje, me pompë me vakuum (30-40 kPa) në filtra

GF/F Ø 47 mm. Filtri në të cilat u grumbullua materiali fitoplanktonik me përmasat mbi

0.7 µm, ku kategorizohet edhe Synecchococcus, u vendos në një tub mikrocentrifugimi,

ku në vijim u shtua 1ml STE dhe u ruajtën në -20 oC. Filtrati i marrë prej filtrimit në

filtrin GF/F, u rifiltrua në një filtër të dytë të tipit HTTP 0.4 µm me synim izolimin e

specieve pikofitoplanktonike Prochlorococcus (~0.6 µm), të cilat gjithashtu u ruajtën në -

20 oC (Fig. 4.4) (Sambrook et al., 1989).

4.4.1. Filtrat e nevojshëm dhe reaktivat

Filtrat që u përdorën për fitrimin e parë të çdo mostre uji, ishin filtra me fibra xhami

Whatman GF/F Ø 47mm me përmasa të poreve 0.7 µm.

Kurse për realizimin e filtrimit II të mostrave të ujit, u përdorën filtra membranorë

izopororikë, polikarbonat, hidrofilikë (HTTP) Ø 47mm me përmasa të poreve 0.4µm.

Reaktivat e përdorur sipas Paul (2008) ishin:

TE (10Mm Tris-HCL, 1Mm EDTA, pH 8,0);

STE (100Mm NaCl, 10Mm Tris-HCl, 1mM EDTA, pH 8,0),

3 M Sodium Acetat,

Fenol i saturuar me TE,

Kloroform : IAA, 24:1,

20% SDS.

Figura 4.4. Mjete dhe aparatura gjatë punës në laboratorin e Bioteknologjisë (ish-IKB), gjatë

proçesit të filtrimit: 1- majtas- Mostrat e ujit dërguar në lab.; 2- Pompë me vakum; 3- Filtri GF/F

Ø 47- 0.7 µm; 4- Filtri HTTP Ø 47- 0.4 µm; 5- Filtër i ruajtur në STE.



31

4.5. Ekstraktimi i ADN-së së fitoplanktonit dhe pikofitoplanktonit nga filtrat

specifikë

Protokolli u realizua sipas Paul (2008), bazuar në studimet Pichard et al. (1993) dhe

Fuhrman et al. (1988) me modifikime të vogla.

1. Mostrat e ngrira shkrihen në banjë uji të ngrohtë.

2. Shtohet në to me kujdes 0.1 volum i 20 % SDS.

3. Zhyten tubat në ujë që vlon për 2.5 minuta.

4. Futen në akull për 1 min, e më pas centrifugohen për 10 min në shpejtësi

maksimale.

5. Mblidhet supernatanti në tuba të rinj që vendosen në akull. Shtohet 1 ml STE dhe

0.1 volum i 20 % SDS në filtra dhe pelletohen, vorteksohen, ri-vlohen, spin dhe

merret supernatanti.

6. Bashkohen supernatantet; shtohet 0.1 volum i sodium acetat 3 M, pH 7 dhe përzihet

mirë.

7. Shtohen dy volume etanol 100 %, vorteksohet, ruhet në -20 °C për 30 min.

8. Centrifugohen ne shpejtësi maksimale, derdhet supernatanti, dhe ruhen pelletet që

thahen në ajër.

9. Tretim pelletin në 0.5 ml TE.

10. Shtohet 0.5 ml fenol i ngopur me TE, pH 8, dhe vorteksohet.

11. Centrifugohet për 4 min dhe grumbullohet supernatanti.

12. Supernatanti ekstraktohet me 0.3 ml fenol dhe 0.3 ml kloroform:izoamilalkool

(24:1).

13. Centrifugohet për 4 min; mblidhet supernatanti dhe përsëriten dy hapat e fundit.

14. Ekstraktohet me 0.5 ml kloroform: izoamilakool dhe mblidhet supernatanti.

15. Shtohet 0.1 volum i sodium acetatit 3 M, pH 7, përzihen mirë. Shtohen dy volume

etanol dhe inkubohet në -20 °C për 30 min.

16. Centrifugohet për 10 minuta në shpejtësi maksimale. Derdhet supernatanti.

17. Shtohet 0,5 ml etanol 70 % i ftohtë.

18. Centrifugohet për 10 min. Derdhet supernatanti dhe thahet pelleti në ajër ( 65 °C).

19. Tretet pelleti ne 100 μl TE.

4.6. Matja e sasisë dhe cilësisë së ADN-ve

Analizat sasiore dhe cilësore të ADN- ve u vlerësuan me metodën spektrofotometrike

sipas Sambrook et al. (1989). Nga çdo mostër ADN-je u morën 10 μl dhe u holluan në

1990 μl H2O të distiluar. Prova e bardhë ishte 2000 μl H2O i distiluar. Duke përdorur

spektrofotometër UV/VIS (Fig. 4.5), u matën absorbancat, përkatësisht OD260 dhe OD280.

Figura 4.5. Mjete dhe aparatura në laboratorin e Bioteknologjisë për ekstraktimin e ADN-së dhe

matjen e ADN-së me spektrofotometër UV (4- djathtas - Spektrofotometër UV/VIS).



32

Duke patur parasysh raportin OD260/OD280 u llogarit cilësia (pastërtia) e ADN-së, e cila

konsiderohet e pastër kur raporti ka vlera në intervalin 1.6-1.8. Sasia e ADN- së u llogarit

me formulën:

Sasia e ADN (µg/ml) = OD260 × faktori i hollimit (200) × 50 g/ml (CIMMYT, 2005;

Grazhdani, 2008).

4.7. Evidentimi i pranisë së specieve pikofitoplanktonike bazuar në shumëfishimin

me anë të PCR-së të fragmentit ribozomik 16S-23SrADN

Për të evidentuar praninë e species u përdorën një çift primerash specifikë për rajonin

16S-23SrADN të Synechoccocus dhe protokolli i i shumëfishimit me anë të PCR-së.

4.7.1. Hartimi i primerave specifikë për rajonin 16S-23S të ADN-së ribozomale të

Synechoccocus

Me synim shumëfishimin e sekuencave të gjeneve 16S-23SrADN të gjinisë

Synechoccocus u përdorën një çift primerash specifikë për këtë rajon të emërtuar HEX

dhe 16S-241R (Rocap et al., 2002), të cilët kanë rezultuar të suksesshëm në

shumëfishimin e këtij rajoni (Bacu et al., 2010, 2012).

Përbërja e këtyre primerave paraqitet si vijon:

HEX- CGT ACT ACA ATG CTA CGG

16S-241R- CYA CCT GTG TCG GTT T

4.7.2. Protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së

Reaksioni i shumëfishimit për një mostër (Master Mix 1X):

0.1 µl Taq Polimeraze (5U/µl)

1.6 µl MgCl2 25mM

2 µl PCR Buffer 1X

2.5 µl dNTPs 10 mM

0.25 µl Primer (Hex) 25 pmol

0.25 µl Primer (26-241R) 25 pmol

8.3 µl H2O

5 µl ADN

Volumi total 20 µl

Ky reaksion u përgatit për 24 mostrat si vijon dhe një mostër kontroll, pra u krye Master

Mix 25X.



33

4.7.2.1. Mostrat e ADN-së së përdorur si model për shumëfishim

Për të verifikuar praninë e species pikofitoplanktonike Synechoccocus si model

shumëfishimi u përzgjodhën mostrat me sasinë dhe cilësinë më të mirë të ADN-ve të

ekstraktuara nga filtrat GF/F, të cilat u numërtuan nga 1-24 si vijon:

1. PG, Korrik 2011 (Plazh i Golemit)

2. KP, Korrik 2011 (Kanali i Plepave)

3. PH, Korrik 2011 (Plazhi Hekurudha)

4. IPK, Korrik 2011 (Ish Pontili i Karburanteve)

5. KUQD, Korrik 2011 (Kanali i ujërave të qytetit të Durrësit)

6. PC, Korrik 2011 (Plazhi Currila)

7. PG, Korrik 2012

8. KP, Korrik 2012

9. PH, Korrik 2012

10. IPK, Korrik 2012

11. KUQD, Korrik 2012

12. PC, Korrik 2012

13. PG, Shtator 2011

14. KP, Shtator 2011

15. PH, Shtator 2011

16. IPK, Shtator 2011

17. KUQD, Shtator 2011

18. PC, Shtator 2011

19. PG, Shtator 2012

20. KP, Korrik 2012

21. PH, Korrik 2012

22. IPK, Korrik 2012


24. PC, Korrik 2012

4.7.3. Kushtet e ciklimit

Kushtet e amplifikimit për çiftin e primerave (Hex) / (26-241R) ishin:

94 oC për 4 min, ndjekur nga 40 cikle në 94

oC për 1 min, 52

oC për 1min dhe 72

oC për 3

min dhe shtrirja e fundit në 72 oC për 10 min.

4.8. Elektroforetimi i produkteve të shumëfishuara, protokolli

Produktet PCR-së u bënë të dukshme nën dritën UV pas elektroforezës /100 mV / 35 min

në 1.2 % gel agaroze në TBE 1X.



34

Figura 4.6. Mjete dhe apararatura në laboratorin e Bioteknologjisë për shumëfishimin me anë të

PCR-së dhe vizualizimin e produkteve të PCR-së (2- majtas, Epperndorf MasterCycler personal,

4- Transilluminator UV, VWR GeneSmart).

4.9. Vlerësimi i diversitetit të pikocianobaktereve marine Synechococcus dhe

Prochlorococcus bazuar në shumëfishimin me anë të PCR-së të rajoneve 16S-23S

ITS rADN

Për vlerësimin e diversitetit të pikocianobaktereve marine Synechococcus dhe

Prochlorococcus u përdoren dy çifte primerash, respektivisht për dy zona variabël të ITS

dhe protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së për çiftin e primerave (ITS-af / ITS-ar

& ITS-bf / ITS-br).

4.9.1. Primerat e përdorur për shumëfishimin e rajoneve ITS të specieve

pikofitoplanktonike Synechococcus dhe Prochlorococcus

Për shumëfishimin e rajoneve ITS (Internal Transcribed Spacers) të specieve

pikofitoplanktonike Synechococcus dhe Prochlorococcus u përdoren dy çifte primerash,

respektivisht për dy zona variabël të ITS:

ITS-af 5’-GGA TCA CCT CCT AAC AGG GAG-3’,

ITS-ar 5’-GGA CCT CAC CCT TAT CAG GG-3’për zonën 16S tRNAIle

, dhe

ITS-bf 5’-GTT GGT AGA GCG CCT TAT CAG GG-3’

ITS-br 5’-CCG TGA GCC CTT TGT AGC TTG-3’për-tRNAAla-

23S.

Pozicionet e këtyre primerave në rajonin 16S-23SrADN pikofitoplanktonike sipas Lavin

et al. (2008) janë dizenjuar bazuar në gjenet 16S rARN dhe sekuencat ITS të 11 shtameve

Prochlorococcus dhe 7 Synechococcus (Fig. 4.7). Këta primera janë të vlefshëm në

Bankën Gjenetike me numrat hyrës të mëposhtëm:

AF115269, AF397683, AF115270, AF397702, AF115271, AF397684, AF053396,

AF397686, AF053398, AF397688, AF053399, AF397704, AF001467, AF397695,

AF001471, AF397696, AF001472, AF397678, AF397678, AF397679, AF001473,

AF397693, AY172832, AF397729, AY172833, AF397707, AY172834, AF397718,

AY172835, AF397719, AF001480, AF397728, NC_005070,AY172836, AF397710.



35

Figura 4.7. Paraqitja skematike e operonit ARNr nga shtamet Synechococcus dhe

Prochlorococcus sipas Lavin et al. (2008), ku jepet pozicioni i lidhjes së primerave të përdorur në

këtë studim.

4.9.2. Protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së

4.9.2.1. Protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së për çiftin e primerave (ITS-af /

ITS-ar)

Reaksioni i PCR për ITS u krye sipas Lavin et al. (2008). Reaksioni i shumëfishimit për

një mostër (Master Mix 1X):


3 µl MgCl2 25mM

2.5 µl PCR Buffer 1X

0.5 µl dNTPs 10 mM

0.2 µl Primer (ITS-af) 25 pmol

0.2 µl Primer (ITS-ar) 25 pmol

17.6 µl H2O

0.5 µl ADN

Volumi total 25 µl

Ky reaksion u përgatit për 9 mostrat si tek pika 4.9.2.3 dhe një mostër kontroll, pra u krye

Master Mix 10X.



36

4.9.2.2. Protokolli i shumëfishimit me anë të PCR-së për çiftin e primerave (ITS-bf /

ITS-br)

Reaksioni i shumëfishimit për një mostër (Master Mix 1X):


3 µl MgCl2 25 mM

2.5 µl PCR Buffer 1X

0.5 µl dNTPs 10 mM

0.2 µl Primer (ITS-bf) 25 pmol

0.2 µl Primer (ITS-br) 25 pmol

17.6 µl H2O

0.5 µl ADN

Volumi total 25 µl

Ky reaksion u përgatit për 9 mostrat si vijon dhe një mostër kontroll, pra u krye Master

Mix 10X.

4.9.2.3. Mostrat e ADN-së së përdorur si model për shumëfishim

Si model shumëfishimi u përzgjodhën mostrat me sasinë dhe cilësinë më të mirë të ADN-

ve të ekstraktuara nga filtrat GF/F, të cilat u numërtuan nga 1-9 si vijon:

1. PG, Korrik 2011


3. PG, Shtator 2011

4. KP, Shtator 2011

5. IPK, Shtator 2011


7. PG, Shtator 2012

8. KUQD, Shtator 2012

9. PC, Korrik 2012

4.9.3. Kushtet e ciklimit për çiftin e primerave (ITS-af / ITS-ar)

Kushtet e amplifikimit për çiftin e primerave (ITS-af) / (ITS-ar) ishin: 95 oC për 5 min,

ndjekur nga 28 cikle në 95 oC për 1 min, 55

oC për 1 min dhe 72

oC për 2 min dhe shtrirja

e fundit në 72 oC për 10 min.



37

4.9.4. Kushtet e ciklimit për çiftin e primerave (ITS-bf / ITS-br)

Kushtet e amplifikimit për çiftin e primerave (ITS-bf) / (ITS-br) ishin: 95 oC për 5 min,

ndjekur nga 28 cikle në 95 oC për 1 min, 61

oC për 1min dhe 72

oC për 2 min dhe shtrirja

e fundit në 72 oC për 10 min.

4.10. Elektroforetimi i produkteve të shumëfishuara, protokolli

Produktet PCR-së për të dy çiftet e primerave (10 mostra ADN-je model për çdo aplikim)

u elektroforuan 1.5 % gel agaroze në TBE 1X në 100 mV për 15 min. Më pas u

fotografuan në Transilluminator UV për të verifikuar praninë e rajoneve ITS-a dhe ITS-b

me modifikime të përqëndrimit të xhelit.

Figura 4.8. Elekroforeza e produkteve të PCR për rajonet 16S-23SrADN ITS.

4.11. Analiza statistikore

Përveç analizës rutinë me programin Excel‎ (2007) të të dhënave për gjetjen e

maksimumit, minimumit, mesatares, deviacionit standard dhe paraqitjen grafike të çdo

parametri të matur; vlerësimet statistikore u realizuan edhe me programin STATISTICA.

Përmes këtij programi, u realizua box plot, për të vërejtur paraqitjen grafike të vlerave

dhe shpërndarjen e tyre. Konkretisht, u përcaktuan për çdo parametër të matur të vitit

2011 dhe vitit 2012: mesorja, intervali i vlerave ku ndodhen 50 % e këtyre vlerave (midis

25 % - 75 %), kufijtë e bishtave (whiskers), pikat jashtë bishtave të kutisë, ekstremet.

Përmes këtij programi, krahas grafikëve box plot, u realizuan dhe histogramat.

Gjithashtu, u përdorën programet statistikore MegaStat.xla (2007) dhe MultiBase (2012)

për të testuar lidhjen ndërmjet parametrave fiziko-kimikë dhe biologjikë dhe ADN-së

fitoplanktonike dhe pikofitoplanktonike.

Koefiçientët e korrelacionit Pearson (p < 0.05 & p < 0.01) u matën përmes programit

MegaStat.xla (2007).

Grafikët e regresionit linear të shumëfishtë midis ADN-së fitoplanktonike dhe faktorëve

mjedisorë si dhe midis ADN-së pikofitoplanktonike dhe faktorëve mjedisorë, u realizuan

me programin MultiBase (2012).

Analiza faktoriale për parametrat e studiuar dhe grupimin e parametrave të ngjashëm e

stacioneve të ngjashëm, me anë të analizës faktoriale dhe dendogramave të ngjashmërisë,

u realizuan ITS me programin statistikor Minitab 15.

http://www.google.com/aclk?sa=l&ai=CsLk0HIPJUpbyEK2Q0wWQ-oCgC8GqsbcDiePIp3HOuPcEEAYglKX3ASgIUL63n4D______wFgCaABp7uA4gPIAQHIAxuqBCRP0Gu7iz90Rst_26oQO8nK5cW7-Bb7L4gZmwFi18zMGE8CzXCAB8HE_x2QBwE&num=6&sig=AOD64_2oWfrpgfBhANF135bFFsdBhEpv-A&adurl=http://pconverter.com/d/&nb=0&res_url=http%3A%2F%2Fspreadsheets.about.com%2Fod%2Fexcel101%2F&rurl=https%3A%2F%2Fwww.google.al%2F&nm=73&nx=50&ny=6&is=575x222&clkt=141



38

V. REZULTATE DHE DISKUTIME

5.1. Vlerësimi i faktorëve mjedisorë që ndikojnë në praninë e pikocianobaktereve në

ujërat e Gjirit të Durrësit

5.1.1. Vlerësimi i faktorëve mjedisorë abiotikë (parametrat fiziko-kimikë)

Duke marrë në konsideratë rëndësinë e faktorëve mjedisorë abiotikë në biomasën,

dinamikën, diversitetin e fitoplanktonit e veçanërisht të pikofitoplanktonit, përfshirë

cianobakteret Synechococcus dhe Prochlorococcus (çështja 1.5), u studiuan këto

parametra fiziko - kimikë: temperatura, pH, kripshmëria, oksigjeni i tretur, ngopja me

oksigjen, turbullia, nitratet dhe fosfatet.

Maksimumi, minimumi, mesatarja, mesatarja totale dhe deviacioni standard i

parametrave fiziko-kimikë gjatë vitit 2011 dhe 2012 janë paraqitur në tabelat dhe grafikët

e mëposhtëm. Për një analizë më të plotë të vlerave dhe shpërndarjes së tyre gjatë

muajve, stinëve dhe viteve, të dhënat e parametrave fiziko-kimikë janë paraqitur

grafikisht me anë të box plot-eve dhe histogramave. Rezultatet e marra janë krahasuar me

standardet ndërkombëtare të ujërave detare. Bazuar në studime analoge mbi Detin

Adriatik dhe / ose Detin Mesdhe është bërë krahasimi i rezultateve të marra.

5.1.1.1. Temperatura

Vlerat e temperaturave (°C) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas muajve

dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.1 dhe grafikët 5.1 – 5.5.

Tabela 5.1. Maksimumi, minimumi, mesatarja, mesatarja totale dhe deviacioni standard për

vlerat e temperaturave (°C) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve

2011 dhe 2012.

Temperatura (°C) PG KP PH IPK KUQD PC

2011

Max. 27.0 27.0 27.0 27.0 27.0 27.0

Min. 18.5 18.5 19.0 19.0 19.0 18.0

Mesatarja 23.50 23.50 23.42 23.50 23.75 23.25

Mes. Totale ± DS 23.49 ± 3.31

20

12

Max. 28.2 28.9 27.6 28 28.1 27.5

Min. 23.9 23.8 24.6 23.4 23.0 23.1

Mesatarja 26.22 26.12 26.22 25.8 25.52 25.22

Mes. Totale ± DS 25.85 ± 1.55

Legjenda: Max. = maksimumi, Min. = minimum, Mes. Totale = mesatarja totale, DS = deviacioni

standard.

Temperaturat sipërfaqësore të ujit më të larta (27 °C dhe 28.9 °C) u shënuan përkatësisht

në Shtator 2011 në të gjitha stacionet dhe Korrik 2012, në stacionin KP; ndërsa

temperaturat minimale (18 °C dhe 23 °C) përkatësisht në Maj 2011, PC dhe Tetor 2012,

KUQD. Referuar mesatareve të temperaturave të ujit për gjithë stacionet, temperaturat e



39

ujit ishin kryesisht të larta. Kjo ndodh, sepse temperaturat e sipërfaqes së ujit janë nën

ndikimin e temperaturave të ajrit. Temperaturat e ujit ishin pothuajse të njëjta në të gjitha

stacionet. Duke krahasuar temperaturën mesatare totale të vitit 2012 me 2011,

temperaturat në vitin 2012 ishin 2.4 °C ± 2.47 më të larta se në 2011 (Gjyli & Kolitari,

2011; Gjyli et al., 2013a, b) (Tab. 5.1, Graf. 5.1).

Grafiku 5.1. Vlerat e temperaturave (°C) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC.

Grafiku 5.2. Box-plot i vlerave të

temperaturës (°C) për vitin 2011.

Grafiku 5.3. Histograma e vlerave të




40

Grafiku 5.4. Box plot i vlerave të

temperaturës (°C) për vitin 2012. Grafiku 5.5. Histograma e vlerave të


Nga paraqitjet grafike (Graf. 5.2 & 5.3) vërehen se për vitin 2011, kemi një shpërndarje

normale të vlerave të temperaturës, por vlerat rrahin majtas. Mesorja ka vlerë më të

madhe se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 20 - 26 °C. Nga

paraqitjet grafike (Graf. 5.3 & 5.4) vërehen se për vitin 2012, kemi një shpërndarje

normale të vlerave të temperaturës, por vlerat rrahin dhjathas. Mesorja ka vlerë pak më të

vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 23 - 28.9 °C. Mesorja

e temperaturës për vitin 2012 është 0.8 °C më e madhe se e vitit 2011, duke na treguar

për rritje temperature prej afro 1 °C nga viti në vit.

Referuar temperaturës maksimale të ujit në Gjirin e Durrësit në Korrik dhe Gusht që arrin

afërsisht 25 °C (OSI, 2002), vlerat e temperaturave maksimale u shënuan 2 °C më të larta

në Shtator 2011 dhe 3 °C më të larta në Korrik 2012. Kjo tregon, se temperaturat e larta

të ajrit gjatë këtyre viteve në këto muaj, japin ndikimin e tyre edhe në rritjen e

temperaturës së ujërave sipërfaqësore të bregdetit.

Duke krahasuar temperaturën e ujërave sipërfaqësore të Detit Adriatik në Verë, që ka

diapazon (22 - 24 °C) (Artegiani et al., 1997), me mesataren e vlerave të temperaturës për

muajt Qershor, Korrik, Gusht, 2011 & 2012, temperaturat e ujërave sipërfaqësore të Gjirit

të Durrësit paraqiten përkatësisht rreth 25 °C dhe 26 °C. Kjo tregon se temperaturat e

verës 2011, 2012 të Gjirit të Durrësit u paraqitën përkatësisht 1 °C dhe 2 °C më të larta se

kufiri maksimal i Detit Adriatik.



41

Figura 5.1. Stacioni Plazhi i Golemit.

5.1.1.2. Pehashi (pH)

Vlerat e pH të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas muajve dhe përpunimi i

tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.2 dhe grafikët 5.6 – 5.10.


vlerat e pH të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve 2011 dhe 2012.

pH PG KP PH IPK KUQD PC

2011

Max. 8.48 8.67 8.49 8.45 8.42 8.4

Min. 7.65 7.65 7.61 7.59 7.77 7.75

Mesatarja 8.10 8.18 8.16 8.15 8.17 8.14

Mes. Totale ± DS 8.15 ± 0.31

2012

Max. 8.2 8.15 8.17 8.12 8.18 8.17

Min. 7.97 8.01 8.08 8.07 8.06 8.05

Mesatarja 8.08 8.08 8.108 8.094 8.106 8.09

Mes. Totale ± DS 8.09 ± 0.05


standard.

Vlerat e pH më të larta (8.67 dhe 8.2) u shënuan përkatësisht në Shtator 2011 në stacionin

KP dhe Gusht 2012, PG; ndërsa vlerat minimale (7.59 dhe 7.97) në Qershor 2011, IKP

dhe Shtator 2012, PG. Sipas WAC 173-201A (1997, 2011), këto vlera ishin brenda

diapazonit të pH standard (pH = 7 - 8.5) të ujërave sipërfaqësore detare, përjashtuar KP

në Shtator 2011 (Gjyli & Kolitari, 2011; Gjyli et al., 2013a, b) (Tab. 5.2, Graf. 5.6). Në

këtë stacion ka derdhje të vazhdueshme të ujërave të ndotura, sikurse derdhja e ujërave të

zeza ose bujqësore nga kodrat përreth si dhe ndërtimet përgjatë bregut të plazhit të

Golemit.



42

Konsumi fotosintetik i CO2, sidomos në lulëzimet e algave, mund ta paraqesë pH në

nivele të larta (bazike). Kjo ndodh pasi kur CO2 konsumohet, ka më pak disocim të

H2CO3 në jone H+

(Hinga, 2002).

Duke krahasuar mesataret totale të pH të vitit 2012 me 2011, pH në 2012 ishte 0.06 ±

0.22 njësi më i ulët se në 2011, duke na informuar se pH është pothuajse në të njëjtin

nivel për të dy vitet (Gjyli et al., 2013b).

Grafiku 5.6. Vlerat e pH të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC.


pH për vitin 2011.


pH për vitin 2011.



43


pH për vitin 2012.


pH për vitin 2012.

Nga paraqitjet grafike (Graf. 5.7 & 5.8) vërehen se për vitin 2011, kemi një shpërndarje

normale të vlerave të pH, por vlerat rrahin majtas. Mesorja ka vlerë më të madhe se

mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 7.82 – 8.4. Nga paraqitjet

grafike (Graf. 5.9 & 5.10) vërehen se për vitin 2012, kemi një shpërndarje normale

simetrike të vlerave të pH. Mesorja ka vlerë të barabartë me mesataren, kurse 50 % e

vlerave ndodhen brenda 8.07 - 8.12. Gjithashtu për vitin 2012 vërejmë dy vlera jashtë

bishtave të kutisë, përkatësisht 7.97 në PG dhe 8.2 në PG, çka tregon se në këtë stacion

ka derdhje të vazhdueshme në det të ujërave të zeza apo ujërave të ndotura nga ndërtesat

e banimit dhe bizneset në mëngjes dhe mbrëmje. Mesorja e pH për vitin 2012 është 0.15

më e vogël se e vitit 2011.

Figura 5.2. Stacioni Kanali i Plepave.



44

5.1.1.3. Oksigjeni i tretur (DO)

Vlerat e oksigjenit të tretur (DO, mg/l) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas

muajve dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.3 dhe grafikët 5.11 – 5.15.


vlerat e DO (mg/l) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve 2011 dhe

2012.

DO (mg/l) PG KP PH IPK KUQD PC

20

11

Max. 7.3 7.2 7.4 7.25 7 7.68

Min. 4.81 4.33 4.6 4.1 4.3 4.5

Mesatarja 6.12 5.94 6.08 5.98 5.37 5.76

Mes. Totale ± DS 5.87 ± 1.08

2012

Max. 8.26 9.31 8.89 9.18 9.03 9.01

Min. 5.78 6.22 6.16 5.32 6.04 6.04

Mesatarja 6.97 7.50 7.31 6.87 6.93 6.95

Mes. Totale ± DS 7.09 ± 1.19


standard.

Grafiku 5.11. Vlerat e DO (mg/l) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC.

Vlerat e oksigjenit të tretur DO më të larta (7.68 mg/l dhe 9.31 mg/l) u shënuan

përkatësisht në Maj 2011 në stacionin PC dhe Tetor 2012 në KP; ndërsa DO minimale

(4.1 mg/l dhe 5.32 mg/l) në Korrik 2011 & 2012 të dyja në IPK. Sipas WAC 173-201A

(1997, 2011), këto vlera ishin brenda diapazonit të DO standard të ujërave sipërfaqësore

detare, klasifikuar në cilësinë e ujërave të pazakonshme (7.0 mg/l), të shkëlqyera (6.0

mg/l) dhe të mira (5.0 mg/l), përjashtuar muajin Korrik në IPK, KUQD, KP, 2011, që



45

përfshihen në cilësinë jo të keqe (4.0 mg/l) të kriterit të DO për jetën ujore në ujërat

detare (Gjyli & Kolitari, 2011; Gjyli et al., 2013a, b) (Tab. 5.3, Graf. 5.11).

Shkarkimet bregdetare të mbeturinave të pasura në karbon organik sikurse ujërat e zeza

apo ujërave të tjera të ndotura industriale, prodhuar në sasi të larta në qendrat e

populluara urbane, mund të reduktojnë ndjeshëm përqëndrimet e oksigjenit të tretur

(Connell & Miller, 1984).

Kjo shfaqet dukshëm në muajin Korrik IPK, ku sasia e DO paraqitet në minimumet më të

ulëta për 2011 dhe 2012, periudhë që përkon me fluksin sezonal të ankorimit të trageteve.

Kjo mund të vijë si pasojë e derdhjes së substancave organike, përfshirë hidrokarburet,

nga ujërat e ballastrës dhe mbeturinat që vijnë nga ankorimi i anijeve, të cilat presin të

përpunohen në basenin e Portit të Durrësit. Gjithashtu përqëndrimi i ulët i DO mund të

vijë nga komunikimi i vogël me detin e hapur, pasi ka vetëm një kanal hyrës-dalës për

qarkullimin e ujit të basenit me detin e hapur.

Situata paraqitet pothuajse e njëjtë me minimume < 4.5 mg/l të DO në KUQD & KP në

vitin 2011. Kjo vjen si pasojë e shkarkimit të vazhdueshëm ujërave të ndotura,

veçanërisht të ujërave të zeza në këto stacione. Duke krahasuar mesataret totale e DO të

viteve 2012 & 2011, DO i vitit 2012 ishte 1.21 mg/l ± 1.14 më e lartë se në 2011, duke na

informuar për një oksigjenim më të mirë të ujërave bregdetare gjatë vitit 2012 (Gjyli et

al., 2013b).


DO (mg/l) për vitin 2011.









46

Nga paraqitjet grafike (Graf. 5.12 & 5.13) vërehen se për vitin 2011, kemi një

shpërndarje normale të vlerave të DO, por vlerat rrahin djathtas. Mesorja ka vlerë më të

vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 4.855 – 6.95 mg/l.


shpërndarje normale të vlerave të DO, por vlerat rrahin djathtas. Mesorja ka vlerë më të

vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 6.16 – 8.26 mg/l.

Mesorja e DO, për vitin 2012 është 1.01 mg/l më e madhe se e vitit 2011.

Nga krahasimi i mesatares së DO të basenit të Portit të Durrësit në vitin 2002 (7.565

mg/l) (Wilbur Smith Associates, 2003) me DO e IPK në vitet 2011 & 2012 (6.38 mg/l),

rezulton se sasia DO ka një zbritje prej 1.18 mg/l këto 10 vite. Pra, DO e basenit ka

kaluar këtë dekadë nga cilësia e ujërave të pazakonshme, në cilësinë e ujërave të

shkëlqyera.

Referuar DO të ujërave sipërfaqësore të Adriatikut Jugor (5.47 ml/l) (Manca et al., 2004)

konvertuar sipas ICES (International Council for the Exploration of the Sea;

http://ocean.ices.dk/Tools/UnitConversion.aspx) (1 mg/l = 0.7 ml/l) në 7.81 mg/l,

rezulton se sasia e DO për ujërat sipërfaqësore të Gjirit të Durrësit për vitet 2011 & 2012

(6.43 mg/l) u paraqit 1.38 mg/l më e ulët se e Adriatikut Jugor (Tab. 5.3, Graf. 5.11).

Prandaj DO e Adriatikut Jugor paraqitet në cilësinë e ujërave të pazakonshme, kurse Gjiri

i Durrësit në cilësinë e ujërave të shkëlqyera të kriterit të DO për jetën ujore në ujërat

detare.

Figura 5.3. Stacioni Plazhi Hekurudha.

http://ocean.ices.dk/Tools/UnitConversion.aspx



47

5.1.1.4. Ngopja me oksigjen (DO%)

Vlerat e ngopjes me oksigjen (DO%) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas

muajve dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.4 dhe grafikët 5.16 - 5-20.


vlerat e DO% (%) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve 2011 dhe

2012.

(DO%) (%) PG KP PH IPK KUQD PC

20

11

Max. 89 94 91 89.3 90.1 101

Min. 69 65.5 67.3 69.5 68 64.1

Mesatarja 78.55 77.80 79.40 77.78 74.72 77.38

Mes. Totale ± DS 77.61 ± 8.63

2012

Max. 92.3 111.3 94.5 112.3 111.7 110.9

Min. 66.7 73.7 71.5 66.7 69.7 70.5

Mesatarja 80.50 88.64 82.50 83.24 81.66 82.22

Mes. Totale ± DS 83.13 ± 13.93


standard.

Grafiku 5.16. Vlerat e DO% (%) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK, KUQD,

PC.

Vlerat e ngopjes me oksigjen (DO%) më të larta (101 % dhe 112.3 %) u shënuan

përkatësisht në Qershor 2011 në stacionin PC dhe Shtator 2012 në IPK; ndërsa DO%

minimale (64.1 % dhe 66.7 %) në Tetor 2011, PC dhe Gusht 2012, PG & Korrik 2012,

IPK (Gjyli & Kolitari, 2011; Gjyli et al., 2013a, b) (Tab. 5.4, Graf. 5.16).

Vlerat e DO% ishin më të mëdha se 60 %, vlerë e DO% e cila konsiderohet e

përshtatshme për të mbështetur jetën ujore (EPA, 2008).



48

Duke krahasuar mesataret totale e DO% të viteve 2012 & 2011, DO% e 2012 ishte 5.5 %

± 11.59 më e lartë sesa 2011, duke na informuar për një ngopje me oksigjen të ujërave

bregdetare më të mirë gjatë vitit 2012 (Gjyli et al., 2013b).


DO% (%) për vitin 2011.








shpërndarje normale të vlerave të DO%, por vlerat rrahin djathtas.

Gjithashtu në Qershor të vitit 2011 vërejmë një vlerë jashtë bishtave të kutisë,

përkatësisht 101 % në PC, që tregon se në këtë stacion ka mbingopje me oksigjen të

ujërave. Mesorja ka vlerë më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda

intervalit 71.85 – 82.1 %. Nga paraqitjet grafike (Graf. 5.19 & 5.20) vërehen se për vitin

2012, kemi një shpërndarje normale të vlerave të DO%, por vlerat rrahin djathtas.

Mesorja ka vlerë më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda

intervalit 66.7 – 112.3 %. Mesorja e DO%, për vitin 2012 është 2.02 % më e madhe se e

vitit 2011.



49

Figura 5.4. Stacioni Ish Pontili i Karburanteve.

5.1.1.5. Kripshmëria

Vlerat e kripshmërisë (‰) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas muajve dhe

përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.5 dhe grafikët 5.21 - 5-25.


vlerat e kripshmërisë (‰) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve 2011

dhe 2012.

Kripshmëria (‰) PG KP PH IPK KUQD PC

2011

Max. 37.3 37.2 37.4 37.3 37.1 37.4

Min. 36 32.2 36.8 36.8 36.8 36.7

Mesatarja 36.60 36.10 36.95 36.98 36.95 37.03

Mes. Totale ± DS 36.77 ± 0.83

2012

Max. 38.2 38.2 38.5 38.5 38.6 38.6

Min. 36.3 34.2 36.8 36.9 36 36.7

Mesatarja 37.54 36.84 37.78 37.96 37.56 37.88

Mes. Totale ± DS 37.59± 0.98


standard.

Vlerat e kripshmërisë më të larta (37.4 ‰ dhe 38.6 ‰) u shënuan përkatësisht në Shtator

2011, PC & PH dhe Tetor 2012, KUQD & PC; ndërsa vlerat e kripshmërisë minimale

(32.2 ‰ dhe 34.2 ‰) në Shtator 2011, KP, dhe Qershor 2012, KP. Kripshmëria e ulët në

KP në Shtator 2011, por edhe Qershor, Gusht, mund të vijë nga derdhjet e ujërave të

ëmbla, përfshirë dhe ujërat e zeza nga kodrat, hotelet e bizneset përreth, në ujërat

bregdetare (Gjyli & Kolitari, 2011; Gjyli et al., 2013a, b) (Tab. 5-5, Graf. 5-21).

Mesatarja e kripshmërisë të vitit 2012 ishte 0.82 ‰ ± 0.91 më e madhe se 2011, duke

treguar që ujërat bregdetare paraqiten më të kripura gjatë vitit 2012 (Gjyli et al., 2013b).



50

Grafiku 5.21. Vlerat e kripshmërisë (‰) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC.


kripshmërisë (‰) për vitin 2011.








shpërndarje normale të vlerave të kripshmërisë, por vlerat rrahin majtas. Gjithashtu,



51

vërejmë dy vlera jashtë bishtave të kutisë, përkatësisht 36 ‰ Gusht 2011, PG, dhe 36.7

‰ Korrik 2011, PC. Kjo ndodh se ka derdhje të ujërave të ëmbla, që janë ujëra të ndotura

ose të zeza nga bizneset dhe hotelet në këto stacione. Gjithashtu vërehet edhe një pikë

ekstreme 32.2 ‰ Shtator 2011, KP që tregon pikun e ardhjes së një sasie të

konsiderueshme të ujërave të ndotura, sikurse ujërat e zeza përmes Kanalit të Plepave.

Mesorja ka vlerë më të madhe se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda

intervalit 36.8 – 37.1 ‰. Nga paraqitjet grafike (Graf. 5.24 & 5.25) vërehen se për vitin

2012, kemi një shpërndarje normale të vlerave të kripshmërisë, por vlerat rrahin majtas.

Mesorja ka vlerë më të madhe se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda

intervalit 37.2 – 38.3 ‰. Gjithashtu në Qershor 2012, PG vërehet përsëri një vlerë jashtë

bishtave të kutisë (34.2‰). Mesorja e kripshmërisë për vitin 2012 është 1.1 ‰ më e

madhe se e vitit 2011.

Sipas kripshmërisë për ujërat bregdetare shqiptare (30 - 39 ‰) (Shumka, 2005), këto

vlera janë brenda diapazonit për të gjithë stacionet e studiuara. Mesatarja e kripshmërisë

të ujit për secilin stacion rezultoi brenda diapazonit të mesatares së kripshmërisë për

Gjirin e Durrësit (35.8 - 38.22 ‰) (OSI, 2002; Gjyli et al., 2013a, b). Në të dy vitet si

2011 dhe 2012, stacioni me kripshmëri më të ulët rezulton KP. Kjo tregon edhe ndikimin

e shkarkimit të ujërave të ëmbla në këtë stacion.

Referuar kripshmërisë të ujërave sipërfaqësore të Adriatikut Jugor (37.93 ‰) (Manca et

al., 2004), rezulton se kripshmëria për ujërat sipërfaqësore të Gjirit të Durrësit për vitin

2011 & 2012 (37.1 ‰) u paraqit 0.83 ‰ më e ulët se e Adriatikut Jugor (Tab. 5.5, Graf

5.21). Pra, kripshmëria e ujit të Gjirit të Durrësit është më të ulët se e ujërave

sipërfaqësore të Detit Adriatik Jugor me ndryshimin afro 1 ‰, që tregon edhe ndikimin e

shkarkimit të ujërave të ëmbla nga toka përgjatë bregut të Gjirit të Durrësit.

Figura 5.5. Stacioni Kanali i Ujërave të Qytetit të Durrësit.



52

5.1.1.6 Turbullia

Vlerat e turbullisë (NTU) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas muajve dhe

përpunimi i tyre statistikor paraqitet në tabelën 5.6, dhe grafikët 5.26 - 5-30.


vlerat e turbullisë (NTU) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC gjatë viteve 2011

dhe 2012.

Turbullia (NTU) PG KP PH IPK KUQD PC

20

11

Max. 7.79 13.4 11.22 11.54 13.1 7.12

Min. 0.72 0.41 1.71 0.92 1.97 0.98

Mesatarja 3.76 5.32 4.61 3.97 4.95 3.88

Mes. Totale ± DS 4.41 ± 3.42

2012

Max. 12.44 14.77 10.15 6.37 68 11.14

Min. 2 2.8 3.01 1.01 2.48 0.32

Mesatarja 5.89 9.54 6.65 3.41 19.01 4.22

Mes. Totale ± DS 8.12 ± 12.13


standard.

Vlerat e turbullisë më të larta (13.4 NTU dhe 68 NTU) u shënuan përkatësisht në Gusht

2011 në stacionin KP dhe Shtator 2012 në KUQD, ndërsa vlerat minimale (0.41 NTU dhe

0.32 NTU) në Tetor, 2011, KP dhe Tetor 2012, PC. Niveli tepër i lartë i turbullisë në

KUQD, përkon me derdhjen e ujërave të ndotura, përfshirë dhe ujërat e zeza në këtë

stacion, gjatë kohës kur pompat e ujit janë në aktivitetin e tyre maksimal (Gjyli &

Kolitari, 2011; Gjyli et al., 2013a, b) (Tab. 5.6, Graf. 5.26).

Grafiku 5.26. Vlerat e turbullisë (NTU) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC.



53

Mesatarja e turbullisë të vitit 2012 ishte 3.71 NTU ± 8.91 (ose 1.8 herë) më e lartë se e

vitit 2011, duke treguar që ujërat bregdetare paraqiten më të turbullta gjatë vitit 2012

(Gjyli et al., 2013b). Në vitin 2011, KP renditet në krye të renditjes së stacioneve për

turbulli (5.32 NTU), kurse në fund renditet PC (3.76 NTU). Në vitin 2012, KUQD

renditet në krye të renditjes së stacioneve për turbulli (19.01 NTU), kurse në fund renditet

IPK (3.41 NTU).

Vlerat e e turbullisë për vitin 2011 paraqesin shmangie të lartë duke ju afruar mesatares,

kurse në vitin 2012, shmangia është tepër e lartë duke tejkaluar mesataren 1.5 herë.

Shkak mund të jenë ndotjet nga shkarkimet e vazhdueshme në det të ujërave me ngarkesë

të lartë lëndësh organike sikurse ujërat e zeza, veçanërisht gjatë natës dhe herët në

mëngjes (Fig. 5.7), që ndjehet nga era e rëndë përgjatë bregut. Stacionet më problematike

janë KP & KUQD. Ndërtimi i impiantit të ujërave të zeza në Shën Vlash, që pritet të

vihet në punë do ta zgjidhte përfundimisht derdhjen e ujërave të zeza të papërpunuara në

det si të zonës bregdetare nga Shkëmbi i Kavajës deri në Currila dhe të qytetit të Durrësit.

Fakt është se pjesa më e madhe e ujërave të zeza të qytetit, derdhen drejtpërdrejt në det

përmes një kanali në stacionin KUQD. Gjithashtu në këtë zonë janë të instaluara dhe

pompa shkarkimi të ujërave të ndotura, që vihen në punë në mënyrë të vazhdueshme.

Shkaqet e niveleve të larta të turbullisë jo natyrore në ujërat bregdetare mund të

rezultojnë nga ndikimi i sedimenteve të shkaktuara nga erozioni i rrymës së lumenjve apo

kanaleve. Lulëzimet e algave shpesh tregojnë për ngarkesë të tepruar të lëndëve ushqyese

dhe mund të jenë një shkak i turbullisë në sistemet eutrofike. Shkaqe të tjera të turbullisë

të lartë në ujërat bregdetare përfshijnë lëndën organike të tretur nga trajtimi i ujërave të

zeza dhe larjet nga ndërtimet pranë bregut, nga erozioni i bregut, nga gërmimet dhe

substancat e pasura me humus (http:www.ozcoasts.gov.au/indicators/turbidity.jsp).

Efekti më i drejtëpërdrejtë i rritjes së turbullisë është reduktimi i dritës në dispozicion të

fotosintezës për shkak të zvogëlimit të dritës nën ujë. Fitoplanktoni dhe makroalgat, që

pluskojnë janë konkurrentë më të mirë për dritën se bimët bentonike (përfshirë dhe

barërat e detit) (Duarte, 1995) dhe do të priren për t’i konkuruar ato kur drita bëhet

kufizuese gjatë eutrofizimit progresiv. Në këtë mënyrë, turbullia kontrollon biomasën e

fitoplanktonit (Cloern, 1987; Monbet, 1992).


turbullisë (NTU) për vitin 2011.





54






shpërndarje normale të vlerave të turbullisë, por vlerat rrahin djathtas. Gjithashtu vërejmë

katër vlera jashtë bishtave të kutisë përkatësisht 11.22 NTU Maj 2011, PH; 11.54 NTU,

Gusht 2011, IPK; 13.1 NTU, Gusht 2011, KUQD dhe 13.4 NTU Gusht 2011, KP. Kjo

tregon se mund të jenë derdhjet e ujërave të ndotura me ngarkesë të lartë lëndësh

organike në këto stacione, që sjellin vlera turbullie të larta. Mesorja ka vlerë më të vogël

se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brënda intervalit 1.975 – 5.355 NTU. Nga

paraqitjet grafike (Graf. 5.29 & 5.30) vërehen se për vitin 2012, kemi një shpërndarje

normale të vlerave të turbullisë, por vlerat rrahin djathtas. Vërehet një pikë ekstreme 68

NTU Shtator 2012, KUQD, që tregon pikun e derdhjes të një sasie të konsiderueshme të

ujërave të zeza kur pompat punojnë me kapacitet të plotë, zonë kjo pranë shëtitores

“Taulantia”. Mesorja ka vlerë gati 2-fish më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave

ndodhen brenda intervalit 0.32 – 14.77 NTU. Mesorja e turbullisë për vitin 2012 është

0.58 NTU më e madhe se e vitit 2011.

Figura 5.6. Stacioni Plazhi Currila.

Gjyli L. (2014). Identikifimi i cianobakterit Synechococcus në ujërat e Gjirit të Durrësit, bazuar në


55

5.1.1.7. Lëndët ushqyese (azoti dhe fosfori)

5.1.1.7.1. Nitratet (NO3-)

Vlerat e nitrateve (NO3-, mg/l) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas muajve

dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.7 dhe grafikët 5.31 – 5.35.


vlerat e NO3- (mg/l) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve 2011 dhe

2012.

NO3- (mg/l) PG KP PH IPK KUQD PC

20

11 Max. 5.5 4.4 5.8 5.3 3.6 5.1

Min. 0.08 0.06 0.11 0.09 0.15 0.08

Mesatarja 1.89 1.48 1.80 1.68 1.50 1.85

Mes. Totale ± DS 1.70 ± 1.86

2012

Max. 1.6 1.5 1.5 2.1 1 1.8

Min. 0.6 0.8 0.4 0.7 0.5 0.3

Mesatarja 0.90 1.12 0.88 1.18 0.72 0.78

Mes. Totale ± DS 0.93± 0.45


standard.

Grafiku 5.31. Vlerat e NO3

- (mg/l) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC.

Vlerat e nitrateve NO3- më të larta (5.8 mg/l dhe 2.1 mg/l) u shënuan përkatësisht në Maj

2011 në stacionin PH dhe Gusht, 2012, IPK; ndërsa vlerat NO3- minimale (0.06 mg/l dhe

0.3 mg/l) në Tetor 2011, KP dhe Shtator & Tetor, 2012, PC (Tab. 5.7, Graf. 5.31).

Rezulton se në muajt Qershor, Shtator dhe Tetor 2011, vlerat e NO3- bien në nivele

shumë të ulëta, thuajse kemi një boshatisje të ngarkesës së nitrateve. Meqenëse azoti

stimulon rritjen e fitoplanktonit detar dhe është lënda ushqyese kryesore në eutrofikimin



56

bregdetar (Ryther & Dunstan, 1971), ka shumë mundësi që nitratet të jenë absorbuar

nga lulëzimet e algave (Gjyli & Kolitari, 2011; Gjyli et al., 2013a, b; Gjyli & Bacu,

2014).

Përqëndrimi i NO3- i vitit 2012 ishte 0.77 mg/l ± 8.9 (ose 1.8 herë) më i ulët se në 2011,

duke na informuar se niveli i nitrateve është reduktuar, duke përmirësuar situatën në këto

ujëra bregdetare. Në vitin 2011, PG renditet në krye të renditjes së stacioneve për NO3-

(1.89 mg/l), kurse në fund renditet KP (1.48 mg/l). Në vitin 2012, IPK renditet në krye të

renditjes së stacioneve për NO3- (1.18 mg/L), kurse në fund renditet KUQD (0.72 mg/l)

(Gjyli et al., 2013 b; Gjyli & Bacu, 2014).

Vlerat e NO3- për vitin 2011 paraqesin shmangie tepër të lartë duke tejkaluar mesataren.

Shkak mund të jetë ndotja nga shkarkimet e vazhdueshme në det të ujërave me ngarkesë

të lartë lëndësh organike sikurse ujërat e zeza, veçanërisht gjatë natës dhe herët në

mëngjes (Fig. 5.7).


NO3- (mg/l) për vitin 2011.






(NO3-) (mg/l) për vitin 2012.


shpërndarje normale të vlerave të (NO3-), por vlerat rrahin djathtas. Mesorja ka vlerë gati



57

2-fish më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 0.15 –

2.875 mg/l. Nga paraqitjet grafike (Graf. 5.34 & 5.35) vërehen se për vitin 2012, kemi një

shpërndarje normale të vlerave të NO3-, por vlerat rrahin djathtas. Vërehet një pikë jashtë

bishtave të kutisë në Gusht 2012, IPK (2.1 mg/l), që tregon ndotjet nga piku i aktivitetit

që ka baseni i Portit, sidomos me fluksin e madh të ankorimit të trageteve. Mesorja ka

vlerë më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 0.6 – 1.2

mg/l. Mesorja e NO3- për vitin 2012 është 0.0805 mg/l më e vogël se e vitit 2011.

Vlerat mesatare të NO3- të viteve 2012 dhe 2011 të konvertuara si NO3-N sipas ICES

(International Council for the Exploration of the Sea;

http://ocean.ices.dk/Tools/UnitConversion.aspx) (1µg NO3- / l = 0.225897 µg N / l) janë

përkatësisht, 0.21 mg/l dhe 0.38 mg/l. Duke i krahasuar me standardin e rekomanduar

NO3-N (0.1 mg/l) për ujërat sipërfaqësore në kushte natyrore (Chapman, 1996), këto

vlera konsiderohen më të larta se standardi (Gjyli et al., 2013b; Gjyli & Bacu, 2014).

Ujërat sipërfaqësorë në kushte natyrore rrallë kalojnë 0.1 mg/l si NO3-N, ujërat që

ndikohen nga aktivitetet humane përmbajnë deri në 5 mg/l si NO3-N, dhe shpesh

përmbajnë më pak se 1 mg/l NO3-N. Nivelet mbi 5 mg/l si NO3-N tregojnë ndotje me

origjinë humane ose shtazore ose rrjedhje të plehrave bujqësorë (Chapman, 1996).

Po të krahasojmë mesataren totale të NO3- të viteve 2011 & 2012 për IPK (1.4508 mg/l)

me mesataren e përqëndrimit e NO3- në basenin e Portit (0.1 mg/l) (Wilbur Smith

Associates, 2003), rezulton 14 herë më e lartë pas gati një dekade, që tregon ndikimin e

ndotjes nga aktivitetet portuale. Duke konvertuar NO3- në NO3-N kemi përkatësisht për

IPK dhe basenin e Portit 0.328 mg/l dhe 0.0226 mg/l, që tregon se para një dekade ujërat

portuale ishin në kushte natyrore sikurse deti i hapur, ndërsa tani shihet ndikimi negativ i

njeriut në mjedis (Tab. 5.9).

Po të krahasojmë mesataren totale të NO3- të viteve 2011 & 2012 (1.35 mg/l) me

mesataren e NO3- e ujërave sipërfaqësore të Detit Adriatik Jugor (0.57 mmol/m

3 = 0.0353

mg/l) konvertuar sipas ICES (International Council for the Exploration of the Sea;

http://ocean.ices.dk/Tools/UnitConversion.aspx) (1 µg NO3-/ l = 0.016128 µmol NO3

-/ l)

(Manca et al., 2004), rezulton rreth 38 herë më i lartë përqëndrimi i NO3- në ujërat

bregdetare të Gjirit të Durrësit. Duke konvertuar NO3- në NO3-N kemi përkatësisht: 0.305

mg/l në ujërat e Gjirit të Durrësit dhe 0.008 mg/l në ujërat e Detit Adriatik Jugor. Pra,

ndryshe nga ujërat bregdetare të Gjirit të Durrësit, ujërat sipërfaqësore të Detit Adriatik

Jugor, janë brenda standardit të ujërave sipërfaqësore në kushte natyrore (Tab. 5.9).



58

Figura 5.7/1. Kanale që derdhin ujëra të ndotura përgjatë bregut (nga e majta në të djathtë:

1 & 2 - KP; 3 - PG).

Figura 5.7/2. Kanale që derdhin ujëra të ndotura përgjatë bregut (nga e majta në të djathtë:

1 & 2 – KUQD, 3- kanal pranë zonës së Museut Arkeologjik, Durrës).



59

5.1.1.7.2. Fosfatet (PO43-

)

Vlerat e fosfateve (PO43-

, mg/l) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas muajve

dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.8, dhe grafikët 5.36 – 5.40.


vlerat e PO43-

(mg/l) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve 2011 dhe

2012.

PO43-

(mg/l) PG KP PH IPK KUQD PC

20

11 Max 0.4 0.5 0.5 0.5 0.6 0.6

Min 0.026 0.019 0.034 0.022 0.029 0.026

Mesatarja 0.14 0.20 0.17 0.17 0.19 0.16

Mes. Totale ± DS 0.17 ± 0.20

2012

Max 0.26 0.41 0.26 0.34 0.34 0.24

Min 0.19 0.21 0.18 0.2 0.22 0.17

Mesatarja 0.23 0.28 0.23 0.25 0.27 0.22

Mes. Totale ± DS 0.25 ± 0.05


standard.

Grafiku 5.36. Vlerat e PO4

3- (mg/l) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC.

Vlerat e fosfateve (PO43-

) më të larta (0.6 mg/l dhe 0.41 mg/l) u shënuan përkatësisht në

Korrik 2011 në stacionin KUQD & PC dhe Qershor 2012 në KP; ndërsa vlerat e PO43-

minimale (0.019 mg/l dhe 0.17 mg/l) në Qershor 2011, KP dhe Tetor 2012, PC (Tab. 5.8,

Graf. 5.36). Rezulton se në muajt Maj, Qershor, Shtator (përjashtuar KP) dhe Tetor,

2011, vlerat e PO43-

bien në nivele shumë të ulëta, thuajse kemi një boshatisje të

ngarkesës së fosfateve. Kjo mund të ndodhë si rezultat i konsumimit të PO43-

ashtu

sikurse NO3- nga lulëzimi i algave (Gjyli & Kolitari, 2011; Gjyli et al., 2013a, b; Gjyli &

Bacu, 2014).



60

Përqëndrimi i PO43-

për 2012 ishte 0.08 mg/l ± 0.14 (ose 1.4 herë) më i lartë se 2011,

duke na informuar se niveli i PO43-

është rritur. Në vitin 2011, KP renditet në krye të

renditjes së stacioneve për PO43-

(0.20 mg/l), kurse në fund renditet PG (0.14 mg/l). Në

vitin 2012, KP paraqitet në krye të renditjes së stacioneve për PO43-

(0.28 mg/l), kurse në

fund renditet PC (0.22 mg/l). Vlerat e PO43-

për vitin 2011 paraqitet shmangie tepër të

lartë, duke tejkaluar mesataren. Shkak mund të jetë ndotja nga shkarkimet e vazhdueshme

në det të ujërave me ngarkesë të lartë lëndësh organike, sikurse ujërat e zeza, veçanërisht

gjatë natës dhe herët në mëngjes (Fig. 5.7) (Gjyli et al., 2013 b; Gjyli & Bacu, 2014).

Grafiku 5-37. Box plot i vlerave të

PO43-

(mg/l) për vitin 2011.

Grafiku 5-38. Histograma e vlerave të

PO43-


Grafiku 5-39. Box plot i vlerave të

PO43-


Grafiku 5-40. Histograma e vlerave të

PO43-



shpërndarje normale të vlerave të PO43-

, por vlerat rrahin djathtas. Mesorja ka vlerë gati

4-fish më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 0.032 –

0.345 mg/l. Nga paraqitjet grafike (Graf. 5.39 & 5.40) vërehet se për vitin 2012, kemi një

shpërndarje normale të vlerave të PO43-

, por vlerat rrahin djathtas. Vërehet një pikë jashtë

bishtave të kutisë në Qershor 2012, KUQD dhe Gusht 2012, IPK (0.34 mg/l) dhe një pikë



61

ekstreme në Qershor 2012, KP (0.41 mg/l). Kjo tregon se ndotja nga derdhja e ujërave të

pasura me fosfor në det, kanë qënë shumë të mëdha në Qershor 2012 në KP. Po kështu në

Qershor 2012, edhe në KUQD ka patur derdhje të ujërave të zeza të konsiderueshme në

kohën e marrjes së mostrës. Kurse në Gusht 2012, IPK paraqet vlerë mbi normalen të

PO43-

, pasi është piku i aktivitetit që ka baseni i portit, sidomos me fluksin e madh të

ankorimit të trageteve. Mesorja ka vlerë më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave

ndodhen brenda intervalit 0.22 – 0.26 mg/l. Mesorja e PO43-

për vitin 2012 është 0.2 mg/l

më e madhe se e vitit 2011.

Vlerat mesatare të PO43-

të vitit 2012 & 2011 të konvertuara si PO4-P sipas ICES

(International Council for the Exploration of the Sea;

http://ocean.ices.dk/Tools/UnitConversion.aspx) (1µg PO43-

/ l = 0.326138 µg P / l) janë

përkatësisht, 0.081 mg/l dhe 0.055 mg/l. Duke i krahasuar me standardin e rekomanduar

PO4-P (0.005 - 0.020 mg/l) për ujërat sipërfaqësore në kushte natyrore (Chapman, 1996),

këto vlera konsiderohen më të larta se standardi (Gjyli et. al., 2013b; Gjyli & Bacu,

2014).

Po të krahasojmë mesataren totale të PO43-

të viteve 2011 & 2012 për IPK (0.206 mg/L)

me mesataren e përqëndrimit e PO43-

në basenin e Portit (0.008 mg/L) (Wilbur Smith

Associates, 2003), rezulton rreth 26 herë më e lartë pas gati një dekade, që tregon

ndikimin e ndotjes nga aktivitetet portuale. Duke konvertuar PO43-

në PO4-P, kemi

përkatësisht për IPK dhe basenin e Portit 0.067 mg/l dhe 0.0026 mg/l, që tregon se para

një dekade ujërat portuale ishin në kushte natyrore sikurse deti i hapur, ndërsa tani shihet

ndikimi negativ i njeriut.

Po të krahasojmë mesataren totale të PO43-

të viteve 2011 & 2012 (0.206 mg/l) me

mesataren e PO43-

të ujërave sipërfaqësore të Detit Adriatik Jugor (0.04 mmol/m3 =

0.0038 mg/L) sipas ICES (1µg PO43-

/ l = 0.010529 µmol PO43-

/ l) (Manca et al., 2004),

rezulton rreth 54 herë më i lartë përqëndrimi i PO43-

në ujërat bregdetare të Gjirit të

Durrësit. Duke konvertuar PO43-

në PO4-P, kemi përkatësisht: 0.0673 mg/l në ujërat e

Gjirit të Durrësit dhe 0.0012 mg/l në ujërat e Detit Adriatik Jugor. Pra ndryshe nga ujërat

bregdetare të Gjirit të Durrësit, ujërat sipërfaqësore të Detit Adriatik Jugor janë edhe më

të pastra se diapazoni i standardit të ujërave sipërfaqësorë në kushte natyrore (Tab. 5.9).

5.1.1.7.3. Raporti N:P në vlerësimin e faktorit kufizues të prodhimtarisë parësore

dhe ndikimi në lulëzimin e algave

Prodhimtaria parësore kufizohet nga lëndët ushqyese (azoti dhe fosfori); fosfori është më

shpesh faktori kufizues në ujërat e ëmbla (Schindler, 1974), ndërsa azoti është faktori

kufizues në ujërat detare (Ryther & Dunstan, 1971; Oviatt et al., 1995). Në diskutimet për

eutrofikimin bregdetar ushqyesi kryesor është azoti. Shtimet e azotit stimulojnë rritjen e

fitoplanktonit detar (Ryther & Dunstan, 1971). Në përgjithësi, shtesat e azotit si nitrate

apo amonium nxitin rritjen e fitoplanktonit (Howarth, 1988). Shtesat e fosforit kanë

ndikim të vogël. Megjithatë, ka raste kur kufizimi i fosforit gjendet zakonisht në mjedise

të kufizuara nga azoti (Granéli et al., 1990) si dhe mjedise detare të kufizuara nga fosfori

(Myers & Iverson, 1981).

Raporti N:P (quajtur “raporti Redfield”) është një indikator i rëndësishëm se cili ushqyes

kufizon eutrofikimin. Nëse raporti N:P > 16, fosfori (P) është faktori kufizues për rritjen e

algave (Redfield et al., 1963; Hodgkiss & Lu, 2004). Nëse N:P është midis 14 dhe 16,



62

janë të dy faktorë kufizues N & P (Koerselman & Meuleman, 1996) dhe nëse raporti N:P

< 14, tregon që azoti (N) është faktor kufizues për rritjen e algave (Redfield et. al., 1963;

Hodgkiss & Lu, 2004).

Kështu po të krahasojmë raportet e N:P (Tab. 5.9), sipas stacioneve për vitin 2011,

rezulton se PG dhe PC kanë faktor kufizues P, kurse KUQD dhe KP kanë faktor kufizues

N. Kurse PH dhe IPK kanë faktor kufizues N & P. Gjithashtu, edhe mesatarja totale N:P

e vitit 2011 rezulton e lidhur me të dy faktorët kufizues N & P. Megjithatë, duhet

theksuar se përqëndrimet e NO3-N dhe PO4

-P janë mbi standardin e lejuar për ujërat

sipërfaqësore sipas Chapman (1996).

Tabela 5.9. Mesataret e NO3- & PO4

3-, konvertimet përkatëse të NO3-N dhe PO4-P (mg/l &

mmol/l) dhe raporti N:P (mmol/l / mmol/l) sipas stacioneve PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC për

vitet 2011, 2012, 2011 & 2012 si dhe të Basenit të Portit sipas Wilbur Smith Associates (2003) e

Detit të Adriatikut Jugor sipas Manca et al. (2004).

Raporti

(N:P) NO3

-

(mg/l)

NO3-N

(mg/l)

NO3-N

(mmol/L)

PO43-

(mg/l)

PO4-P

(mg/l)

PO4-P

(mmol/l)

N:P

(NO3-N /

PO4-P)

Faktori

kufizues

2012

20

11

PG 1.89 0.4274 0.0305 0.14 0.0456 0.0015 20.75 P

KP 1.48 0.3349 0.0239 0.20 0.0653 0.0021 11.34 N

PH 1.80 0.4067 0.0290 0.17 0.0548 0.0018 16.41 N & P

IPK 1.68 0.3787 0.0270 0.17 0.0564 0.0018 14.86 N & P

KUQD 1.50 0.3398 0.0243 0.19 0.0632 0.0020 11.90 N

PC 1.85 0.4168 0.0298 0.16 0.0512 0.0017 18.00 P

Mes. totale 1.70 0.3840 0.0274 0.17 0.0554 0.0018 15.32 N & P

PG 0.90 0.2033 0.0145 0.23 0.0763 0.0025 5.89 N

KP 1.12 0.2530 0.0181 0.28 0.0913 0.0029 6.13 N

PH 0.88 0.1988 0.0142 0.23 0.0757 0.0024 5.81 N

IPK 1.18 0.2666 0.0190 0.25 0.0802 0.0026 7.35 N

KUQD 0.72 0.1626 0.0116 0.27 0.0887 0.0029 4.05 N

PC 0.78 0.1762 0.0126 0.22 0.0724 0.0023 5.38 N

Mes. totale 0.93 0.2101 0.0150 0.25 0.0808 0.0026 5.75 N

2011 & 2012 Mes. totale 1.3501 0.3050 0.0218 0.206 0.0673 0.0022 10.02 N

2011 & 2012 IPK 1.4508 0.3277 0.0234 0.206 0.0672 0.0022 10.78 N

Bas. Port 0.10 0.0226 0.0016 0.008 0.0026 0.00008 19.15 P

Det.Adriat. 0.0353 0.0080 0.0006 0.0038 0.0012 0.00004 14.23 N & P

Legjenda: Mes. Totale = Mesatarja Totale, Bas. Port = Baseni i Portit Detar, Durrës, Det. Adriat. = Deti

Adriatik Jugor.

Po të krahasojmë raportet N:P, sipas stacioneve për vitin 2012, rezulton se faktori

kufizues është N për të gjitha stacionet, madje edhe për mesataren totale të raportit N:P.

Kjo tregon se lulëzimi i algave për vitin 2012 është i lidhur me sasinë e azotit në

dispozicion.

Po të krasojmë mesataren totale N:P të vitit 2011 me vitin 2012, rezulton se ky raport

zvogëlohet dukshëm, duke kaluar nga faktori kufizues N & P, në faktor kufizues N për

rritjen e algave. Kjo mund të vijë për faktin se zvogëlohet përqëndrimi i NO3-N gjatë vitit

2012.

Duke krahasuar mesataren totale N:P, gjatë viteve 2011 & 2012 të Gjirit të Durrësit

(10.02) me mesataren e Detit Adriatik Jugor (14.23) (Manca et al., 2004), rezulton se

faktori kufizues në Gjirin e Durrësit është N, kurse për Detin Adriatik Jugor faktorë

kufizues janë N & P. Por, duhet theksuar se në Gjirin e Durrësit përqëndrimet NO3-N &

PO4-P janë mbi standardet e lejuara për ujërat sipërfaqësore, kurse në Detin Adriatik

Jugor përqëndrimet NO3-N & PO4

-P paraqiten brenda standardeve për ujërat

sipërfaqësore në kushte natyrore sipas Chapman (1996).



63

Po të krahasojmë mesataren N:P e IPK të viteve 2011 & 2012 (10.78) me mesataren N:P

të basenit të Portit (Wilbur Smith Associates, 2003) (19.15), rezulton se faktor kufizues

në IPK është N, kurse në basenin e Portit është P. Por, duhet theksuar se përqëndrimet e

NO3-N & PO4

-P janë mbi standardet e lejuara për ujërat sipërfaqësore në IPK, kurse në

basenin e Portit përqëndrimet paraqiten brenda standardeve për ujërat sipërfaqësore në

kushte natyrore sipas Chapman (1996) (Tab. 5.9).

Gjithashtu duhet theksuar se nëse N është faktor kufizues për rritjen e algave, duhen

përjashtuar algat blu të gjelbra (cianobakteret), që fiksojnë azotin atmosferik. Si rezultat,

algat blu-të gjelbra mund të rriten në përqëndrime të ulëta azoti, që kufizojnë rritjen e

llojeve të tjera të algave dhe përqëndrimet e larta të fosforit mund të rritin dendësinë e

cianobaktereve. Në këtë kuptim algat blu të gjelbra janë të kufizuara nga P (Sharpley et

al., 1984, 1995; Tiessen, 1995; Gjyli & Bacu, 2014).

5.2. Vlerësimi i klorofilës a totale (Chl a) si faktor mjedisor biotik (parametër

biologjik)

Klorofila a totale (Chl a) është një parametër i përdorur për vlerësimin e biomasës

fitoplanktonike dhe prodhimit primar. Për shkak të pranisë së saj në të gjitha qelizat

fitoplanktonike dhe përcaktimin e saj të shpejtë dhe të lehtë krahasuar me biomasën e

algave dhe prodhimin primar, Chl a përfshihet në listën e indikatorëve të eutrofizimit

brenda Direktivës të Sistemit Europian Ujor dhe Direktivës të Strategjisë Detare (Vasiliu

et al., 2010).

Përqëndrimi i Chl a si përfaqësim i biomasës fitoplanktonike paraqitet si shumë e

monovinil-klorofilës a, që gjendet tek shumica e organizmave fotosintetikë, dhe divinil-

klorofilës a, lidhur në mënyrë specifike me cianobakterin e gjinisë Prochlorococcus.

Dallimi midis këtyre dy pigmenteve siguron informacionin kryesor rreth strukturave të

komunitetit në ujërat oligotrofike, ku Prochlorococcus shpesh paraqet më shumë se 50%

të Chl a (Partensky et al., 1996; Mackey et al., 2002).

Mostrat e ujit të detit për të vlerësuar Chl a janë marrë në të gjashtë stationet: PG, KP,

PH, IPK, KUQD, PC.

Stacionet e ujërave bregdetare u monitoruan për çdo muaj për periudhën Maj-Tetor 2011

dhe Qershor-Tetor 2012. Për vitin 2011 në terren u mblodhën 36 mostra dhe për vitin

2012, 30 mostra për matjen e Chl a. Maksimumi, minimumi, mesatarja, mesatarja totale e

(Chl a) dhe deviacioni standard sipas viteve 2011 & 2012, janë paraqitur në tabelën 5.10

dhe grafikun 5.41. Gjithashtu të dhënat për Chl a janë paraqitur përmes box plot-eve 5.42

& 5.44 dhe histogramave 5.43 & 5.45 për kuptuar shpërndarjen e saj. Rezultatet e marra

janë krahasuar me standardet ndërkombëtare të ujërave detare. Bazuar në studime

analoge mbi Detin Adriatik dhe / ose Detin Mesdhe është bërë krahasimi i rezultateve të

marra.



64

5.2.1. Klorofila a totale (Chl a) dhe gjendja trofike e ujërave të Gjirit të Durrësit

Vlerat e klorofilës a totale (Chl a, µg/l) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e Durrësit sipas

muajve dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.10 dhe grafikët 5.41 - 5-45.


vlerat e Chl a (µg/l) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve 2011 dhe

2012.

Chl a (µg/l) PG KP PH IPK KUQD PC

20

11 Max 70.66 70.31 70.32 87.69 71.9 55.3

Min 23.7 14.11 29.5 26.8 33.5 14.81

Mesatarja 47.22 41.14 49.72 56.28 53.11 28.75

Mes. Totale ± DS 46.04 ± 19.04

2012

Max 31.65 35.41 33.72 28.12 39.57 25.83

Min 11.79 12.37 8.45 10.38 13.43 6.92

Mesatarja 21.91 24.47 21.27 20.55 26.44 16.26

Mes. Totale ± DS 21.82 ± 8.99


standard.

Grafiku 5.41. Vlerat e Chl a (µg/l) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH, IPK, KUQD,

PC dhe kufjtë sipas klasave ushqyese.

Përqëndrimet e Chl a më të larta (87.69 µg/l dhe 39.57 µg/l) u shënuan përkatësisht në

Qershor 2011 në stacionin IPK dhe Shtator 2012 në KUQD; ndërsa përqëndrimet

minimale (14.11 µg/l dhe 6.92 µg/l) në Qershor 2011, KP dhe Qershor 2012, PC (Tab.

5.10, Graf. 5.41) (Gjyli & Kolitari, 2010; Gjyli et al., 2013a, b; Gjyli & Bacu, 2014).

Mesatarja e Chl a për vitin 2012 ishte 24.22 µg/l ± 0.91 (ose 2.1 herë) më e vogël se

2011, duke treguar se gjendja ushqyese e ujërave bregdetare është zvogëluar dukshëm.

Në vitin 2011, IPK paraqitet në krye të renditjes së stacioneve për Chl a (56.28 µg/l),



65

kurse në fund renditet PC (28.75 µg/l). Në vitin 2012, KUQD renditet në krye të renditjes

së stacioneve për Chl a (26.44 µg/l), kurse në fund renditet PC (16.26 µg/l) (Gjyli &

Bacu, 2014).


Chl a (µg/l) për vitin 2011.





Grafiku 5.45. Histograma e vlerave të Chl a (µg/l) për vitin 2012.


shpërndarje normale të vlerave të Chl a, por vlerat rrahin majtas. Mesorja ka vlerë më të

madhe se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 30.4 – 62.44 µg/l.


shpërndarje normale të vlerave të Chl a, por vlerat rrahin djathtas. Mesorja ka vlerë më të

vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 15.59 – 28.78 µg/l.

Mesorja e Chl a, për vitin 2012 është më e vogël se e vitit 2011.

Gjendja e ujërave bregdetare të Gjirit të Durrësit është përmirësuar në vitin 2012. Mund

të ketë dhënë ndikimin e vet vendosja e filtrave të posaçëm në KP gjatë 2012. Gjithashtu

mund të ketë dhënë ndikimin e vet zbatimi me vendosmëri i ligjit për mbrojtjen e mjedisit

nga autoritetet vendore me gjobitjen ose bllokimin e aktiviteteve të atyre subjekteve të



66

ndërtesave të banimit, hoteleve dhe bizneseve që derdhin ujëra të ndotura, përfshirë dhe

ujëra të zeza gjatë sezonit të plazhit të vitit 2012 (Gjyli et al., 2013b; Gjyli & Bacu,

2014).

Sipas Håkanson et al. (2007), sistemet e ujërave bregdetare të niveleve të ndryshme

trofike bazuar në përmbajtjen e Chl a (modifikuar nga OECD, 1982; Håkanson &

Jansson, 1983; Wallin et al., 1992), klasifikohen në katër klasa ushqyese: oligotrofike

(Chl a < 2 µg/l), mezotrofike (2 – 6 µg/l), eutrofike (6 – 20 µg/l), hipertrofike (> 20 µg/l).

Zonat eutrofike janë zona me prodhimtari të lartë parësore, për shkak të ushqyesve me

tepricë që bëhen subjekt i lulëzimit të algave, rezultojnë në cilësi të dobët të ujit. Kur

rritet shumë numri i algave dhe prodhojnë biotoksina, rezultojnë me lulëzim të algave të

dëmshme (HABs) sipas UNEP/MAP (2012).

Të gjithë stacionet kategorizohen në klasën hipertrofike për të dy vitet, përjashtuar PC në

klasën eutrofike për vitin 2012. Ujërat e zeza mbeten burimi kryesor i ndotjes së ujit,

veçanërisht shtimi i ngarkesës me lëndë ushqyese sjell lulëzimin e algave që shpie në

pakësimin e oksigjenit në ujë. Trajtimi i ujërave të zeza dhe menaxhimi i hedhjes së

mbeturinave duhet që jetë me prioritet të lartë. Vënia në funksionim e impiantit të

përpunimit të ujërave të zeza në Shën Vlash do ta përmirësojë dukshëm gjendjen trofike

të ujërave bregdetare, për të kaluar nga klasa hipertrofike në klasën eutrofike,

mezotrofike apo oligotrofike (Gjyli et al., 2013a, b; Gjyli & Bacu, 2014).

Sipas EPA (2008), ujërat hipertrofike janë shumë të pasura me ushqyes dhe

karakterizohen nga lulëzime të algave dhe trasparencë të ulët.

Mesatarja Chl a në Gjirin e Durrësit për vitet 2011 & 2012, (35.03 µg/L) është gati 175

herë më e madhe se mesatarja ndër vite e Detit Mesdhe (<0.2 µg/l) (Siokou-Frangou et

al., 2010), i cili përfshihet në klasën oligotrofike.

Krahasuar me ujërat sipërfaqësore të Detit Adriatik Jugor, ku sipas përqëndrimit mesatar

të Chl a në Gusht në vitet 1997-1998 (0.27 µg/l) (Boldrin et al., 2002), përfshihen në

klasën oligotrofike; kurse ujërat e bregdetit të Gjirit të Durrësit në Gusht në vitet 2011 &

2012 (42.78 µg/l) përfshihen në klasën hipertrofike.

Në ujërat bregdetare sipërfaqësore të Gjirit të Kotorrit në Mal të Zi, përqëndrimet e Chl a

variojnë nga 0.12 – 9.30 µg/l për periudhën Shkurt 2008 – Dhjetor 2010 (Krivokapić et

al., 2010). Ujërat e Gjirit të Kotorrit, kur Chl a arrin vlera maksimale, kalojnë nga klasa

oligotrofike deri në atë eutrofike; ndryshe nga ujërat e Gjirit të Durrësit, që paraqiten në

klasën eutrofike dhe hipertrofike.

Referuar ujërave bregdetare sipërfaqësore të Gjirit të Vlorës në Maj, 2007, Chl a ka

mesataren 0.25 µg/l, duke u paraqitur në nivel oligotrofik (Mangoni et al., 2011). Kjo

tregon ndikimin negativ në cilësinë e ujërave, që sjell derdhja e ujërave të pasura me

lëndë ushqyese në ujërat Gjirit e Durrësit.



67

5.3. Vlerësimi sasior i ADN-së fitoplanktonike dhe prania e gjinisë Synechococcus

Fakti që lidhja midis përbërjes molekulare (p.sh. ARN-së, ADN-së dhe proteinave) dhe

shkallës së rritjes se cianobaktereve mund të përshkruhen në terma të thjeshtë

matematikorë dhe shfaqen të jenë të pavarur nga faktorët mjedisorë specifikë, që

përcaktojnë shkallën e rritjes. Prandaj mbështetet ideja e përdorimit të përbërjes

biokimike të plotë për të vlerësuar në vend shkallën e rritjes të popullatave mikrobike

natyrore (Dortch et al., 1983; Kemp et al., 1993). Meqenëse sasia e ADN-së për qelizë të

fitoplanktonit është nje parametër i pandryshueshëm nën ndikimin e kushteve mjedisore,

bën që matja e sasisë të ADN-së fitoplanktonike në ujërat e Gjirit të Durrësit të jetë një

nga parametrat më të sigurt për vlerësimin sasior të biomasës së fitoplanktonit. Matja e

këtij parametri ofron informacion mbi sasinë për volum uji të qelizave të fitoplanktonit,

pavarësisht nga intensiteti i aktivitetit biologjik të këtyre qelizave (Bacu et al., 2010).

Matja e sasisë ADN-së për volum uji, do të tregojë vlera në përpjestim të drejtë me sasinë

reale të fitoplanktonit, në një periudhë të caktuar, në kushte të caktuara mjedisore, duke

mundësuar evidentimin e ndryshimeve të sasisë së biomasës fitoplanktonike në Gjirin e

Durrësit. Mostrat e ujit të detit për të vlerësuar sasinë e ADN-së fitoplanktonike si dhe

praninë e gjinisë Synechococcus janë marrë në gjashtë stationet: PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC, për çdo muaj për periudhën Prill – Tetor, 2011 dhe Qershor – Tetor, 2012.

Për vitin 2011 dhe 2012, u mblodhën në terren përkatësisht 42 mostra dhe 30 mostra.

Vlerësimi sasior i ADN-së fitoplanktonike, u krye sipas muajve, stinëve, viteve dhe

stacioneve. Për një analizë më të plotë të vlerave dhe shpërndarjes së ADN-së

fitoplanktonike, të dhënat u përpunuan përmes box plot-eve dhe histogramave.

U evidentua prania e gjinisë Synechococcus përmes shumëfishimit të sekuencës gjenike

16SrARN. Gjithashtu është analizuar ndikimi i metaleve të rënda në rritjen e

Synechococcus dhe fitoplanktonit. U realizua lidhja midis ADN-së fitoplanktonike dhe

faktorëve mjedisorë, si dhe faktorëve mjedisorë me njëri-tjetrin, si dhe analiza faktoriale

dhe grupimit të parametrave dhe stacioneve të ngjashëm.

5.3.1. Vlerësimi i pastërtisë së ADN-së fitoplanktonike

ADN-ja e ekstraktuar nga fitoplanktoni i siguruar në filtrimin e parë të mostrave të ujit të

detit, u analizua për cilësinë (pastërtinë) dhe sasinë. Përcaktimet spektrofotometrike të

ADN-së fitoplanktonike sipas stacioneve PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC, në periudhën

Prill - Tetor, 2011 & Qershor – Tetor, 2012; rezultuan në raporte OD260/OD280 1.6 - 1.8

dhe më të vogla se 1.6. Vlerat më të vogla se 1.6 tregojnë praninë e proteinave dhe / ose

absorberëve të tjerë , ndaj dhe u bë purifikimi i acideve nukleike (CIMMYT, 2005;

Grazhdani, 2008).



68

5.3.2. Sasia e ADN-së fitoplanktonike sipas muajve

Vlerat e ADN-së fitoplanktonike (ADN fitopl., µg/ml) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin

e Durrësit sipas muajve dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.11 dhe

grafikët 5.46 – 5.50.


vlerat e ADN fitopl. (µg/ml) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas viteve

2011 dhe 2012.

ADN fitopl. (µg/ml) PG KP PH IPK KUQD PC

20

11

Max. 470 676 400 350 626 370

Min. 138 147 158 132 137 167

Mesatarja 266.42 313.09 251.53 238.01 302.81 249.37

Mes. Totale ± DS 270.20 ± 118.44

2012

Max. 160 133 143 140 189 150

Min. 60 60 60 40 62 30

Mesatarja 102.00 98.67 104.73 86.12 116.14 88.87

Mes. Totale ± DS 99.42 ± 40.52


standard.

Grafiku 5.46. Përqëndrimi i ADN fitopl. (µg/ml) matur sipas muajve në stacionet: PG, KP, PH,

IPK, KUQD, PC.

Përqëndrimet e ADN-së fitoplanktonike (ADN fitopl.) më të larta (676 µg/ml dhe 189

µg/ml) u shënuan përkatësisht në Shtator 2011 në stacionin KP dhe Gusht 2012, KUQD;

ndërsa vlerat minimale (132 µg/ml dhe 30 µg/ml) përkatësisht në Prill 2011, IPK dhe

Tetor 2012, PC. Përveç vlerës maksimale në Shtator 2011, KP, vërejmë vlera të larta në

Gusht 2011 përkatësisht në KUQD (626 µg/mL) si dhe PG (470 µg/ml) (Gjyli et al.,

2013a, b) (Tab. 5.11, Graf. 5.46). Këto vlera maksimale të ADN fitopl. korrelojnë me



69

derdhjen e ujërave të ndotura, zakonisht derdhjen e ujërave të zeza nga hotelet e bizneset

si dhe kodrat përreth gjatë bregut të Gjirit të Durrësit, si dhe prurjet e ujërave të zeza të

papërpunuara të ujëmbledhësit Shkallnur-Arapaj dhe shkarkimit të tyre në zonën e bregut

Kavaleshencë-Shkëmbi i Kavajës.

Kanali i Plepave derdh vazhdimisht ujëra të zeza direkt në det dhe një aromë e rëndë

ndjehet në stacionin KP. Gjithashtu edhe stacioni KUQD paraqet të njëjtën problematikë

të derdhjes së ujërave të ndotura të qytetit të Durrësit, veçanërisht nga kodër Vila dhe

bizneset përreth bregut. Ujërat e zeza vërehen qartë kur vihen në punë pompat, që i

shkarkojnë ato të patrajtuara drejtpërdrejtë në det.

Ndërsa, mesatarja e ADN fitopl. për vitin 2012 ishte 170.78 µg/ml ± 88.52 (ose 2.7 herë)

më e vogël se 2011 (Gjyli et al., 2013b).


shpërndarje normale të vlerave të ADN fitopl., por vlerat rrahin djathtas. Mesorja ka vlerë

më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 188.89 – 330

µg/ml. Vërehen dy pika jashtë bishtave të kutisë në Shtator 2011, KP (676 µg/mL) dhe

Gusht 2011, KUQD (626 µg/ml). Mund të jetë ndotja e ujërave detare të ngarkuara me

lëndë ushqyese, që sjell këtë rritje tepër të lartë të biomasës së fitoplanktonit.


shpërndarje normale të vlerave të ADN fitopl., por vlerat rrahin djathtas. Mesorja ka vlerë

më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 70 – 133.33

µg/ml. Mesorja e ADN fitopl., për vitin 2012 është 164.6 µg/ml më e vogël se e vitit

2011. Kjo konfirmon faktin se sasia e biomasës së fitoplanktonit është zvogëluar nga viti

2011 në vitin 2012.


ADN fitopl. (µg/ml) për vitin 2011. Grafiku 5.48. Histograma e vlerave të

ADN fitopl. (µg/ml) për vitin 2011.



70


ADN fitopl. (µg/ml) për vitin 2012. Grafiku 5.50. Histograma e vlerave të

ADN fitopl. (µg/ml) për vitin 2012.

5.3.3. Variacioni i sasisë ADN-së fitoplanktonike sipas stinëve

Vlerat e ADN-së fitoplanktonike (ADN fitopl., µg/ml) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin

e Durrësit sipas stinëve dhe përpunimi i tyre statistikor, paraqiten në tabelat 5.12 & 5.15

dhe grafikët 5.51 - 5.53.

Tabela 5.12. Maksimumi, minimumi, dhe mesatarja për vlerat e ADN fitopl. (µg/ml) në stacionet

PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas stinëve Pranverë, Verë dhe Vjeshtë, 2011 & Verë dhe

Vjeshtë, 2012.

ADN fitopl.

(µg/ml) Pranverë '11 Verë '11 Vjeshtë '11 Verë '12 Vjeshtë '12

PG 162 314 300 113 85

KP 158 300 488 121 65

PH 174 264 310 128 70

IPK 147 264 290 114 45

KUQD 163 375 335 146 71

PC 173 280 280 114 51

Max. 174 375 488 146 85

Min. 147 264 280 113 45

Mesatarja 162.73 299.44 333.82 122.69 64.51

Legjenda: Max = maksimumi, Min = minimum.

Duke ju referuar mesatareve të sasisë së ADN fitopl. sipas stinëve të studiuara, Pranverë,

Verë & Vjeshtë 2011 si dhe Verë & Vjeshtë 2012, rezulton se stina më e bollshme është

Vjeshta 2011 (333.82 µg/ml), kurse stina me e varfër është Vjeshta 2012 (64.51 µg/ml).

Në Pranverën e vitit 2011, vlera maksimale e ADN fitopl. rezultoi në PH (174 µg/ml),

kurse vlera minimale në IPK (147 µg/ml) (Gjyli et al., 2013a).

Në Verën 2011, vlera maksimale e ADN fitopl. rezultoi në KUQD (375 µg/ml), kurse

vlera minimale në PH & IPK (264 µg/ml) (Gjyli et al., 2013a). Ndërsa në Verën 2012,



71

vlera maksimale e ADN fitopl. rezultoi në KUQD (146 µg/mL), kurse vlera minimale në

PG (113 µg/ml). Duke krahasuar Verën 2012 me Verën 2011, vërejmë se sasia e ADN

fitopl. është 2.4 herë më e vogël, duke konfirmuar zvogëlim të biomasës fitoplanktonike.

Në Vjeshtën 2011, vlera maksimale e ADN fitopl. u shënua në KP (488 µg/ml), kurse

vlera minimale në PC (280 µg/ml) (Gjyli et al., 2013a). Ndërsa në Vjeshtën 2012, vlera

maksimale u shënua në PG (85 µg/ml), kurse vlera minimale në IPK (45 µg/ml).

Duke krahasuar Vjeshtën 2012 me Vjeshtën 2011, vërejmë se sasia e ADN fitopl. është

5.2 herë më e vogël, çka tregon se biomasa fitoplantonike ka rënë dukshëm. Masat e

marra nga autoritet vendore lidhur me ndotjet nga ujërat e ndotura mund të ketë dhënë

impakin e vet (Tab. 5.12, Graf. 5.51).

Grafiku 5.51. Vlerat e ADN fitopl. (µg/ml) të matura sipas stinëve Pranverë, Verë & Vjeshtë

2011 dhe Verë & Vjeshtë 2012 në stacionet: PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC.

Tabela 5.13. Maksimumi, minimumi, dhe mesatarja për vlerat e ADN fitopl. (µg/ml) në stacionet

ADN fitopl. të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas stinëve Pranverë, Verë

dhe Vjeshtë për të dy vitet së bashku.

ADN fitopl. (µg/ml) Pranverë Verë Vjeshtë

PG 162 214 193

KP 158 211 276

PH 174 196 190

IPK 147 189 168

KUQD 163 261 203

PC 173 197 165

Max. 174 261 276

Min. 147 189 165

Mesatarja 162.73 211.07 199.17

Legjenda: Max = maksimumi, Min = minimumi.



72

Në Pranverë, vlera maksimale e ADN fitopl. rezultoi në PH (174 µg/ml), kurse vlera

minimale në IPK (147 µg/ml) (Gjyli et al., 2013a).

Në Verë, vlera maksimale e ADN fitopl. rezultoi në KUQD (261 µg/ml), kurse vlera

minimale në IPK (189 µg/ml).

Në Vjeshtë, vlera maksimale e ADN fitopl. rezultoi në KP (276 µg/ml), kurse vlera

minimale në PC (165 µg/ml) (Tab. 5.13, Graf. 5.52).

Grafiku 5.52. Vlerat e ADN fitopl. (µg/ml) sipas stinëve për të dy vitet së bashku 2011 & 2012,

në stacionet: PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC.

Sasia në përqindje e ADN fitopl. (Tab. 5.13, Graf. 5.53) ishte më e lartë në Verë (37 %),

kurse në Verë dhe Pranverë ishte më e ulët, respektivisht 35 % dhe 28 %. Kjo konfirmon

që stina e Verës paraqet kushtet mjedisore më të mira për të prodhuar biomasë

fitoplanktoni, përfshirë biomasën e pikofitoplanktonit në ujërat e Gjirit të Durrësit.

Grafiku 5.53. Shpërndarja e sasisë së ADN fitopl. në përqindje sipas stinëve për vitet 2011 &

2012 dhe për të gjitha stacionet: PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC.



73

5.3.4. Sasia e ADN-së fitoplanktonike sipas stacioneve dhe diskutime mbi ndikimin e

metaleve të rënda në rritjen e fitoplanktonit

Vlerat e ADN-së fitoplanktonike (ADN fitopl.) të ujërave sipërfaqësore në Gjirin e

Durrësit sipas stacioneve dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën 5.14 dhe

grafikët 5.54 – 5.56.

Tabela 5.14. Sasia e ADN fitopl. mesatare sipas stacioneve PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC, për

vitet 2011, 2012 dhe 2011 & 2012.

ADN fitopl.

(µg/ml) PG KP PH IPK KUQD PC Max Min

Mes.

Totale

Mes. 2011 266.42 313.09 251.53 238.01 302.81 249.37 313.09 238.01 270.20

Mes. 2012 102.00 98.67 104.73 86.12 116.14 88.87 116.14 86.12 99.42

Mes.

2011&2012 197.91 223.75 190.36 174.72 225.03 182.50 225.03 174.72 199.04

Legjenda: Mes. = Mesatarja

Në vitin 2011, KP rezultoi me përqindjen më të lartë të ADN fitopl. me 19.3 % dhe më

pas rezultoi KUQD me 18.7 %. Më pas renditen PG, PH, dhe në fund PC & IPK

përkatësisht me 15.4 % dhe 14.7 % (Tab. 5.14, Graf. 5.54). Kjo konfirmon faktin se

derdhja e ujërave të ndotura, përfshirë dhe ujërave të zeza të pasura me lëndë ushqyese në

stacionet KP dhe KUQD, shpien në një nivel më të lartë të ADN fitopl. sesa stacionet e

tjera (Gjyli et al., 2013a).

Grafiku 5.54. Shpërndarja e sasisë së ADN fitopl. (%) sipas stacioneve PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC për vitin 2011.

Për vitin 2012, KUQD rezultoi me përqindjen më të lartë të ADN fitopl. me 19.5 %,

pastaj renditen PH, PG, KP, dhe në fund renditen PC & IPK përkatësisht me 14.9 % dhe

14.4 % (Tab. 5.14, Graf. 5.55) (Gjyli et al., 2013b).



74


KUQD, PC për vitin 2012.

Në vitet 2011 & 2012, KUQD renditet në vendin e parë përsa i përket mesatares së ADN

fitopl. me 18.8%, kurse në vendin e dytë KP me 18.7 %. Më pas renditen PG, PH dhe në

fund PC & IPK përkatësisht me 17.9 % dhe 14.6 % (Tab. 5.14, Graf. 5.56).


KUQD, PC për vitet 2011 & 2012.

Mesatarja më e lartë në përqindje për ADN fitopl. në vitin 2011, 2012 si dhe 2011 &

2012 rezultoi në KUQD dhe KP.

Duke krahasuar përmbajtjen e ADN fitopl. të vitit 2012 me vitin 2011, si dhe për të dyja

vitet së bashku për secilin stacion (Tab. 5.14, Graf. 5.54 – 5.56), vëzhgojmë se KP

renditet në vendin e katërt në 2012, ndërsa në 2011 në vendin e parë, kurse për të dyja

vitet së bashku 2011 & 2012 në vendin e dytë.

Në marrjen e këtyre rezultateve në këtë stacion ka ndikuar vendosja e filtrave të

përshtatshëm në grykëderdhjen e kanalit të Plepave, gjatë sezonit të plazhit për vitin 2012

ose vendosja e gjobave nga autoritetet lokale për ato hotele apo biznese, që derdhin ujëra

të ndotura përfshirë dhe ujërat e zeza përgjatë bregut të Gjirit të Durrësit, veçanërisht në

zonën e Golemit.



75

Në vitin 2012, KUQD renditet në vendin e parë për përmbajtjen e ADN fitopl, në vitin

2011 në vendin e dytë, kurse në vitet 2011 & 2012 në vendin e parë (Tab. 5.14, Graf.

5.54 – 5.56). Pasurimi i këtij stacioni me lëndë ushqyese nga derdhjet e ujërave të

ndotura, përfshirë dhe ujërat e zeza të qytetit të Durrësit, veçanërisht nga zona Kodër

Vilë, mund të jetë arsyeja e nivelit të lartë të fitoplanktonit krahasuar me stacionet e tjera

(Gjyli et al., 2013b).

Mesatarja më e ulët në përqindje për ADN fitopl. në vitin 2011, 2012 si dhe vitet 2011 &

2012 paraqitet në IPK. Inhibimi i rritjes së baktereve heterotrofe vërehet në të njëjtin

stacion të basenit të Portit të Durrësit (Gjyli & Mukli, 2010). Bakteret heterotrofe

(emërtuar: "baktere"), konsiderohen së bashku me pikofitoplanktonin si pikoplankton

(Azam et al., 1983). Ky inhibimi mund të vijë si rezultat i ndotjeve nga lëndë kimike

sikurse nafta, vaji, metalet e rënda. Niveli i lartë i metaleve të rënda në basen mund të jetë

një arsye që pengon rritjen e fitoplanktonit. Kjo situatë është e ngjashme edhe në

stacionin PC, pasi ky stacion renditet gjithmonë i parafundit, pra pas IPK si për vitin

2011, 2012 dhe 2011 & 2012(Gjyli et al., 2013b).

Referuar studimeve të mëparshme për metalet e rënda (Wilbur Smith Associates, 2003;

Abeshi et al., 2008) të sedimenteve në basenin e Portit e Durrësit dhe sedimenteve e të

ujit në zonën e Currilave, krahasuar me nivelet e Detit Mesdhe dhe Detit Adriatik

(UNEP), nivelet e metaleve të rënda në stacionet IPK dhe PC paraqiten si më poshtë.

Në IPK nivelet janë: Hg 0.098 mg/kg, Pb 69.28 mg/kg, Cu 28.62 mg/kg, Cd 0.27 mg/kg,

Cr 224.57 mg/kg, Ni 185.43 mg/kg, Mn 596.05 mg/kg, Zn 78.19 mg/kg, Fe 27982.7

mg/kg.

Në PC nivelet janë: Hg 0.101 mg/kg, Cd 0.079 mg/kg, Pb 21.13 mg/kg, Cr 114.21 mg/kg.

Për Hg nivelet në sediment janë të njëjta ose pak më të mëdha se niveli bazë i Hg për

Detin Mesdhe (0.100 mg/kg) në IPK dhe PC.

Për Cd nivelet janë respektivisht 1.8 herë më të larta dhe 1.9 herë më të ulëta se niveli

bazë i Cd për Detin Mesdhe (0.15 mg/kg) në IPK dhe PC.

Për Pb nivelet në IPK dhe PC janë respektivisht 2.7 herë më të mëdha dhe 1.2 herë më të

vogla se niveli bazë i Pb për Detin Mesdhe (25 mg/kg).

Për Cr nivelet në IPK dhe PC janë respektivisht 3.7 dhe 1.9 herë më të mëdha sesa nivelet

e sedimenteve për Detin Adriatik (60 mg/kg).

Për Cd niveli është 1.7 herë më i madh sesa niveli bazë (0.047 mg/kg në Detin Adriatik)

në stacionin PC.

Për Pb niveli është 2.4 herë më i madh sesa niveli bazë (8.76 mg/kg në Detin Adriatik) në

stacionin PC.

Në PC metalet e rënda në ujë janë: Hg 0.041 µg/l, Cd 0.122 µg/l, Pb 0.60 µg/l, Cr 0.66

µg/l.

Vlerat e Cd dhe Pb në PC janë brenda diapazonit të niveleve bazë për Detin Mesdhe

(përkatësisht 0.002 - 0.90 µg/l dhe 0.016 – 20.5 µg/l).

Bazuar në këto studime të Wilbur Smith Associates (2003) dhe Abeshi et al. (2008) për

metalet e rënda mund të themi se: IPK ka nivel më të lartë metalesh të rënda se PC.



76

Nivelet e metaleve të rënda në IPK & PC janë më të mëdha se niveli bazë në sedimentet e

Detit Mesdhe dhe Detit Adriatik, përjashtuar vlerat e Cd dhe Pb në stacionin PC, që janë

më të larta se niveli bazë në Detin Adriatik, por nuk janë më të larta se niveli bazë i tyre

në Detin Mesdhe. Gjithashtu vlerat e Cd dhe Pb në ujë për PC janë brenda diapazonit të

vlerave për Detin Mesdhe (Gjyli et al., 2013b).

5.3.5. Prania e cianobakterit Synechococcus dhe diskutime mbi ndikimin e metaleve

të rënda në rritjen e tij

Rezultatet e shumëfishimit tregojnë që pikofitoplanktoni prokariotik Synechococcus

paraqitet i pranishëm në të gjashtë stacionet e marrjes së mostrave (Fig. 5.8). Ky produkt

ishte 400-450 bp dhe u prodhua me sukses. Kjo konfirmon faktin se metalet e rënda të

pranishme në basenin e Portit të Durrësit (IPK) dhe në zonën e Currilave (PC) mbi

nivelin bazë të lejuar (Wilbur Smith Associates, 2003; Abeshi et al., 2008), nuk pengojnë

rritjen e cianobakterit Synechococcus dhe se ky cianobakter përmban mekanizma

mbrojtës kundër ekspozimit të metaleve të rënda në mjedis (Gjyli et al., 2013b; Gjyli &

Bacu, in press; Bacu et al., 2013).

Por megjithatë, sasia ADN-së fitoplanktonike në këto dy stacione paraqitet më e ulët

krahasuar me stacionet e tjera. Po kështu sasia e pikozooplanktonit (bakteret

“heterotrofe” dhe total koliformët) në IPK ka rezultuar në nivele shumë të ulëta, që

tregon për inhibim të rritjes së fitoplanktonit dhe pikozooplanktonit nën ndikimin e

pranisë së nivelit të lartë të metaleve të rënda (Gjyli et al., 2013a, b; Gjyli & Mukli,

2010).

Figura 5.8. Produktet e PCR të fragmenteve ribozomale nga shtamet cianobakteriale të

Synechoccocus amplifikuar nga ADN-ja fitoplanktonike në të gjitha stacionet.

Legjenda: Nga e majta në të djathtë: M = Marker 1 kbp; 1 = PG; 2= KP, 3 = PH; 4 = IPK; 5 = KUQD; 6 =

PC, M = Marker 1 kbp.



77

5.3.6. Analiza e lidhjeve dhe e grupimit të parametrave dhe stacioneve marrë në

studim

5.3.6.1. Lidhja e ADN-së fitoplanktonike me faktorët mjedisorë

Sipas analizës së regresionit linear të shumëfishtë midis variablit të varur të ADN-së

fitoplanktonike dhe variableve të pavarur Chl a dhe faktorëve mjedisorë abiotik

(temperatura, pH, oksigjeni i tretur, ngopja me oksigjen, kripshmëria, turbullia, nitratet,

fosfatet) studiuar për gjithë mostrat në vitet 2011 – 2012, koefiçienti i përcaktimit rezultoi

R2 = 0.75 (p-value ≤ 0.01) (Graf. 5.57). Kjo do të thotë se 75% e variacionit të ADN-së

fitoplanktonike mund të shpjegohet me anë të variacionit të faktorëve mjedisorë (Gjyli et

al., 2013b).

Kjo vlerë e koefiçientit të përcaktimit tregon se lidhja e ADN-së fitoplanktonike (ADN

fitopl.) me faktorët mjedisorë është e fortë (http://bold-ed.com/corr.htm).

R² = 0.748

-100

0

100

200

300

400

500

600

700

800

-200 0 200 400 600 800

Obse

rved

Valu

e

Predicted Value

Grafiku 5.57. Regresioni linear i shumëfishtë midis ADN fitopl. dhe faktorëve

mjedisorë.

ADN fitopl. lidhet me këta faktorë mjedisorë, nisur nga matrica e korrelacionit ku gjejmë

koefiçientin e korrelacionit (r - Pearson) dhe besueshmërinë statistikore (p-value ≤ 0.05),

si dhe bazuar në interpretimin e vlerës së koefiçientit të korrelacionit

(http://faculty.quinnipiac.edu/libarts/polsci/statistics.html):

pH (r = 0.49, p-value ≤ 0.01), Chl a (r = 0.42, p-value ≤ 0.01) paraqesin lidhje të fortë

pozitive me ADN fitopl. Kripshmëria (r = - 0.6, p-value ≤ 0.01) dhe DO (r = - 0.5, p-

value ≤ 0.01) paraqesin lidhje të fortë negative, ndërsa DO% (r = - 0.33, p-value ≤ 0.01),

paraqet lidhje të moderuar negative me ADN fitopl. Shpjegohet kështu variacioni i ADN

fitopl. në ujërat e Gjirit të Durrësit (Tab. 5.15) (Gjyli et al., 2013b).

Lidhja pozitive e fortë midis ADN fitopl. dhe Chl a, tregon se fitoplanktoni lidhet

drejtpërdrejtë me Chl a, pasi përqëndrimi i Chl a është një indikator i biomasës së

fitoplanktonit në ujërat bregdetare (www.ozcoasts.gov.au/indicators/chlorophyll_a.jsp).

Konsumi fotosintetik i dioksidit të karbonit, sidomos në lulëzimet e algave mund të

çojë në nivele të larta (bazike) të pH (Hinga, 2002). Kjo mund të jetë arsyeja që ka

http://bold-ed.com/corr.htm

http://www.ozcoasts.gov.au/indicators/chlorophyll_a.jsp



78

lidhje pozitive të fortë midis ADN fitopl. dhe pH. Koefiçienti i korrelacionit Pearson

tregon një korrelacion të fortë negativ midis ADN fitopl. dhe kripshmërisë, që do të thotë

sa më e lartë kripshmëria, aq më pak ka lulëzim të fitoplanktonit. Referuar faktit se

Synechococcus ndodhet në sasi më të lartë në mjedise me kripësi të ulët (Partensky et al.,

1999a), mund të jetë arsyeja që ekziston kjo lidhje e fortë me kripshmërinë.

Koefiçienti i korrelacionit Pearson tregon një korrelacion të fortë negativ midis ADN

fitopl. dhe DO.

Lulëzimi algave mund të rezultojë në një fluks masiv të lëndës organike në sediment

(eutrofikim). Dekompozimi i lëndës organike nga mikroorganizmat aerobë çon në një

përshpejtim të konsumit të oksigjenit, dhe shterim potencial të oksigjenit në ujërat e

poshtme (http://www.ozcoasts.gov.au/indicators/dissolved_oxygen.jsp).

Korrelacion i moderuar negativ midis ADN fitopl. dhe DO%, lidhet me faktin se DO me

DO% paraqet lidhje mjaft të fortë pozitive.

Tabela 5.15. Matrica e korrelacionit ku shprehen koefiçientët e korrelacionit Pearson ndërmjet

parametrave: temperatura (T), pehashi (pH), oksigjeni i tretur (DO), ngopja me oksigjen (DO%),

kripshmëria (Sal.), turbullia (Turb.), nitratet (NO3-), fosfatet (PO4

3-), ADN fitoplanktonike

(ADN).

T pH DO DO% Sal. Turb. NO3

- PO4

3- Chl a ADN

T 1.000

pH .133 1.000

O2 .090 -.264 1.000

%O2 .213 -.425 .700 1.000

Sal .136 -.174 .357 .298 1.000

Turb .066 -.124 .297 .356 .068 1.000

NO3- -.503 -.253 -.005 -.154 -.162 .064 1.000

PO43-

.384 .410 -.216 -.107 -.144 .124 .105 1.000

Chla -.297 -.141 -.201 -.019 -.157 .046 .351 -.183 1.000

ADN -.134 .486 -.498 -.328 -.599 -.123 .059 .105 .423 1.000

Legjenda:

5.3.6.2. Lidhja e faktorëve mjedisorë ndërmjet tyre

Referuar matricës së korrelacionit (Tab. 5.15), gjejmë koefiçientët e korrelacionit

ndërmjet faktorëve mjedisorë. Chl a paraqet lidhje të moderuar negative me

temperaturën, që tregon se temperaturat nga 18 - 29 ºC, zvogëlojnë përqëndrimet e Chl a.

Chl a paraqet lidhje të moderuar pozitive me NO3-. Kjo tregon se me rritjen e

përqëndrimit të NO3-, rritet edhe përqëndrimi i Chl a. Pra NO3

- mbeten faktori kufizues,

që përcakton rritjen e përqëndrimit të Chl a. Të dy këta faktorë përcaktojnë edhe trofinë e

ujërave bregdetare të Gjirit të Durrësit.

PO43-

paraqesin lidhje të moderuar pozitive me temperaturën, kurse me pH lidhje të fortë

pozitive, që do të thotë se ngarkesat e larta të ujërave me PO43-

, sjellin rritjen e vlerave të

66 sample size

± .242 critical value .05 (two-tail)


http://www.ozcoasts.gov.au/indicators/dissolved_oxygen.jsp



79

pH. Arsyeja mund të jetë lulëzimi i algave kur ka ngarkesa të ujërave me fosfate. Kjo

sjell dhe konsumin e dioksidit të karbonit, që çon në nivele të larta (bazike) të pH.

NO3- përveç lidhjes të moderuar pozitive me Chl a, paraqesin lidhje të fortë negative me

temperaturën, që tregon sa më e ulët temperatura aq më shumë rritet përqëndrimi i NO3-

dhe kundërta. NO3- paraqesin lidhje negative të dobët me pH.

Turbullia paraqet lidhje të moderuar pozitive me oksigjenin e tretur dhe lidhje të

moderuar pozitive me ngopjen me oksigjen. Kjo tregon se rritja e turbullisë mund të

sjellë rritje të oksigjenit të tretur në ujë.

Kripshmëria paraqet lidhje pozitive të moderuar me DO dhe lidhje pozitive të moderuar

me DO%.

DO paraqet lidhje të dobët negative me pH. DO% lidhet me lidhje të fortë negative me

pH. Arsyeja mund të jetë dekompozimi i lëndës organike në prani të oksigjenit, që rrit

sasinë e dioksidit të karbonit të tretur në ujë, gjithashtu rritet sasia H+ dhe kjo sjell uljen e

pH.

DO lidhet me DO% me lidhje mjaft të fortë pozitive, pasi sa më shumë të rritet tretja e

oksigjenit në ujë, aq më shumë ngopet uji me oksigjen.

5.3.6.3. Analiza faktoriale dhe grupimi i parametrave të ngjashëm të stacioneve të

ngjashëm

Nga të dhënat e marra gjatë studimit të ujërave sipërfaqësore të Gjirit të Durrësit, arrijmë

në përfundimin se nga dhjetë faktorë të studiuar, pesë faktorë ndikojnë më tepër në

variabilitetin e të dhënave në nivelin 74% (Graf. 5.58). Faktorët e tjerë kanë ndikim më të

vogël.

Grafiku 5.58. Analiza faktoriale për dhjetë parametrat e studiuar gjatë dy viteve të marrjes së

mostrave: temperatura (T), pehashi (pH), oksigjeni i tretur (DO), ngopja me oksigjen (DO%),

kripshmëria (Sal.), turbullia (Turb.), nitratet (NO3-), fosfatet (PO4

3-), ADN fitoplanktonike

(ADN).



80

Grafiku 5.59. Analiza faktoriale për dhjetë parametrat e studiuar gjatë dy viteve të marrjes së

mostrave: temperatura, pH, DO = O2, DO% = O2%, saliniteti = kripshmëria, turbiditeti= turbullia,

NO3-, PO4

3-, ADN-ja fitoplanktonike = ADN fitopl., duke përdorur mundësinë maksimale dhe

rrotullimin.

Nga analiza faktoriale për dhjetë parametrat e studiuar, duke përdorur mundësinë

maksimale dhe rrotullimin, rezulton se:

Faktori i parë sipas analizës faktoriale, që përdor mundësinë maksimale dhe rrotullimin

përcaktohet nga karaktetistikat e Gjirit të Durrësit, që janë DO dhe DO% si dhe

kripshmëria, që janë në përpjestim të zhdrejtë me rritjen e ADN-së fitoplanktonike.

Faktori i dytë përcaktohet nga kushtet klimatike sikurse temperatura, por edhe fosfatet &

pH, që janë në përpjestim të zhdrejtë me ndotjet e ujërave që sjellin nitrate, të cilat nxitin

dhe rritjen e përqëndrimit të Chl a (Fig. 5.59).

Nga dendograma e ngjashmërisë (Graf. 5.60) evidentojmë se parametrat e përcaktuara

ndahen në dy grupe të mëdha.

Grafiku 5.60. Dendograma e ngjashmërisë midis parametrave të studiuar gjatë dy viteve të

marrjes së mostrave: temperatura, pH, DO = O2, DO% = O2%, saliniteti = kripshmëria,

turbiditeti= turbullia, NO3-, PO4

3-, ADN-ja fitoplanktonike = ADN fitopl.



81

Në grupin e parë përfshihen: nëngrupi I, ADN-ja fitoplanktonike, pH, Chl a, PO43-

,

temperatura dhe nëngrupi II, NO3-.

ADN fitopl., pH, Chl a, PO43-

si dhe temperatura kanë lidhje relativisht të ngushtë midis

tyre.

Temperaturat e ujit ndryshojnë për shkak të ndryshimit të kushteve atmosferike sikurse

ndriçimi diellor, përveç rrymave dhe hidrodinamikës lokale.

Kurse ngarkesa me PO43-

në ujë vjen nga dinamika e ujërave, temperatura e lartë e

ujërave, por edhe zgjerimi i aktivitetit human, që ka rritur dukshëm ngarkesën me lëndë

ushqyese. Ndotja e ujërave bregdetare si rrjedhojë e zgjerimit të aktivitetit human,

përfshirë derdhja e ujërat e zeza të papërpunuara në det si dhe eutrofikimi, temperaturat e

larta, sjellin ngarkesa të larta me PO43-

. Të dyja këta faktorë, temperatura dhe PO43-

japin

ndikimin e tyre edhe në rritjen e pH, ADN fitopl. dhe Chl a.

Ngarkesa e lartë e ujërave me NO3-, varet nga ndotja e ujërave bregdetare, veçanërisht me

ujëra të zeza, ndaj dhe NO3- qëndrojnë si nëngrup më vete.

Në grupin e dytë përfshihen: nëngrupi III, DO, DO%; nëngrupi IV, kripshmëria dhe

nëngrupi V, turbullia.

Faktorët DO dhe DO% paraqiten të lidhur ngushtë me njëri-tjetrin. Kripshmëria dhe

turbullia shqafin një lidhje të moderuar pozitive me DO & DO%, por që ndikohen nga

faktorë të tjerë, sikurse kushtet klimatike, hidrodinamika, etj. Por, një ndikim të madh ka

faktori antropogjen, që sjell edhe herë pas here ndryshime të dukshme të këtyre

parametrave, nga derdhja e ujërave të ndotura drejtpërdrejt në det.

Grafiku 5.61. Dendograma e ngjashmërisë të gjashtë stationeve bazuar në parametrat biotikë dhe

abiotikë të studiuar: PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC.

Nga dendograma e ngjashmërisë (Graf. 5.61) evidentojmë se katër stacionet PG, IPK, PC

dhe PH paraqesin ngjashmëri në funksion të parametrave të përcaktuara.

Kurse stacionet KP & KUQD nuk kanë ngjashmëri në funksion të parametrave të

përcaktuara. Si rrjedhim paraqesin një ndryshim më të madh në karakteristika, krahasuar



82

me stacionet e tjera. Kjo për arsyen se ndikimi i faktorit antropogjen është shumë më i

theksuar në këto dy stacionet nga derdhja e vazhdueshme e ujërave të zeza të

papërpunuara përmes kanaleve të dallueshme në det. Kanali i Plepave në stacionin KP

mbledh ujërat e ndotura përfshirë ujërat e zeza të zonës së Golemit, si zonë banimi

tashmë e mbipopulluar në sezonin veror. Kanali i ujërave të qytetit të Durrësit në

stacionin KUQD mbledh ujërat e ndotura, përfshirë ujërat e zeza të qytetit të Durrësit.

5.4. Vlerësimi sasior i ADN-së pikofitoplanktonike të izoluar përmes filtrimit të dytë

Sikurse në çështjen 5.3, fakti që lidhja midis përbërjes molekulare (p.sh. ARN-së, ADN-

së dhe proteinave) dhe shkallës së rritjes së cianobaktereve mund të përshkruhen në terma

të thjeshtë matematikorë dhe shfaqen të jenë të pavarur nga faktorët mjedisorë specifikë,

që përcaktojnë shkallën e rritjes, mbështet idenë e përdorimit të përbërjes biokimike të

plotë për të vlerësuar në vend shkallën e rritjes të popullatave mikrobike natyrore (Dortch

et al., 1983; Kemp et al., 1993). Meqënëse sasia e ADN-së për qelizë të

pikofitoplanktonit, është një parametër i pandryshueshëm nën ndikimin e kushteve

mjedisore, bën që matja e sasisë të ADN-së pikofitoplanktonike (ADN pikofitopl.) në

ujërat e Gjirit të Durrësit të jetë një nga parametrat më të sigurt për vlerësimin sasior të

biomasës së pikofitoplanktonit, pavarësisht nga intensiteti i aktivitetit biologjik të këtyre

qelizave (Bacu et al., 2010). Matja e sasisë ADN-së për volum uji, do të tregojë vlera në

përpjestim të drejtë me sasinë reale të pikofitoplanktonit në një periudhë të caktuar, në

kushte të caktuara mjedisore, duke mundësuar evidentimin e ndryshimeve të sasisë së

biomasës pikofitoplanktonike në Gjirin e Durrësit. Mostrat e ujit për të vlerësuar sasinë e

ADN pikofitopl. (0.4 µm < pikofitoplankton < 0.7 µm) ku mundësohet izolimi i

cianobakterit së gjinisë Prochlorococcus, janë marrë nga gjashtë stationet: PG, KP, PH,

IPK, KUQD, PC, për çdo muaj për periudhën Prill - Tetor 2011. Për vitin 2011 në terren

u mblodhën 42 mostra për matjen e ADN pikofitopl.

U analizua vlerësimi sasior i ADN pikofitopl. sipas muajve, stinëve, viteve dhe

stacioneve paraqitur në tabela 5.16 – 5.18. dhe grafikët 5.62 – 5.66. Për një analizë më të

plotë të vlerave dhe shpërndarjes së ADN pikofitopl., të dhënat janë paraqitur përmes box

plot-it (Graf. 5.63) dhe histogramës (Graf. 5.64).

U analizua ndikimi i metaleve të rënda në rritjen e pikofitoplanktonit. U realizua lidhja

midis ADN pikofitopl. dhe faktorëve mjedisorë si dhe lidhja e ADN pikofitopl. me ADN-

në fitoplanktonike.

5.4.1. Vlerësimi i pastërtisë së ADN-së pikofitoplanktonike

ADN-ja e ekstraktuar nga pikofitoplanktoni i siguruar në filtrimin II të mostrave të ujit të

detit, u analizua për cilësinë (pastërtinë) dhe sasinë. Përcaktimet spektrofotometrike të

ADN pikofitopl. sipas stacioneve PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC, në periudhën Prill -

Tetor, 2011; rezultuan në raporte OD260/OD280 1.6 - 1.8 dhe më të vogla se 1.6. Vlerat më

të vogla se 1.6 tregojnë praninë e proteinave dhe / ose absorberë të tjerë UV, prandaj dhe

u bë purifikimi i acideve nukleike (CIMMYT, 2005; Grazhdani, 2008).



83

5.4.2. Vlerësimi sasior i ADN-së pikofitoplanktonike sipas muajve

Vlerat e ADN-së pikofitoplanktonike (ADN pikofitopl. µg/ml) të ujërave sipërfaqësore

në Gjirin e Durrësit sipas muajve dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën

5.16 dhe grafikët 5.62 - 5-64.

Tabela 5.16. Maksimumi, minimumi, mesatarja dhe mesatarja totale dhe deviacioni standard për

ADN pikofitopl. (µg/ml) të matura në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC sipas vitit 2011.

ADN pikofit. (µg/ml) PG KP PH IPK KUQD PC

20

11

Max. 310 455 460 500 400 240

Min. 144 137 179 162 158 144

Mesatarja 230.69 268.56 278.99 292.45 263.93 201.84

Mes. Totale ± DS 256.08 ± 94.71

Legjenda: Max. = maksimumi, Min. = minimum, Mes. Totale = Mesatarja Totale, DS = deviacioni

standard.

Vlerat e ADN pikofitopl. më të larta (500 µg/ml) u shënua përkatësisht në Shtator 2011

në stacionin IPK; ndërsa vlera minimale (137 µg/ml) në Maj 2011, KP. Përveç vlerës

maksimale në IPK, po në muajin Shtator vërejmë vlera të larta edhe në PH (460 µg/ml),

KP (455 µg/ml) dhe KUQD (400 µg/ml), kurse PC ka pikun jo vetëm në Shtator, por

edhe Gusht (240 µg/ml).

Këto vlera maksimale të ADN pikofitopl. vërtetojnë faktin se në Shtator paraqiten kushtet

më të mira për zhvillimin e pikofitoplanktonit.

Duke krahasuar mesataren e ADN pikofitopl. për gjithë stacionet (256.08 µg/ml), me

ADN-në fitoplanktonike (ADN fitoplankt.) për të njëjtin vit (270.20 µg/ml) (Tab. 5.11,

Graf. 5.46), del se sasia e ADN pikofitopl. është 1.06 herë më e vogël se ADN fitoplankt.

Kjo tregon se sasia e ADN pikofitopl. ëshë pothuajse e njëjtë me sasinë e ADN

fitoplankt. gjatë vitit 2011 (Tab. 5.16, Graf. 5.62).

Grafiku 5.62. Vlerat e ADN pikofitopl. (µg/ml) të matura sipas muajve në stacionet: PG, KP,

PH, IPK, KUQD, PC.



84


ADN pikofitopl. (µg/ml) për vitin 2011. Grafiku 5.64. Histograma e vlerave të

ADN pikofitopl. (µg/ml) për vitin 2011.


shpërndarje normale të vlerave të ADN pikofitopl., por vlerat rrahin djathtas. Mesorja ka

vlerë më të vogël se mesatarja, kurse 50 % e vlerave ndodhen brenda intervalit 182.74 –

300 µg/ml.

Vërehet një pikë jashtë bishtave të kutisë në Shtator 2011, IPK (500 µg/ml). Rritja tepër e

lartë e biomasës së pikofitoplanktonit në këtë stacion mund të jetë nga ndotjet e ujërave

detare të ngarkuara me lëndë ushqyese në basenin e portit, për shkak të fluksit të

lëvizjeve të trageteve në këtë periudhë.



85

5.4.3. Vlerësimi sasior i ADN-së pikofitoplanktonike sipas stinëve


në Gjirin e Durrësit sipas stinëve dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në tabelën

5.17 dhe grafikët 5.65 & 5.66. Për krahasimin e ADN pikofitopl. me ADN-në

fitoplanktonike (>0.7 µm) është paraqitur grafiku 5.67.

Tabela 5.17. Maksimumi, minimum, mesatarja, deviacioni standard, dhe koeficienti i variacionit

dhe mesatarja për vlerat e ADN pikofitopl. (µg/ml), në stacionet PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC

sipas stinëve Pranverë, Verë dhe Vjeshtë, 2011.

ADN pikofit. (µg/ml) Pranverë Verë Vjeshtë

PG 152 257 270

KP 147 297 348

PH 186 251 414

IPK 172 307 390

KUQD 173 294 310

PC 156 210 235

Max 186 307 414

Min 147 210 235

Mesatarja 164.52 269.30 327.80

Legjenda: Max = maksimumi, Min = minimum.

Grafiku 5.65. Vlerat e ADN pikofitopl. (µg/ml) sipas stinëve për vitin 2011, në stacionet PG,

KP, PH, IPK, KUQD, PC.



86

Në Pranverë, vlera maksimale e ADN pikofitopl. u shënua në PH (186 µg/ml), kurse

vlera minimale në PK (147 µg/ml) (Tab. 5.17, Graf. 5.65).

Në Verë, vlera maksimale u shënua në IPK (307 µg/ml), kurse vlera minimale në PC

(210 µg/ml).

Në Vjeshtë, vlera maksimale u shënua në PH (414 µg/ml), kurse vlera minimale në PC

(235 µg/ml).

Grafiku 5.66. Shpërndarja e sasisë së ADN pikofitopl. (%) sipas stinëve për vitin 2011 për të

gjitha stacionet: PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC.

Grafiku 5.67. Shpërndarja e sasisë së ADN fitopl. (%) sipas stinëve për vitin 2011 për të gjitha

stacionet: PG, KP, PH, IPK, KUQD, PC.

Sasia në përqindje e ADN pikofitopl. (Tab. 5.19, Graf. 5.20,) ishte më e lartë në Vjeshtë

(43 %), kurse në Verë dhe Vjeshtë më e ulët, përkatësisht 35 % dhe 22 %.

Po kështu sasia në përqindje e ADN fitopl. për vitin 2011 ishte më lartë në Vjeshtë (42

%), kurse në Verë dhe Vjeshtë ishte më e ulët, përkatësisht 38 % dhe 20 %. Kjo

konfirmon që stina e Vjeshtës 2011, paraqet kushtet mjedisore më të mira për të prodhuar

biomasë fitoplanktoni (> 0.7 µm), përfshirë edhe biomasën e pikoplanktonit, sikurse

pikocianobakteret Synechococcus si dhe pikoplanktoni që izolohet nga filtrimi i dytë (0.4

µm < pikofitoplankton < 0.7 µm) i ujërave të Gjirit të Durrësit. Stina më e varfër me

ADN pikofitopl. dhe ADN fitopl., rezultoi Pranvera.



87

5.4.4. Sasia e ADN-së pikofitoplanktonike sipas stacioneve dhe diskutime mbi

ndikimin e metaleve të rënda në rritjen e pikofitoplanktonit


në Gjirin e Durrësit sipas sipas stacioneve dhe përpunimi i tyre statistikor paraqiten në

tabelën 5.18 dhe grafikun 5.68.

Tabela 5.18. Sasia e ADN pikofitopl. mesatare (µg/ml) sipas stacioneve PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC dhe mesatarja totale për vitin 2011.

ADN pikofit.

(µg/ml) PG KP PH IPK KUQD PC Max Min

Mes.

Totale

Mesatarja

2011 230.69 268.56 278.99 292.45 263.93 201.84 292.45 201.84 256.08

Legjenda: Mes. Totale = mesatarja totale

Mesataren më të lartë në përqindje të ADN pikofitopl. e ka IPK me 19.0 %. Më pas

renditen PH (18.2 %), KP, KUQD, PG dhe në fund PC me 13.1 % (Tab. 5.18, Graf.

5.68).

Ndryshe nga mesataret në përqindje të ADN-së fitoplanktonike (ADN fitopl.), KP dhe

KUQD kanë mesataret më të larta në përqindje, përkatësisht me 19.3 % dhe 18.7 %. Më

pas renditen PG, PH, PC dhe në fund 14.7 % IPK. Referuar edhe vitit 2012, por edhe të

dyja viteve së bashku 2011 & 2012 për ADN fitopl. rezulton se në fund renditet IPK

(Tab. 5.14, Graf. 5.54 – 5.56).

Pra, ADN pikofitopl. paraqet maksimumin në IPK ndryshe nga ADN fitopl., që paraqet

minimumin në këtë stacion, edhe pse ky stacion ka nivel të lartë metalesh të rënda

referuar çështjes 5.3.4. Një ndër arsyet mund të jetë se baseni i Portit të Durrësit është

vazhdim i detit të hapur me thellësi të konsiderueshme ndryshe nga stacionet e tjera.

Grafiku 5.68. Përqindja e ADN pikofitopl. (%) në vitin 2011 sipas stacioneve: PG, KP, PH, IPK,

KUQD, PC.

Pikofitoplanktoni i detit të hapur konsideruar si zonë oligotrofike, dominohet

përgjithësisht nga Prochlorococcus (Partensky et al., 1999). Ky pikofitoplankton mund të



88

vijë drejtëpërdrejtë nga rrymat që futen nga deti i hapur në basen, pavarësisht se baseni ka

nivel të lartë të metaleve të rënda, sipas Wilbur Smith Associates (2003).

Kurse PC ka përqindjen më të ulët të ADN pikofitopl. Edhe ADN fitopl. zë vendin e

parafundit në PC. Kjo tregon se metalet e rënda të pranishme në këtë stacion (Abeshi et

al., 2008), mund pengojnë zhvillimin e pikoplanktonit në filtrimin e dytë, ku pjesë e

rëndësishmë është cianobakteri Prochlorococcus.

5.4.5. Lidhja e ADN-së pikofitoplanktonike me faktorët mjedisorë

Sipas analizës së regresionit linear të shumëfishtë midis variablit të varur (ADN-së

pikofitoplanktonike) dhe variablave të pavarur (Chl a dhe faktorëve mjedisorë abiotik:

temperatura, kripshmëria, pH, oksigjeni i tretur, ngopja me oksigjen, turbullia, nitratet,

fosfatet) studiuar për gjithë mostrat gjatë 2011, koefiçienti i përcaktimit rezultoi R2 =

0.73 (p-value ≤ 0.01) (Graf. 5.69).

Kjo do të thotë se 73% e variacionit të ADN-së pikofitoplanktonike (ADN pikofitopl.)

mund të shpjegohet me anë të variacionit të faktorëve mjedisorë.

Kjo vlerë e koefiçientit të përcaktimit tregon se lidhja e ADN pikofitopl. me faktorët

mjedisorë është e fortë (http://bold-ed.com/corr.htm). ADN pikofitopl. lidhet me këto

faktorë mjedisorë, nisur nga koefiçienti i korrelacionit r (Pearson) dhe besueshmëria

statistikore (p-value ≤ 0.05), si dhe bazuar në interpretimin e vlerës së koefiçientit të

korrelacionit (http://faculty.quinnipiac.edu/libarts/polsci/statistics.html):

Temperatura (r = 0.49, p-value ≤ 0.01), pH (r = 0.63, p-value ≤ 0.01), paraqesin lidhje të

fortë pozitive me ADN pikofitopl., kurse NO3- (r = - 0.41, p-value ≤ 0.05) paraqesin

lidhje të fortë negative me ADN pikofitopl., (Tab. 5.19). Kështu shpjegohet variacioni i

ADN pikofitopl. në ujërat e Gjirit të Durrësit.

R² = 0.732

0

100

200

300

400

500

600

0 100 200 300 400 500

Obs

erve

d Va

lue

Predicted Value

Grafiku 5.69. Regresioni linear i shumëfishtë midis ADN-së pikofitoplanktonike dhe faktorëve

mjedisorë.




89

Lidhja e fortë pozitive midis ADN pikofitopl. dhe temperaturës, tregon se ndryshimet

kohore të sasisë së pikofitoplanktonit, ku përfshihet Prochloroccocus lidhen në

përpjestim të drejtë me temperaturën. Pra, sa më e lartë temperatura, aq më shumë rritet

biomasa e pikofitoplanktonit në ujërat bregdetare.

Fotosinteza dhe frymëmarrja aerobe, rritja, riprodhimi, metabolizmi dhe lëvishmëria e

organizmave ndikohen nga ndryshimet e temperaturës së ujit. Shkalla e reaksioneve

biokimike zakonisht dyfishohet kur temperatura rritet me 10 oC brenda diapazonit të

tolerancës së një organizmi të caktuar

(http://www.ozcoasts.gov.au/indicators/temperature.jsp).

Konsumi fotosintetik i dioksidit të karbonit, sidomos në lulëzimet e algave mund të

çojë në nivele të larta (bazike) të pH (Hinga, 2002). Kjo mund të jetë arsyeja e një

lidhjeje pozitive të fortë midis ADN pikofitoplanktonike dhe pH.

Koefiçienti i korrelacionit Pearson tregon një korrelacion të fortë negativ midis ADN

pikofitopl. dhe përmbajtjes së NO3- në ujë, që do të thotë sa më i lartë përqëndrimi i NO3

-

aq më pak rritje dhe lulëzim të pikofitoplanktonit.

Pavarësisht nga paqartësitë sugjerohet se ka të paktën një lidhje midis përqëndrimeve të

azotit në mjedis dhe sasisë të Synechococcus (Blanchot et al., 1992, Partensky et al.,

1999a) dhe një lidhje të kundërt me Prochlorococcus (Campbell & Vaulot, 1993) në

zonat e sipërme eufotike, ku drita nuk është e kufizuar.

Tabela 5.19. Koeficientët e korrelacionit midis ADN pikofitopl. dhe faktorëve mjedisorë.

T pH O2 %O2 Sal Turb. NO3

- PO4

3- Chl a

ADN .490 .631 -.032 -.158 -.233 .089 -.412 .268 -.022

Legjenda:





90

5.4.6. Lidhja e ADN-së pikofitoplanktonike me ADN-në fitoplanktonike

Duke shqyrtuar lidhjen midis ADN-së pikofitoplanktonike me ADN fitoplanktonike

totale (Graf. 5.70), rezulton se koefiçienti i korrelacionit Pearson është r = 0.66, (R2 =

0.437). Kjo tregon se lidhja midis ADN pikofitopl. dhe ADN fitopl. është e fortë pozitive

(http://faculty.quinnipiac.edu/libarts/polsci/statistics.html).

y = 0.528x + 113.2R² = 0.437

0

100

200

300

400

500

600

0 200 400 600 800

AD

N p

ikof

itopl

ankt

onik

e

ADN f itoplanktonike

Grafiku 5-70. Regresioni linear midis midis ADN-së pikofitoplanktonike (0.4-0.7 µm) dhe

ADN-së fitoplanktonike (> 0.7 µm).

http://faculty.quinnipiac.edu/libarts/polsci/statistics.html



91

5.5. Analiza e zonës 16-23S ITS për të vlerësuar diversitetin gjenetik të

Synechococcus dhe Prochlorococcus në Gjirin e Durrësit

Një ndër qëllimet më të rëndësishme të këtij studimi, ishte të vlerësonim diversitetin

cianobakterial duke përdorur sekuencat ITS. Kjo është realizuar duke bazuar në

variabilitetin e zonave 16-23S ITS dhe përdorimin e tyre si veçori dalluese e gjenotipeve

të ndryshme të Prochlorococcus dhe Synechococcus (Rocap et al., 2002; Lavin et al.,

2008). Shumëfishimi me anë të PCR-së i rajoneve 16S-23SrADN ITS

pikofitoplanktonike rezultoi me produkt të bollshëm si për ITS-a dhe ITS-b (Fig. 5-9),

zona të operonit bakterial. ITS-a e shumëfishuar u paraqit me katër banda, përkatësisht:

1000 bp, 900 pb, 800 bp dhe 300 bp. ITS-b e shumëfishuar u paraqit me tri banda,

përkatësisht 550 bp, 400 bp dhe 250 bp. Prania e bandave të ndryshme të ITS është

raportuar në ujëra të ëmbla dhe detare nga disa studime (Rocap et al., 2002; Lavin et al.,

2008). Këto rezultate provojnë se në brigjet e Gjirit të Durrësit rriten popullata të

ndryshme të pikofitoplanktonit prokariotik, Synechococcus dhe Prochloroccocus, rajonet

ITS të të cilave përmbajnë më shumë se një variant, konkretisht 4 rajone ITS-a dhe 3

rajone ITS-b. Prania e këtyre popullatave të ndryshme edhe në kushtet e ndotjes nga

karburantet, metalet e rënda, derdhjet e mbetjeve urbane e atyre ndërtimore, dëshmon për

përshtatjen e këtyre specieve ndaj kushteve jo të favorshme mjedisore. Fragmentet ITS-a

ose ITS-b u shumëfishuan në të gjithë stacionet, me përjashtim të fragmentit ITS-b 250

bp, që u gjet vetëm në stacionin KP (Fig. 5.10) (Gjyli & Bacu, 2014).

Figura 5.9. Produktet e PCR ITS-b të fragmenteve ribozomale nga shtamet cianobakteriale të

Synechoccocus amplifikuar nga ADN-ja fitoplanktonike.

Legjenda: M = Markeri 1kbp; 1 = PG (Korrik 2011); 2= KUQD (Korrik 2011); 3 = PG (Shtator 2011); 4 =

KP (Shtator 2011); 5 = IPK (Shtator 2011); 6 = KUQD (Korrik 2012); 7 = PG (Shtator 2012).

Përmasat e

produkteve

550 bp

400 bp

250 bp



92

5.5.1. Lidhja midis shumëllojshmërisë së zonës ITS dhe cilësisë së ujërave në

stacionet e monituruara

KP është stacioni me popullatat më të ndryshme të Synechococccus sipas bandave të

zonave ITS të shumëfishuara të ADN-së ribozomale të tyre. Dy nga tri zonat ITS-b të

shumëfishuara (përkatësisht 550 bp, and 400 bp) ishin të pranishme në gjithë stationet,

kurse zona e tretë vetëm në mostrat e KP (250 bp). Në 2011, KP ishte në fund të

stacioneve për nivelin e NO3-, veçanërisht me përqëndrim minimal në Shtator (0.07 mg/l)

and Tetor (0.06 mg/l) (Tab. 5.7, Graf. 5.31). Duket se ka një korrelacion negativ midis

përqëndrimit të nitrateve dhe diversitetit të popullatave Synechococcus spp. Megjithatë në

2011, KP është në krye të stacioneve për nivelin e PO43-

, veçanërisht në Shtator (Tab. 5.8,

Graf. 5.36). Gjatë këtij muaji ka patur derdhje në sasi të mëdha të ujërave të ndotura,

sidomos ujëra të zeza nga zona e Golemit (Fig. 5.7). Në Shtator ka një pik të sezonit të

plazhit që fillon prej Gushtit. Për më tepër, gjatë muajve të vjeshtës ka një zbaticë të detit,

që sjell më tepër ujë të ëmbël sesa ujë deti në këtë stacion. Këto së bashku me ngarkesat

shtesë në fosfate, mund të jenë një arsye për lulëzimin e algave në KP. Sipas të dhënave

tona, në këtë stacion ka korrelacion pozitiv midis fosforit dhe diversitetit të popullatave të

Synechococcus. Në lidhje me indikatorin e tretë të cilësisë së ujërave, Chl a, niveli trofik i

KP, vlerësuar në klasën hipertrofike, nuk e bën të dallueshëm KP nga stacionet e tjera.

Sipas të dhënave tona (Tab. 5.10, Graf. 5.41), nuk ka korrelacion të dukshëm midis

përmbajtjes së Chl a dhe diversitetit gjenetik të bazuar në zonat ITS të

pikocianobaktereve (Gjyli & Bacu, 2014).

5.5.2. Prania e popullatave të ndryshme gjenetikisht të pikocianobaktereve të gjinisë

Synechococcus dhe diskutime mbi faktorët mjedisorë që mund të ndikojnë në

variabilitetin e këtyre pupullatave në ujërat detare

Prania e popullatave të ndryshme të pikocianobaktereve të gjinisë Synechococcus u

inverstigua në gjashtë stacione të Gjirit të Durrësit, bazuar në fragmentet në zonat 16-23S

ITS, sipas skemës së organizimit të operonit cianobakterial të Rocap et al. (2002). Katër

rajone të ITS-a dhe tri rajone të ITS-b u shumëfishuan. Fragmentet e ITS-a nuk mund të

dallojnë midis popullatave, sepse ishin të pranishme në gjithë stacionet e marrjes së

mostrave. Fragmenet ITS-b u zbuluan përkatësisht, dy fragmentet më të mëdha në gjithë

stacionet, dhe e treta vetëm në KP. Faktorët që mund të kenë ndikuar në këtë variabilitet

në popullatën e stacioneve të ndryshme mund të jenë: ngarkesat e larta në fosfate në

stacionin KP, ngarkesat e ulëta të nitrateve në KP, zbatica e detit, e cila sjell më tepër ujë

të ëmbël sesa ujë deti në këtë stacion krahasuar me stacionet e tjera. Rezultate e

mësipërme janë në përputhje me raportime të tjera (Sharpley et al., 1984, 1995; Tiessen,

1995, Lavin et al., 2008, Rocap et al., 2002), të cilat raportojnë praninë e zonave ITS të

ndryshme në operonin cianobakterial rADN, dhe mbështesin konkluzionin se këto

organizma mund të rriten në përqëndrime të ulëta azoti, sepse fiksojnë azotin atmosferik,

edhe pse azoti është faktor limitues për rritjen e algave. Ashtu sikurse përqëndrimi i lartë

i fosforit mund të rrisë dendësinë dhe diversitetin e popullatave cianobakteriale (Gjyli &

Bacu, 2014).



93

VI. PËRFUNDIME

• Në këtë punim për herë të parë raportohet zbulimi i pranisë së pikocianobaktereve

marine Synechococcus dhe Prochlorococcus në Gjirin e Durrësit, bazuar në

sekuencat 16S-23S të ARN-ve ribozomale tipike për këto specie.

• Shumëfishimi me anë të PCR-së i sekuencave të 16S-23SrADN ITS, rezultoi i

suksesshëm dhe tregoi se në ujërat bregdetare të Gjirit të Durrësit cianobakteri

Synechococcus është i pranishëm dhe ka diversitet gjenetik të popullatave të tij.

Diversitet gjenetik më i madh i Synechococcus në Kanalin i Plepave (KP),

mbështet konkluzionin se cianobakteret mund të rriten në përqëndrime të ulëta

azoti, sepse fiksojnë azotin atmosferik, edhe pse azoti është faktor limitues për

rritjen e algave; dhe se përqëndrimi i lartë i fosforit mund të rrisë dendësinë dhe

diversitetin e popullatave cianobakteriale.

• Punimi provon se për evidentimin e pranisë së specieve pikofitoplanktonike, për

të cilat nevojiten pajisje të avancuara të mikroskopisë si flow-cytometri, një

metodë konkurruese mjaft efikase dhe e sigurt është ajo e bazuar në ADN-në e

specieve të synuara.

• Pavarësisht pranisë të metaleve të rënda, cianobakteri Synechococcus u zbulua në

gjithë stacionet e Gjirit të Durrësit, përfshirë ujërat e stacionit të ish-Pontilit të

Karburanteve (IPK) në basenin e Portit të Durrësit dhe Zonës së Currilave (PC).

Kjo konfirmon faktin se Synechococcus ka zhvilluar mekanizma mbrojtës kundër

metaleve të rënda deri në një përqëndrim të caktuar, pasi stacioni me nivel më të

ulët të ADN-së fitoplanktonike, rrjedhimisht me nivelin më të ulët të biomasës

fitoplanktonike, rezultoi IPK në basenin e Portit të Durrësit. Në këtë zonë, ka

inhibim të rritjes, që mund të vijë si rezultat i ndotjes nga nafta, vaji dhe metalet e

rënda.

• Stacionet me sasinë më të madhe të ADN-së fitoplanktonike, rezultuan bregu

pranë derdhjes së kanalit ujërave të zeza të qytetit të Durrësit dhe bregu pranë

derdhjes së ujërave të ndotura të Kanalit të Plepave. Këto rezultate nxjerrin në pah

ndikimin që kanë derdhjet e ujërave të ndotura, përfshirë ujërat e zeza, në

zhvillimin e fitoplanktonit si prodhimtari parësore.

• Stina e Verës paraqet kushtet mjedisore më të mira për rritjen e fitoplanktonit,

përfshirë pikofitoplanktonin në ujërat e Gjirit të Durrësit.

• Korrelacioni midis ADN-së fitoplanktonike, Chl a dhe faktorëve mjedisorë është i

lartë. Veçanërisht pH, Chl a, kripshmëria, oksigjeni i tretur dhe ngopja me

oksigjen, shpjegojnë më së shumti dinamikën e fitoplanktonit në ujërat

bregdetare.



94

• Fraksioni i ADN-së pikofitoplanktonike, 0.4 < pikofitoplankton < 0.7 µm, nga ku

mund të izolohet cianobakteri Prochlorococcus, paraqet korrelacion të fortë me

faktorët mjedisorë, por lidhet më së shumti me temperaturën, pH dhe me nitratet.

• Katër stacionet PG, IPK, PC dhe PH paraqesin ngjashmëri në parametra të

caktuara, ndërsa stacionet KP dhe KUQD rezultojnë me vlera të shmangura,

veçanërisht të parametrave: pH, DO, kripshmërisë, turbullisë, NO3-, PO4

3-, ADN-

së fitoplanktonike. Ndikimi i faktorëve antropogjenikë është shumë më i theksuar

në këto dy stacione, ku ka derdhje të vazhdueshme të ujërave të zeza të

papërpunuara përmes kanaleve të dallueshme. Kanali i Plepave në stacionin KP

mbledh ujërat e ndotura, përfshirë ujërat e zeza të zonës së Golemit, të

mbipopulluar në sezonin veror si dhe prurje nga ujërat e zeza të ujëmbledhësit të

Shkallnur-Arapaj. Kanali i ujërave të qytetit të Durrësit në stacionin KUQD

mbledh ujërat e ndotura, përfshirë ujërat e zeza të qytetit të Durrësit.

• Temperaturat për periudhën e studimit 2011-2012, rezultuan në diapazonin 18 -

28.9 °C. Nga krahasimi i rezultateve midis dy viteve u vu re se temperatura në

vitin 2012 ishte rreth 2 °C më e lartë se ajo e vitit 2011. Këtë tendencë e

raportojnë dhe krahasimet me Artegiani et al. (1997), që pëshkruan temperaturën

sipërfaqësore të detit Adriatik në Verë, si edhe OSI (2002), që përshkruan

temperaturën maksimale të ujit në Gjirin e Durrësit.

• Sipas standardeve ndërkombëtare për ujërat sipërfaqësore detare (WAC 173-

201A, 1997, 2011), vlerat e pH (7.59 - 8.67) ishin brenda diapazonit të pH

standard të ujërave sipërfaqësore detare, përjashtuar KP në Shtator, 2011. pH ishte

pothuajse në të njëjtin nivel për të dy vitet.

• Sipas standardeve ndërkombëtare për ujërat sipërfaqësore detare, vlerat e DO (4.1

- 9.31 mg/l) ishin brenda diapazonit të DO standard, përjashtuar muajin Korrik

2011 në IPK, KUQD, KP, 2011, që përfshihen në cilësinë jo të keqe të kriterit të

DO për jetën ujore në ujërat detare (4.0 mg/l). Stacioni IPK, shfaq vlerat minimale

për vitet 2011 dhe 2012. Kjo mund të vijë si pasojë e derdhjes së substancave

organike, përfshirë hidrokarburet, nga ujërat e ballastrës dhe mbeturinat që vijnë

nga ankorimi i anijeve, të cilat presin të përpunohen në basenin e Portit të

Durrësit. Një shkak tjetër mund të jetë komunikimi i vogël me detin e hapur, pasi

ka vetëm një kanal hyrës-dalës për qarkullimin e ujit të basenit me detin e hapur.

DO e vitit 2012 ishte rreth 1 mg/l më e lartë se në 2011, duke na informuar për një

oksigjenim më të mirë të ujërave bregdetare gjatë vitit 2012. Këtë dekadë DO e

basenit ka zbritur nga cilësia e ujërave të pazakonshme, në cilësinë e ujërave të

shkëlqyera. DO e Adriatikut Jugor paraqitet në cilësinë e ujërave të pazakonshme,

kurse Gjiri i Durrësit në cilësinë e ujërave të shkëlqyera.

• Vlerat e DO% (64.1 - 112.3 %) ishin më të mëdha se 60 %, vlerë e konsideruar e

përshtatshme për të mbështetur jetën ujore. DO% e 2012 ishte 6 % më e lartë sesa

gjatë 2011, çka do të thotë një ngopje me oksigjen të ujërave bregdetare më të

madhe gjatë vitit 2012.



95

• Kripshmëria gjatë vitit 2012 ishte rreth 1 ‰ më e madhe se gjatë 2011. Vlerat e

kripshmërisë (32.2 - 38.6 ‰) për të gjithë stacionet ishin brenda diapazonit të

kripshmërisë të ujërave bregdetare shqiptare (30 - 39 ‰). Mesatarja e

kripshmërisë të ujit për secilin stacion rezultoi brenda diapazonit të mesatares së

kripshmërisë për Gjirin e Durrësit (35.8 - 38.22 ‰). Kripshmëria e ujit të Gjirit të

Durrësit ishte rreth 1 ‰ më të ulët se e ujërave sipërfaqësore të Detit Adriatik

Jugor, që tregon ndikimin e shkarkimit të ujërave të ëmbla nga toka përgjatë

bregut të Gjirit të Durrësit.

• Turbullia gjatë vitit 2012 ishte 1.8 herë më e lartë se e vitit 2011. Diapazoni i

vlerave rezultoi mjaft i ndryshueshëm (0.32 - 68 NTU). Shkak mund të jetë

ndotjet nga shkarkimet e vazhdueshme në det të ujërave me ngarkesë të lartë

lëndësh organike sikurse ujërat e zeza, veçanërisht gjatë natës dhe herët në

mëngjes, që ndjehet nga era e rëndë përgjatë bregut. Stacionet më problematike

janë KP dhe KUQD.

• Përqëndrimi i NO3- gjatë vitit 2012 (0.93 mg/l) ishte 1.8 herë më i ulët se gjatë

2011 (1.70 mg/l), duke përmirësuar situatën e ujërave bregdetare. Duke e

krahasuar me standardin e rekomanduar NO3-N (0.1 mg/l) për ujërat sipërfaqësore

në kushte natyrore (Chapman, 1996), këto vlera konsiderohen më të larta se

standardi. Para një dekade ujërat portuale ishin në kushte natyrore sikurse deti i

hapur (Wilbur Smith Associates, 2003), ndërsa tani vihet re ndikimi i njeriut.

Ndryshe nga ujërat bregdetare të Gjirit të Durrësit, ujërat sipërfaqësore të Detit

Adriatik Jugor (Manca et al., 2004), janë brenda standardit për NO3-N të ujërat

sipërfaqësore në kushte natyrore.

• Përqëndrimi i fosfateve gjatë 2012 (0.25 mg/l) ishte 1.4 herë më i lartë se gjatë

2011 (0.17 mg/l). Duke e krahasuar me standardin e rekomanduar (PO4-P) për

ujërat sipërfaqësore në kushte natyrore (Chapman, 1996), këto vlera konsiderohen

më të larta se standardi. Ndryshe nga ujërat bregdetare të Gjirit të Durrësit, ujërat

sipërfaqësore të Detit Adriatik Jugor (Manca et al., 2004), janë brenda standardit

për PO4-P të ujërave sipërfaqësore në kushte natyrore.

• Po të krasojmë mesataren totale të vitit 2011 me vitin 2012 për N:P, rezulton se

ky raport zvogëlohet dukshëm, duke kaluar nga faktori kufizues N dhe P, në

faktorin kufizues N për rritjen e algave. Kjo mund të vijë për faktin se zvogëlohet

përqëndrimi i NO3-N gjatë vitit 2012. Duke krahasuar mesataren totale N:P 2011

& 2012 (10.02) në Gjirin e Durrësit me mesataren e Detit Adriatik Jugor (14.23)

(Manca et. al., 2004), rezulton se faktori kufizues në Gjirin e Durrësit është N,

kurse për Detin Adriatik Jugor faktorë kufizues janë N dhe P. Por, duhet theksuar

se në Gjirin e Durrësit përqëndrimet NO3-N dhe PO4-P janë mbi standardin e

lejuar për ujërat sipërfaqësore, kurse në Detin Adriatik Jugor përqëndrimet

paraqiten brenda standardeve.



96

• Mesatarja e Chl a gjatë vitit 2012 (21.82 µg/l) ishte 2.1 herë më e vogël se gjatë

2011 (46.04 µg/l), duke treguar se gjendja ushqyese e ujërave bregdetare është

zvogëluar dukshëm. Për këtë, mund të ketë ndikuar vendosja e filtrave të posaçëm

në KP gjatë verës së vitit 2012.

• Të gjithë stacionet kategorizohen në nivel hipertrofik për të dy vitet, përjashtuar

PC, që është në gjendje eutrofike për vitin 2012. Ujërat e zeza mbeten burimi

kryesor i ndotjes së ujit, veçanërisht shtimit i ngarkesës me lëndë ushqyese, që

sjell dhe lulëzimin e algave.

• Mesatarja Chl a në Gjirin e Durrësit për vitet 2011 & 2012, (35.03 µg/L) është më

e madhe se mesatarja ndër vite e Detit Mesdhe (<0.2 µg/l) (Siokou-Frangou et al.,

2010), i cili përfshihet në klasën oligotrofike. Deti Adriatik Jugor referuar

përqëndrimit mesatar të Chl a në Gusht vitet 1997-1998, (Boldrin et al., 2002),

përfshihet në nivelin e trofisë të tipit oligotrofik, ndryshe nga ujërat e bregdetit të

Gjirit të Durrësit në Gusht, që paraqiten të tipit hipertrofik. Ujërat bregdetare

sipërfaqësore të Gjirit të Kotorrit në Mal të Zi për periudhën Shkurt, 2008 -

Dhjetor 2010, (Krivokapić et al., 2010) paraqiten më pak trofike duke kaluar nga

klasa oligotrofike deri në atë eutrofike, kur Chl a arrin vlera maksimale, ndryshe

nga ujërat e Gjirit të Durrësit që paraqiten eutrofike dhe hipertrofike. Referuar

ujërave bregdetare sipërfaqësore të Gjirit të Vlorës në Maj, 2007, Chl a paraqitet

në nivel oligotrofik (Mangoni et al., 2011). Kjo tregon impaktin negativ në

cilësinë e ujërave që sjell derdhja pa kriter e ujërave të ndotura pasuruar me lëndë

ushqyese në Gjirin e Durrësit.

• Bazuar përfundimet si më sipër, gjykojmë se vlerësimi i gjendjes mjedisore të

ujërave bregdetare meriton të kryhet duke marrë në kosideratë si faktorët fiziko-

kimikë edhe ata biologjikë, të cilët shfaqin një dinamikë jo gjithmonë të

parashikueshme, falë adaptimeve fiziologjike dhe shfaqjes së formave gjenetike të

reja.

• Gjithashtu, gjykojmë se korrelacioni i lartë ndërmjet faktorëve biologjike, si Chl a

dhe ADN-së fitoplanktonike, dhe lidhja me nivelin e trofisë, i bën të dy këta

indikatorë të vlefshëm për vlerësimin e shëndetit të ujërave bregdetare.



97

VII. REKOMANDIME

• Ndërtimi i tubacioneve parësore e dytësore për ujërat e zeza dhe menaxhimi i

mbledhjes dhe përpunimit të mbeturinave, duhet të jetë me prioritet të lartë nga

autoritetet dhe komuniteti, përgjatë gjithë vijës bregdetare për qytetin e Durrësit,

që nga Golemi deri në Currila.

• Vënia në funksionim sa më shpejt e impiantit të përpunimit të ujërave të zeza në

Shën Vlash, do ta përmirësojë dukshëm nivelin trofik të ujërave bregdetare, për të

kaluar nga niveli hipertrofik në ato më ulëta eutrofike, pse jo mezotrofik dhe

oligotrofik.

• Ndërgjegjësimi i popullatës rezidente dhe tranzitore (pushuesit) përgjatë bregdetit

të Gjirit të Durrësit me fletëpalosje dhe takime me kominitetin e gjithë zonës,

duhet të realizohet nga autoritetet vendore, qendrore dhe organizata për mbrojtjen

e mjedisit, përfshirë dhe vullnetarizmin për nevojën emergjente jo vetëm të

pastrimit të bregdetit; por edhe mbrojtjen e tij si pasuri natyrore kombëtare e

domosdoshme në zhvillimin e turizmit, ruajtjen e biodiversitetit e shëndetit

human pranë ujërave të brigjeve.

• Zbatimi me vendosmëri i ligjit për mbrojtjen e mjedisit nga autoritetet vendore,

me gjobitjen ose bllokimin e aktiviteteve të atyre subjekteve të ndërtesave të

banimit, hoteleve dhe bizneseve, që derdhin ujëra të ndotura, përfshirë dhe ujërat

e zeza gjatë sezonit të plazhit.

• Monitorimi i vazhdueshëm i gjendjes mjedisore të ujërave bregdetare lidhur me

ndotjen mikrobiologjike dhe parametrat e tjerë fiziko-kimikë dhe biologjikë të

Gjirit të Durrësit.



98

VIII. BIBLIOGRAFIA

Abeshi J., Dhakali L., Adhami M., Canaj E. (2008). Evaluation of heavy metals in

water and sediments of Adriatic Sea, Natura Montenegrina, 7(2): 475-486.

Agawin N. S. R. A., Duarte C. M., Agustí S. (2000). Nutrient and tem perature

control of the contribution of picoplankton to phytoplankton biom ass and production.

Limnol. Oceanogr., 45: 591-600.

Agawin N. S. R., Duarte C. M., Agusti S. (1998). Growth and abundance of

Synechococcus sp. in a Mediterranean Bay: seasonality and relationship with

temperature. Marine Ecology Progress Series 170: 45-53.

Ahlgren N. A., Rocap G., Chisholm S.W. (2006). Measurement of

Prochlorococcus ecotypes using real-time polymerase chain reaction reveals different

abundances of genotypes with similar light physiologies. Environ Microbiol. 8:441–

454.

Allman R., Manchee R., Lloyd D. (1993). Flow cytometric analysis of

heterogeneousbacterial populations. In 27-47. Flow cytometry in microbiology. D.

Lloyd (ed.). pp. Springer-Verlag, London, United Kingdom.

Amann R. I., Ludwig W., Schleifer K. H. (1995). Phylogenetic identification and

in situ detection of individual cells without cultivation. Microbiol. Rev. 59: 143–169.

Anderson D. M. & Morel F. M. M. (1978). Copper sensitivity of Gonyaulax

tamarensis. Limnol. Oceanogr. 23: 283–295.

APHA., AWWA., WEF. (2005). Standard Methods for the Examination of Water and

Wastewater, 21st ed. American Public Health Association, Washington D.C.

APHA., AWWA., WPCF. (1998). Standard Methods for the Examination of

Water and Wastewater. 20th edn., American Public Health Association, American

Water Works Association, Water Pollution Control Federation, Washington, D. C.

Apirion D. & Miczak A. (1993). RNA processing in prokaryotic cells. BioEssays

15: 113–120.

Arkivi i Autoritetit Portual Durrës.

Artegiani A., Paschini E., Russo A., Bregant D., Raicich F., Pinardi N. (1997).

The Adriatic Sea General Circulation. Part I: Air–Sea Interactions and Water Mass

Structure (PDF). Journal of Physical Oceanography (American Meteorological

Society), 27(8): 1492–1514.

Azam F., Fenchel T., Field J. G., Gray J. S., Meyer-Reil L. A., Thingstad F.

(1983). The ecological role of water-column microbes in the sea. Mar Ecol Prog Ser

10: 257–263.

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

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

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



99

Bacu A., Babani F., Gjyli L. (2010). Preliminary results on the presence of

cyanobacteria Synechococcus in the Lagoon Waters of Northwestern Albania and

Lake of Shkodra, Proceedings of BALWOIS, Ohrid, Republic of Macedonia, 25-29

May 2010.

Bacu A., Babani F., Uku S., Malollari I. (2012). PCR based identification of the

presence of Aureococcus and Synechoccocus in the waters of lagoon ecosystem of

Kune-Vain, Albania. Journal of Environmental Protection and Ecology, Vol. 13 (2),

p. 651-660; ISSN 1311-5065.

Bacu. A., Babani F., Gjyli L. (2013). Does the trophy state of polluted areas have

impact on the presence of picophytoplankton species? - Case study in marine coastal

waters of Durrës Bay, Albania. International Journal of Ecosystems & Ecology

Science - IJEES, Vol. 3/1. ISSN 2224-4980.

Badger M. R., Hanson D., Price G. D. (2002). "Evolution and diversity of CO2

concentrating mechanism in cyanobacteria". Functional Plant Biology 29: 161–175.

Barry T., Colleran G., Glennon M., Dunican L. R., Gannon F. (1991). The

16S/23S ribosomal spacer region as a target for DNA probes to identify eubacteria.

PCR Methods Appl. 1: 51–56.

Baudoux A. C., Veldhuis M. J. W., Noordeloos A. A. M., van Noort G.,

Brussaard C. P. D. (2008). Estimates of virus- vs. grazing induced mortality of

picophytoplankton in the North Sea during summer. Aquat Microb Ecol. 52: 69−82.

Baudoux A. C., Veldhuis M. J. W., Witte H. J., Brussaard C. P. D. (2007).

Viruses as mortality agents of picophytoplankton in the deep chlorophyll maximum

layer during IRONAGES III. Limnol Oceanogr. 52: 2519−2529.

Beardall J. (2008). Blooms of Synechococcus: An analysis of the problem

worldwide and possible causative factors in relation to nuisance blooms in the

Gippsland Lakes. A report prepared for the Gippsland Lakes Taskforce.

Beardsley R. C., Limeburner R., Yu H., Cannon G.A. (1985). Discharge of the

Changjiang (Yangtze River) into the East China Sea. Cont. Shelf Res., 4: 57-76.

Bec B., Husseini-Ratrema J., Collos Y., Souchu P., Vaquet A. (2005). Phytoplankton

seasonal dynamics in a Mediterranean coastal lagoon: emphasis on the picoeukaryote

community. Journal of Plankton Research 27: 881-894.

Beiko R. G., Harlow T. J., Ragan M. A. (2005). Highways of gene sharing in

prokaryotes. Proc Natl Acad Sci USA. 102: 14332–14337.

Berg K. L., Squires C., Squires C. L. (1989). Ribosomal RNA operon

antitermination. Function of leader and spacer region box B-box A sequences and

their conservation in diverse microorganisms. J. Mol. Biol. 209: 345–358.

Bi-Drilling Shpk. (2008). Vlerësimi i Ndikimit në Mjedis i Terminalit të Ri të

Trageteve në Autoritetin Portual, Durrës, pp. 39-60.

Biondi N., Piccardi R., Margheri M. C., Rodolfi L., Smith G.D., Tredici M. R.

(2004). Evaluation of Nostoc strain ATCC 53789 as a potential source of natural

pesticides. Appl. Environ. Microbiol., 70: 3313-3320.

http://jxb.oxfordjournals.org/cgi/reprint/54/383/609

http://jxb.oxfordjournals.org/cgi/reprint/54/383/609

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



100

Blackburn N., Fenchel T., Mitchell J. (1998). Microscale nutrient patches in

planktonic habitats shown by chemotactic bacteria. Science 282: 2254-2256.

Blanchot J. & Rodier M. (1996). Picophytoplankton abundance and biomass in

the western tropical Pacific Ocean during the 1992 El Nino year: results from flow

cytometry. Deep Sea Research I 43: 877-895.

Blanchot J., Andre J.M., Navarette C., Neveux J., Radenac M. H. (2001).

Picophytoplankton in the equatorial Pacific: vertical distributions in the warm pool

and in the high nutrient low chlorophyll conditions. Deep Sea Reasearch I 48: 297-

314.

Blanchot J., Rodier M., LeBouteiller A. (1992). Effect of El Niño Southern

Oscillation events on the distribution and abundance of phytoplankton in the Western

Pacific Tropical Ocean along 165°E. J. Plank. Res 14: 137–156.

Boldrin A., Miserocchi S., Rabitti S., Turchetto M. M., Balboni V., Socal G.

(2002). Particulate matter in the southern Adriatic and Ionian Sea: characterisation

and downward fluxes. Journal of Marine Systems 33-34: 389-410.

Bonilla I., Bolanos L., Mateo P. (1995). Interaction of Boron and Calcium in the

cyanobacteria Anabaena and Synechococcus, Physiol. Plant., 94: 31-36.

Brahamsha B. (1996a). An abundant cell-surface polypeptide is required for

swimming by the nonflagellated marine cyanobacterium Synechococcus. Proc. Natl.

Acad. Sci. 93: 6504-6509.

Brahamsha, B. (1999a). Non-flagellar swimming in marine Synechococcus. J.

Mol. Microbiol. Biotechnol. 1: 59-62.

Brand L. E., Sunda W. G., Guillard R. R. L. (1986). Reduction of marine

phytoplankton reproduction rates by copper and cadmium. J. Exp. Mar. Biol. Ecol.

96: 225–250.

Bremer H. & Dennis P. P. (1996). Modulation of chemical composition and other

parameters of the cell by growth rate, p. 1553–1569. In F. C. Neidhardt, R. Curtiss

III, J. L. Ingraham, E. C. C. Lin, K. B. Low, B. Magasanik, W. S. Reznikoff, M.

Riley, M. Schaechter, and H. E. Umbarger (ed.), Escherichia coli and Salmonella:

cellular and molecular biology, 2nd

ed. ASM Press, Washington, D.C.

Brian J. & Liu Y. C. (1998). Growth rate regulation of rRNA content of a marine

Synechococcus (cyanobacterium) strain. Journal: Applied and Environmental

Microbiology - AEM, 64, (9): 3346-3351.

Burkill P. H., Leakey R. J. G., Owens N. J. P., Mantoura R. F. C. (1993).

Synechococcus and its importance to the microbial food web of the northwestern

Indian Ocean. Deep-Sea Res Part II, 40: 773–782.

Buskey E. J., Deyoe H., Jochem F. J., Villareal T. A. (2003). Effects of

mesozooplankton removal and ammonium addition on planktonic trophic structure

during a bloom of the Texas „brown tide‟: a mesocosm study. Journal of Plankton

Research 25: 215-228.

http://plankt.oxfordjournals.org/cgi/content/abstract/14/1/137



http://en.wikipedia.org/w/index.php?title=J._Plank._Res&action=edit&redlink=1

http://libra.msra.cn/Publication/14161499/growth-rate-regulation-of-rrna-content-of-a-marine-synechococcus-cyanobacterium-strain

http://libra.msra.cn/Publication/14161499/growth-rate-regulation-of-rrna-content-of-a-marine-synechococcus-cyanobacterium-strain

http://libra.msra.cn/Journal/1088/aem-applied-and-environmental-microbiology

http://libra.msra.cn/Journal/1088/aem-applied-and-environmental-microbiology



101

Campbell L. & Carpenter E. J. (1986a). Estimating the grazing pressure of

heterotrophic nanoplankton on Synechococcus sp. using the seawater dilution and

selective inhibitor techniques. Mar. Ecol. Prog. Ser. 33, 121-129.

Campbell L. & Vaulot D. (1993). Photosynthetic picoplankton community

structure in the stubtropical North Pacific Ocean new Hawaii (station ALOHA). Deep

Sea Research I, 40: 2043-2060.

Chapman D. (1996). Water Quality Assessments - A Guide to the Use of Biota,

Sediments and Water in Environmental Monitoring, Second Edition, Published on

behalf of UNESCO, WHO, and UNEP.Chapman and Hall, London.

Chen S., He W., Yao S., Zang S. (1993). A classification of hydrological climate

seasons in the China Seas. Acta Oceanol.Sin., 12: 63-78.

Choi D. H. & Noh J. H. (2006). Molecular phylogenetic analyses of three

Synechococcus strains isolated from seawater near the ieodo ocean research station.

Ocean Science Journal, 41 (4): 315-318.

Chow T-J. & Tabita, F. R. (1994). Reciprocal Light-Dark Transcriptional Control

of nif and rbc expression and light-dependent post-translational control of nitrogenase

activity in Synechococcus sp. Strain RF-1. Journal of Bacteriology 176: 6281-6285.

Christaki U., Courties C., Karayanni H., Giannakouron A., Maravelias C.,

Kormas A. K., Lebaron P. (2002). Dynamic characteristics of Prochlorococcus and

Synechococcus consumption by bacterivorous nanoflagellates. Microb Ecol 43:

341−352.

Christensen H., Jorgensen K., Olsen J. E. (1999). Differentiation of

Campylobacter coli and C. jejuni by length and DNA sequence of the 16S-23S rRNA

internal spacer region. Microbiology 145: 99–105.

CIMMYT. (2005). Laboratory Protocols: CIMMYT Applied Molecular Genetics

Laboratory. Third Edition. Mexico, D.F.: CIMMYT.

Clarke S. E. (1987). Induction of siderophore activity in Anabaena species and its

moderation of copper toxicity. Applied and Environmental Microbiology. 53(5): 917-

922.

Clijsters Η. & Van Assche F. (1985). Inhibition of photosynthesis by heavy

metals; Photosynth. Res. 7: 31–41.

Cloern J. E. (1987). Turbidity as a control on phytoplankton biomass and

productivity in estuaries. Continental Shelf Research 7(11/12): 1367-1381.

Coale K. H. & Bruland K. W. (1990). Spatial and temporal variability in copper

complexation in the North Pacific. Deep-Sea Res. 47: 317–336.

Coleman M. L. & Chisholm S.W. (2007). Code and context: Prochlorococcus as a

model for cross-scale biology. Trends Microbiol. 15: 398–407.

Coleman M. L., Sullivan M. B., Steglich C., DeLong E. F., Chisholm S. W.

(2006). Genomic islands and the ecology and evolution of Prochlorococcus. Science.

311: 1768–1770.



102

Collier J. L. & Campbell L. (1999). Flow cytometry in molecular aquatic ecology.

Hydrobiologia. 401: 33–53.

Connell D. W. & Miller G. J. (1984). Chemistry and Ecotoxicology of Pollution,

John Wiley & Sons, Inc., New York.

Dammeyer T., Bagby S. C., Sullivan M. B., Chisholm S. W., Frankenberg-

Dinkel N. (2008). Efficient phage-mediated pigment biosynthesis in oceanic

cyanobacteria. Curr Biol., 18: 442–448.

Darzynkiewicz Z. & Crissman H. A. (1990). Preface. In: Methods in Cell Biology

Vol. 33. Flow Cytometry. Z. Darzynkiewicz and H.A. Crissman, (eds.). pp, 15-17.

Academic

Davey H. & Kell D. (1996). Flow cytometry and cell sorting of heterogeneous

microbial populations: the importance of single-cell analysis. Microbiol. Rev. 60:

641-696.

Dawes C. J. (1998). Marine Botany. 2nd edition. John Wiley and Sons Inc., New

York, NY.

De Philippis R. & Vincenzini M. (1998). Exocellular polysaccharides from

cyanobacteria and their possible applications. FEMS Microbiol. Rev. 22: 151-175.

Dolan J. R. & Simek K. (1999). Diel Periodicity in Synechococcus Populations

and Grazing by Heterotrophic Nanoflagellates: Analysis of Food Vacuole. Limnology

and Oceanography, 44: 1565-1570.

Donat J. R. & van den Berg C. M. G. (1992). A new cathodic stripping

voltammetric method for determining organic copper complexation in seawater. Mar.

Chem. 38: 69–90.

Dortch Q., Roberts T. L., Clayton J. R., Ahmed S. I. (1983). RNA/DNA ratios

and DNA concentrations as indicators of growth rate and biomass in planktonic

marine organisms. Mar. Ecol. Prog. Ser. 13: 61–71.

Duarte C. M. (1995). Submerged aquatic vegetation in relation to different

nutrient regimes. Ophelia 41: 87-112.

Dufresne A., Ostrowski M., Scanlan D.J., Garczarek L., Mazard S., Palenik B.P.,

Paulsen I.T., Tandeau de Marsac N., Wincker P., Dossat C., Ferriera S., Johnson J.,

Post A.F., Hess W. R., Partensky F. (2008). Unraveling the genomic mosaic of a

ubiquitous genus of marine cyanobacteria. Genome Biol9: R90.

Dufresne A., Salanoubat M., Partensky F., Artiguenave F., Axmann I. M., Barbe

V., Duprat S., Galperin M. Y., Koonin E. V., Le Gall F., Makarova K. S., Ostrowski

M., Oztas S., Robert C., Rogozin I. B., Scanlan D. J., Tandeau de Marsac N.,

Weissenbach J., Wincker P., Wolf Y. I., Hess W. R. (2003). Genome sequence of the

cyanobacterium Prochlorococcus marinus SS120, a nearly minimal oxyphototrophic

genome. Proc. Natl. Acad. Sci. USA 100: 10020–10025.

Dyer D. L. & Gafford R. D. (1961). Some characteristics of a thermophilic blue-

green alga. Science 134: 616–617.

http://genomebiology.com/2008/9/5/R90

http://genomebiology.com/2008/9/5/R90

http://en.wikipedia.org/wiki/Science_%28journal%29



103

EPA. (2008). Water Quality in Ireland 2004 – 2006. The quality of estuarine and

coastal waters, Chapter four p. 4-11. Environmental Protection Agency, Wexford

2008.

Evans S. L., Anderson W. T., Jochem F. J. (2006). Spatial variability in Florida

Bay particulate organic matter composition: combining flow cytometry with stable

isotope analyses. Hydrobiologia 569:151–165.

Fouchet P., Jayat C., Hechard Y., Ratinaud M. H., Frelat G. (1993). Recent

advances in flow cytometry in fundamental and applied microbiology. Biochem. Cell

Biol. 78: 95–109.

Fuhrman J. A., Comeau D. E., Hagstrom A., Chan A. M. (1988). Extraction from

natural planktonic microorganisms of DNA suitable for molecular biological studies,

Appl. Environ. Microbiol., 54: 1426–1429.

Fuller N. J., Marie D., Partensky F., Vaulot D., Post A.F., Scanlan D.J. (2003).

Clade-specific 16S ribosomal DNA oligonucleotides reveal the predominance of a

single marine Synechococcus clade throughout a stratified water column in the Red

Sea. Appl. Environ. Microbiol., 69: 2430-2443.

Furnas M. J. (1990). In situ growth rates of marine phytoplankton: approaches to

measurement, community and species growth rates. J. Plankton Res. 12: 1117–1151.

Gardea-Torresdey J. L., Arenas J. L., Webb R., Tiemann K., Gonzalez J. (1996a).

Uptake of Metal Ions from Solution by Inactivated Cells of Cyanobacteria.

Proceedings for 1996, HSRC-WERC Joint Conference of the Environment, pp. 48-

58.

Gasol J. M. & Morán X. A. G. (1999). Effects of filtration on bacterial activity

and picoplankton community structure as assessed by flow cytometry. Aquat. Microb.

Ecol. 16: 251–264.

Gasol J.M., Zweifel U.L., Peters F., Furhman J.A., Hagström Å. (1999).

Significance of size and nucleic acid content heterogeneity as assessed by flow

cytometry in natural planktonic bacteria. Appl. Environ. Microbiol. 65: 4475–4483.

Gjyli L. & Kolitari J. (2011). Variation of Phytoplankton Biomass as Chlorophyll

a in coastal waters of Durres. Proceedings of International Conference

Biotechnological Development, 20-21 November 2011, Tirana, Albanian. BSHN

(UT), 2011, Special: 247-255. ISSN: 224-1779.

Gjyli L. & Mukli L. (2010). Assessment of water microbiologic pollution in

Durres‟s Marine Harbour basin, ALBANIA. Journal of Life Sciences, USA, 2010: 4

(4, 29), 32-39, ISSN: 1934-7391.

Gjyli L., Bacu A., Kolitari J., Gjyli S. (2013a). Primarily results of phytoplankton

and variation to environmental factors in Durres‟s Bay coastal waters (Albania).

Journal of Microbiology, Biotechnology and Food Sciences, JMBFS, 3 (2): 132-136.

ISSN: 1338-5178.



104

Gjyli L., Bacu A., Kolitari J., Gjyli S. (2013b). Dynamics of picophytoplankton

and presence of cyanobacteria Synechoccocus in coastal waters of Durrës Bay

(Albania). Albanian j. agric. sci. (AJAS), 2013, 12 (4): 585-592. ISSN: 2218-2020.

Gjyli L. & Bacu A. (2014). Preliminary correlation between the quality of the

waters and 16-23S rDNA-ITS diversity of Synechococcus populations at Durres Bay.

The Albanian Journal of Natural and Technical Sciences, (AJNTS), 36 (1): (in press).

ISSN: 2074-0867.

Glibert P. M., Heil C. A., Hollander D., Revilla M., Hoare A., Alexander J.,

Murasko S. (2004). Evidence for dissolved organic nitrogen and phosphorus uptake

during a cyanobacterial bloom in Florida Bay. Marine Ecology Progress Series 280:

73– 83.

Golbeck J. Η., Stephen L., San-Pietro A. (1977). Isolation and characterization of

sub-chloroplast particle enriched in iron-sulphur protein and Ρ 700; Arch. Biochem.

Biophys. 178: 140–150.

Gothalwal R. & Bisen P. S. (1993). Isolation and Physiological Characterization

of Synechooccus cedrorum 1191 Strain Tolerant to Heavy Metals and Pesticides,

Biology and Env. Sci., 6, pp. 187-194.

Graham L. E. & Wilcox L.W. (2000). Algae. Prentice Hall, New Jersey, U.S.A.,

11: 573-574.

Granéli E., Wallstrom K., Larsson U., Granéli W., Elmgren R. (1990). Nutrient

limitation of primary production in the Baltic Sea area. Ambio 19: 142–151.

Grasshoff K., Kremling M., Ehrhardt M. (1999). Methods of Seawater Analysis.

Third Completely Revised and Extended Edition, Verlag Chemie, Weinheim,

Germany.

Grazhdani A. (2008). Praktika të bioteknologjisë molekulare. Shtëpia botuese

Dituria, Tiranë, ISBN 978-99943-46-39-4.

Guo Y. J. (1994). Primary productivity and phytoplankton in China Seas. p. 227-

242. In: Oceanology of China Seas, ed. by D. Zhou, Y.B. Liang and C.K. Zeng.

Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands.

Gürtler, V. & Stanisich V. (1996). New approaches to typing and identification of

bacteria using the 16S-23S rDNA spacer region. Microbiology 142: 3–16.

Håkanson L. & Jansson M. (1983). Principles of lake Sedimentology. Springer,

Berlin, 316 p.

Håkanson L., Bryhn A. C., Brenckner T. (2007). Operational Effect Variables and

Functional Ecosystem Classifications – a Review on Empirical Models for Aquatic

Systems along a Salinity Gradient. Internat. Rev. Hydrobiol., 92(3): 334 p.

Heiskanen A.S. & Kononen K. (1994). Sedimentation of vernal and late summer

phytoplankton communities in the coastal Baltic Sea. Arch. Hydrobiol., 131: 175-198.



105

Herdman M., Castenholz R.W., Waterbury J.B., Rippka R. (2001).

Synechococcus. In: Garrity GM (ed) Bergey's Manual of Systematic Bacteriology,

2nd ed., Volume One. Springer, New York: 508-512.

Hinga K. R. (2002). Effects of pH on coastal marine phytoplankton, Marine

Ecology Progress Series 238, 281-300.

Hobbie J.E., Daley R.J. Jasper S. (1977). Use of nucleopore filters for counting

bacteria by epifluorescence microscopy. Appl.Environ.Microbiol. 33: 1225-1228.

Hodgkiss I. J. & Lu S. H., (2004). The effects of nutrients and their ratios on

phytoplankton aboundance in Junk Bay, Hong Kong. Hydrobiologia, 512 (1-3): 215-

229.

Honeycutt R. C. & Krogmann D. W. (1972). Inhibition of chloroplast reactions

with phenylmercuric acetate; Plant Physiol., 49: 376–380.

Howarth R. W. (1988). Nutrient limitation of net primary production in marine

ecosystems. Ann. Rev. Ecol. Syst. 19: 89–110.


http://faculty.quinnipiac.edu/libarts/polsci/statistics.html

http://www.apdurres.com.al

http://www.jgi.doe.gov/JGI_microbial/html/index.html


http:www.ozcoasts.gov.au/indicators/turbidity.jsp

https://maps.google.com

ICES. International Council for the Exploration of the Sea (ICES). Conseil

International pour l'Exploration de la Mer (CIEM).


Ingraham J. L., Maaløe O., Neidhardt F. C. (1983). Growth of the bacterial cell.

Sinauer Associates, Inc., Sunderland, Mass.

Issa A. A. (1999). Antibiotic production by the cyanobacteria Oscillatoria

angustissima and Calothrix parietina. Environ. Toxicol. Pharmacol., 8, 33-37.

Jiao N., Yang Y., Koshikawa H., Watanabe M. (2002). Influence of hydrographic

conditions on picoplankton distribution in the East China Sea. Aqua. Microb. Ecol.,

30, 37-48.

Jiao, N., Y. Yang, N. Hong, Y. Ma, S. Harada, H. Koshikawa, and M. Watanabe.

2005. Dynamics of autotrophic picoplankton and heterotrophic bacteria in the East

China Sea. Cont. Shelf Res., 25: 1265-1279.

Johnson P. M. and Sieburth J. M. (1979). Chroococcoid cyanobacteria in the sea:

a ubiquitous and diverse phototrophic biomass. Limnology and Oceanography 24 (5):

928–935.




https://maps.google.com/


http://en.wikipedia.org/w/index.php?title=Limnology_and_Oceanography&action=edit&redlink=1



106

Karlson B. & Nilsson P. (1991). Seasonal distribution of picoplanktonic

cyanobacteria of Synechococcus type in the eastern Skagerrak. Ophelia 34: 171–179.

Katano T., Hirose M., Nakano S. (2004). Discrimination of two phycoerythrin -

pigment types of Synechococcus and their seasonal succession in the Uwa Sea.

Microbes Environ., 19 (1): 7-12.

Katoh S. & Takämiya A. (1964). Nature of Copper-protein binding in spinach

plastocyanin; J. Biochem., 55: 378–387.

Kemp P. F., Lee S., LaRoche J. (1993). Estimating the growth rate of slowly

growing marine bacteria from RNA content. Appl. Environ. Microbiol. 59: 2594–

2601.

Kettler G. C., Martiny A. C., Huang K., et al. (2007). Patterns and implications of

gene gain and loss in the evolution of Prochlorococcus. PLoS Genet. 3: e231.

Kiørboe T. (1993). Turbulence, phytoplankton cell size, and the structure of

pelagic food webs. Adv. Mar. Biol., 29: 1-72.

Koerselman W. & Meuleman A. F. M. (1996). The vegetation N:P ratio: a new

tool to detect the nature of nutrient limitation. Journal of applied Ecology, 33: 1441-

1450.

Kojima Υ., Hiyama Τ., Sakurai Η. (1987). Effects of mercurials on iron-sulfur

centres of photosystem I of Anacystis nidulans; in Progress in photosynthesis

research (ed.) J Biggins (Amsterdam: Nijhoff/Junk Publishers) Vol. 2, pp. 57-60.

Kozelka P. B. & Bruland K. W. (1998). Chemical speciation of dissolved Cu, Zn,

Cd, Pb in Narragansett Bay, Rhode Island. Mar. Chem. 60: 267–282.

Kramer J. G. & Singleton F. L. (1993). Measurement of rRNA variations in

natural communities of microorganisms on the southeastern U.S. continental shelf.

Appl. Environ. Microbiol. 59: 2430–2436.

Krivokapić S., Pestorić B., Drakulović D., Krivokapić M. (2010). Temporal

variavility of phytoplankton biomass last two years (2008-2010) in Kotor Bay,

Natura Montenegrina, 9(3): 275-280.

Kuosa H. (1991). Picoplanktonic algae in the northern Baltic Sea: seasonal

dynamics and flagellate grazing. Mar. Ecol. Prog. Ser., 73: 269-276.

Lavin P., Gómez P., González B., Ulloa O. (2008). Diversity of marine

picocyanobacteria Prochloroccus and Synechococcus assessed by terminal restriction

fragment length polymorphisms of 16-23S rRNA internal transcribed spacer

sequences, Revista Chilena de Historia Natural, 1988, 81: 515-53.

Leblond-Bourget N., Philippe H., Mangin I., Decaris B. (1996). 16S rRNA and

16S to 23S internal transcribed spacer sequence analyses reveal inter- and

intraspecific Bifidobacterium phylogeny. Int. J. Syst. Bacteriol. 46: 102–111.

Li W. K. W. (1994). Primary production of prochlorophytes, cyanobacteria, and

eukaryotic ultraphytoplankton: measurements from flow cytometric sorting. Limnol.

Oceanogr. 39: 169-175.



107

Li W. K. W. (1995). Composition of ultraphytoplankton in the central North

Atlantic, Mar Ecol Prog Ser., 122: 1–8.

Li W. K. W. (1998). Annual average abundance of heterotrophic bacteria and

Synechococcus in surface ocean waters. Limnology & Oceanography, 43: 1746-1753.

Li W. K. W., Jellett J. F., Dickie P. M. (1995). DNA distribution in planktonic

bacteria stained with TOTO or TO-PRO.Limnol Oceanogr. 40: 1485–1495.

Li W. K. W., Subba Rao D. V., Harrison W. G., Smith J. C., Cullen J. J., Irwin B.,

Platt T. (1983). Autotrophic picoplankton in the tropical ocean. Science 219: 292–

295.

Lindell D., Sullivan M. B., Johnson Z. I., Tolonen A.C., Rohwer F., Chisholm

S.W. (2004). Transfer of photosynthesis genes to and from Prochlorococcus viruses.

Proc Natl Acad Sci USA 101: 11013–11018.

Livingston R. J. (2001). Eutrophication Processes in Coastal Systems. CRC Press,

Boca Raton.

Mackey D. J., Blanchot J., Higgins H. W., Neveux J. (2002). Phytoplankton

abundances and community structure in the equatorial Pacific, Deep-Sea Research

Part II, 49: 2561–2582.

Manca B., Burca M., Giorgetti A., Coatanoan C., Garcia M. J., Iona A. (2004).

Physical and biochemical averaged vertical profiles in the Mediterranean regions: an

important tool to trace the climatology of water masses and to validate incoming data

from operational oceanography. Journal of Marine Systems, 48: 83–116.

Mangoni O., Margiotta F., Saggiomo M., Santarpia I.,Bullidon G., Saggiomo V.

(2011). Tropic Characterization of the pelagic Ecosystem in Vlora Bay (Albania),

Journal of Coastal Research, 58: 67-79.

Mann E. L., Ahlgren N., Moffett J. W, Chisholm S. W. (2002). Copper toxicity and

cyanobacteria ecology in the Sargasso Sea; Limnol. Oceanogr., 47(4): 976–988.

Mann N. & Carr N. G. (1974). Control of macromolecular composition and cell

division in the blue-green alga Anacystis nidulans. J. Gen. Microbiol. 83: 399–405.

Marie D., Partensky F., Jacquet S., Vaulot D. (1997). Enumeration and cell cycle

analysis of natural populations of marine picoplankton by flow cytometry using the

nucleic acid stain SYBR Green I. Appl. Environ. Microb. 63: 186-193.

Marie D., Vaulot D., Partensky F. (1996). Application of the novel nucleic acid

dyes YOYO-1, YO-PRO-1, and PicoGreen for flow cytometric analysis of marine

prokaryotes. Appl Environ Microbiol. 62:1649–1655.

Martins R. F., Ramos M. F., Herfindal L., Sous J. A., Skarven K., Vasconcelos

V.M. (2008). Antimicrobial and cytotoxic assessment of marine cyanobacteria -

Synechocystis and Synechococcus. Mar. Drugs, 6: 1-11.

McDermott C. M., Nho C. W., Howard W., Holton B. (1998). The cyanobacterial

toxin, Microcystin-LR, can induce apoptosis in a variety of cell types. Toxicon, 36:

1981-1996.



108

MEGASTAT. XLA for windows 2007. Getting Started with MegaStat ® J. B.

Orris Butler University, 2007.

Microsoft Office Excel 2007, http://office.microsoft.com

Minitab 15, http://minitab.en.softonic.com/

Modigh M., Saggiomo V., d‟ Alcalà M. R. (1996). Conservative features of

picoplankton in a Mediterranean eutrophic area, the Bay of Naples. Journal of

Plankton Research 18: 87-95.

Moffett J. W. (1995). Temporal and spatial variability of copper complexation by

strong chelators in the Sargasso Sea. Deep- Sea Res. 42: 1273–1295.

Moffett J. W., Brand L. E., Croot P. L., Barbeau K. A. (1997). Cu speciation and

cyanobacterial distribution in harbors subject to anthropogenic Cu inputs. Limnol.

Oceanogr. 42: 789–799.

Moffett J. W., Zika R. G., Brand L. E. (1990). Distribution and potential sources

and sinks of copper chelators in the Sargasso Sea. Deep-Sea Res. 37: 27–36.

Mohanty Ν. & Mohanty Ρ. (1988). Cation effects on primary processes of

photosynthesis; in Advances in frontier areas of plant biochemistry (eds) R Singh and

S Κ Sawhney (New Delhi: Printice Hall of India) pp. 1–18.

Monbet Y. (1992). Control of phytoplankton biomass in estuaries: A comparative

analysis of microtidal and macrotidal estuaries. Estuaries 15(4): 563-571.

Monger B.C. & Landry M. R. (1993). Flow cytometric analysis of marine bacteria

with Hoechst 33342. Appl. Environ. Microbiol., 59: 905–911.

Moore L. R., Rocap G., Chisholm S. W. (1998). Physiology and molecular

phylogeny of coexisting Prochlorococcus ecotypes. Nature 393: 464–467.

Moore L.R., Goericke, R., Chisholm, S. (1995). Comparative physiology of

Synechcoccus and Prochlorococcus: influence of lght and temperature on growth,

pigments, fluorescence and absorptive properties. Marine Ecology Progress Series

116: 259-275.

MULTIBASE 2012 for Windows 2007. Multibase includes Principal Component

Analysis (PCA), Partial Least Squares (PLS), Cluster Analysis, Box-WhiskerPlot,

ROC curve, and several data-mining tools, 2012,

http://www.numericaldynamics.com.

Mundt S., Kreitlow S., Nowotny A., Effmert U. (2001). Biochemical and

pharmacological investigations of selected cyanobacteria. Int. J. Hyg. Environ.

Health, 203: 327-334.

Murrell M. C. & Lores E. M. (2004). Phytoplankton and zooplankton seasonal

dynamics in a subtropical estuary: importance of cyanobacteria. Journal of Plankton

Research 26: 371-382.

Murthy S. D. S. & Mohanty Ρ. (1991a). Mercury induces alteration of energy

transfer in phycobilisomes by selectively affecting the pigment protein, phycocyanin

in the cyanobacterium Spirulina platensis; Plant Cell Physiol. 32: 231-237.

https://www.google.al/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=3&ved=0CEcQFjAC&url=http%3A%2F%2Fen.softonic.com%2Fs%2Fmicrosoft-office-excel-2007&ei=WcnJUszxJMuFyQOF54CQCQ&usg=AFQjCNEeQ8hOsXRBtItd4vd7b8h5ZQwDgA

http://office.microsoft.com/

http://minitab.en.softonic.com/



109

Murthy S. D. S. & Mohanty Ρ. (1991b). Inhibitory effects of heavy metal ions on

bioenergetic processes of photosynthesis; in Trends in bioenergetics and

biotechnological processes (eds) G S Singhal and Τ Rama Sarma (New Delhi: Today

and Tomorrow Publishers) pp. 185-196.

Murthy S. D. S. & Mohanty Ρ. (1993). Mercury ions inhibit photosynthetic

electron transport at multiple sites in the cyanobacterium Synechococcus 6301, J.

Biosci., 18 (3): 355-360.

Murthy S. D. S., Sabat S. C., Mohanty Ρ. (1989). Mercury induced inhibition of

photosystem II activity and changes in the emission of fluorescence from

phycobilisome in intact cells of the cyanobacterium Spirulina platensis; Plant Cell

Physiol., 30: 1153–1157.

Myers V. B. & Iverson R.L. (1981). Phosphorus and nitrogen limited

phytoplankton productivity in northeastern Gulf of Mexico coastal waters. In:

Neilson, B.J. and L.E. Cronin, eds. Estuaries and Nutrients. Humana Press, Clifton,

New Jersey, pp. 569-582.

Ning X., Cloern J. E., Cole, B. E. (2000). Spatial and temporal variability of

picocyanobacteria Synechococcus sp. in San Francisco Bay, Limnology and

Oceanography 45: 695-702.

Noh J. H., Yoo S. J., Lee J.A., Kim H. C., Lee J. H. (2005). Phytoplankton in the

waters of the Ieodo Ocean Research Station determined by microscopy, flow

cytometry, HPLC pigment data and remote sensing. Ocean & Polar Res., 27: 397-

417.

Odate T. (1996). Abundance and size composition of the summer phytoplankton

communities in the western North Pacific Ocean, the Bering Sea, and the Gulf of

Alaska. J. Oceanogr., 52: 335–351.

OECD. (1982). Eutrophication of waters. Monitoring, assessment and control.

OECD, Paris, 154 p.

Olson R. J , Chisholm S. W., Zettler E. R., Altabet M. A., Dusenberry J. A.

(1990a). Spatial and temporal distributions of Prochlorophytes in the North Atlantic

Ocean. Deep Sea Research I., 37: 1033-1051.

Olson R. J., Chisholm S. W., Zettler E. R., Armbrust E. V. (1990b). Pigments,

size, and distribution of Synechococcus in the North Atlantic and Pacific Oceans.

Limnol Oceanogr., 35: 45–58.

OSI (2002). Marine Survey Report, Ocean Surveys, Inc. May, 2002.

Oviatt C., Doering P., Nowiclu B., Reed L., Cole J., Frithsen J. (1995). An

ecosystem level experiment on nutrient limitation in temperate coastal marine

environments. Mar. Ecol. Prog. Ser., 116: 171-179.

Palenik B. & Haselkorn R. (1992). Multiple evolutionary origins of

prochlorophytes, the chlorophyll b-containing prokaryotes. Nature. 355: 265–267.

Pano N., Selenica A., Puka V., Hysi B. (1984). Hidrologjia e Shqipërisë. Ist.

Hidromet., Ak. Shk. Tiranë: pp. 360-386.



110

Parrott L. M., & Slater J. H. (1980). The DNA, RNA and protein composition of

the cyanobacterium Anacystis nidulans grown in light- and carbon dioxide-limited

chemostats. Arch. Microbiol., 127: 53–58.

Partensky F., Blanchot J., Lantoine F., Neveux J., Marie D. (1996). Vertical

structure of picophytoplankton at different trophic sites of the tropical northeastern

Atlantic Ocean, Deep-Sea Research Part I, 43 (8): 1191–1213.

Partensky F., Blanchot J., Vaulot D. (1999a). Differential distribution and ecology

of Prochlorococcus and Synechococcus in oceanic waters: a review. In: Charpy L,

Larkum AWD (eds) Marine cyanobacteria. no. NS 19. Bulletin de l'Institut

Oceanographique Monaco, 19. Musee oceanographique, Monaco, p 457-475.

Partensky F., Hess W. R., Vaulot D. (1999b). Prochlorococcus, a Marine

Photosynthetic Prokaryote of Global Significance. Microbiology and Molecular

Biology Reviews Mar., (1): 106–127.

Paul J. (2008). Phytoplankton DNA extraction. Text Book, 2008.

Penno S., Lindell D., Post A. F. (2006). Diversity of Synechococcus and

Prochlorococcus populations determined from DNA sequences of the N-regulatory

gene ntcA. Environ Microbiol., 8:1200–1211.

Perez M. C. & Carrillo A. (2005). Picocyanobacteria distribution in the Ebro

Estuary (Spain) Acta Bot. Croat., 64: 237–246.

Perkins F. O., Haas L. W., Phillips D. E., Webb K. L. (1981). "Ultrastructure of a

marine Synechococcus possessing spinae". Canadian Journal of Microbiology 27 (3):

318–329.

Phlips E. J., Badylak S., Lynch T. C. (1999). Blooms of the picoplanktonic

cyanobacterium Synechococcus in Florida Bay, a subtropical inner-shelf lagoon.

Limnol. Oceanogr., 14: 1166-1 175.

Pichard S. L., Fricher M. E., Paul J. H. (1993). Ribulose bisphosphate carboxylase

gene expression in subtropical marine phytoplankton populations, Mar. Ecol. Prog.

Ser., 1993, 101: 55-65.

Partensky F., Blanchot J., Lantoine F., Neveux J., Marie D. (1996). Vertical

Structure of Picophytoplankton at Different Trophic Sites of the Tropical

Northeastern Atlantic Ocean. Deep Sea Research I., 43 (8): 1191–1213.

Pitta T. P. & Berg, H.C. (1995). Self-electrophoresis is not the mechanism for

motility in swimming cyanobacteria. J. Bacteriol. 177: 5701-5703.

Pitta, T. P., Sherwood, E. E., Kobel, A. M., and Berg, H. C. (1997). Calcium is

required for swimming by the nonflagellated cyanobacterium Synechococcus strain

WH 8113. J. Bacteriol. 179: 2524-2528.

Porter J., Deere D., Hardman M., Edwards C., Pickup R. (1997). Go with the

flow: use of flow cytometry in environmental microbiology. FEMS Microbiol. Ecol.

24: 93–101.

http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC98958

http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC98958

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

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

http://en.wikipedia.org/w/index.php?title=Canadian_Journal_of_Microbiology&action=edit&redlink=1

http://en.wikipedia.org/w/index.php?title=Deep_Sea_Research_I&action=edit&redlink=1



111

Porter K. G. & Feig Y. S. (1980). The use of DAPI for identifying and counting

aquatic microflora. Limnol. Oceanogr., 25: 943-948.

Pushparaj B., Pelosi E., Juttner F. (1999). Toxicological analysis of the marine

cyanobacterium Nodularia harveyana. J. Appl. Phycol., 10: 527-530.

Radić T., Šilović T., Šantić D., Fuks D., Mičić M. (2009). Preliminary flow

cytometric analyses of phototrophic pico-and nanoplankton communities in the

Northern Adriatic. Fresen. Environ. Bull. 18: 715-724.

Rao C. S. V. R. (1994). Antimicrobial activity of cyanobacteria. I. J. Mar. Scien.,

23, 55-56.

Raport për Gjendjen e Mjedisit (2011). Botim i Ministrisë së Mjedisit, Pyjeve dhe

Administrimit të Ujërave. Tiranë, 2012. “Monitorimi i rezervës së peshqve fundorë në

ujërat detare” pp. 209-217; 115-144.

Redfield A. C., Ketchum B. H., Richards F. A., (1963). The Influence of

Organisms on the Composition of Seawater. In: Hill, M.N. (Ed.), The Sea. Volume 2.

Wiley-Interscience, New York, p. 26-77.

Rippka R. & Cohen-Bazire G. (1983). The Cyanobacteriales: a legitimate order

based on type strains Cyanobacterium stanieri?. Annals of Microbiology 134B: 21–

36.

Rippka R., Deruelles J., Waterbury J. B., Herdman M., Stanier R. Y. (1979).

Generic assignments, strains histories and properties of pure cultures of

cyanobacteria. Society for General Microbiology 111: 1–61.

Rocap G., Distel D. L., Waterbury J. B., Chisholm S. J. (2002). Resolution of

Prochlorococcus and Synechococcus ecotypes by using 16S-23S Ribosomal DNA

Internal Transcribed Spacer Sequences, Applied and Environmental Microbiology,

2002, 68: 1180-1191.

Rocap G., Larimer F. W., Lamerdin J., Malfatti S., Chain P., Ahlgren N. A.,

Arellano A., Coleman M., Hauser L., Hess W. R., et al. (2003). Genome divergence

in two Prochlorococcus ecotypes reflects oceanic niche differentiation. Nature 424:

1042–1047.

Rocap G., Moore L. R., Chishom S. W. (1999). Molecular phylogeny of

Prochlorococcus ecotypes, p. 107–116. In L. Charpy and A. W. D. Larkum (ed.),

Marine cyanobacteria. Bulletin de l’Institut Océanographique, Monaco, Special Issue

19.

Ryther J. H. & Dunstan W. M. (1971) Nitrogen, phosphorus and eutrophication in

the coastal marine environment. Science 171:1008-1013.

Sambrook J., Fritsch F. F., Maniatis T. (1989). Molecular Cloning. A Laboratory

Manual, Cold Spring Harbor Laboratory Press. New York, 2nd. edn, 1989, ISBN-10:

0879693096; ISBN-13: 978-0879693091.

Samson G. & Popovic R. (1990). Inhibitory effects of mercury on photosystem II

photochemistry in Dunaliella tertiolecta under in vivo conditions; J. Photochem.

Photobiol., B5: 303-310.

http://en.wikipedia.org/w/index.php?title=Annals_of_Microbiology&action=edit&redlink=1

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



112

Sandaa R. A., Clokie M., Mann N. H. (2008). Photosynthetic genes in viral

populations with a large genomic size range from Norwegian coastal waters. FEMS

Microbiol Ecol. 63: 2–11.

Sandifer P. A., Miglarese J. V., Calder D. R., Manzi J. J., Barclay L. A. (1980).

Ecological characterization of the sea island coastal region of South Carolina and

Georgia. Vol. III: Biological features of the characterization area. U.S. Fish and

Wildlife Service, Office of Biological Services, Washington, DC. FWS/OBS-79/42.

Šantić D. & Krstulović N. (2012). Identification and Characterisation of

Microbial Populations Using Flow Cytometry in the Adriatic Sea, Flow Cytometry -

Recent Perspectives, M.Sc. Ingrid Schmid (Ed.), ISBN: 978-953-51-0626-5, InTech,

Available. http://www.intechopen.com/books/flow-cytometry-recentperspectives/

identification-and-characterisation-of-microbial-populations-using-flow-cytometry-

in-the-adriati

Šantić D., Krstulović N., Šolić M. (2007). Comparison of flow cytometric and

epifluorescent counting methods for marine heterotrophic bacteria. Acta Adriatic. 48:

107-114.

Šantić D., Krstulović N., Šolić M., Mladen, Kušpilić G. (2011). Distribution of

Synechococcus and Prochlorococcus in the central Adriatic Sea. Acta Adriatic. 52:

101-113.

Scanlan D. J. (2003). Physiological diversity and niche adaptation in marine

Synechococcus. Department of Biological Sciences, University of Warwick, Gibbet

Hill Road, Coventry, CV4 7AL. Advances in Microbial Physiology 47: 1-64.

Schaeffer D. J. & Krylov V.S. (2000). Anti-HIV activity of extracts and

compounds from algae and cyanobacteria. Ecotoxicol. Environ. Saf., 45: 208-227.

Schindler D. W. (1974). Eutrophication and recovery in expenmental lakes.

Science 184: 897-899.

Schlegel I., Doan N. T., Chazal N., Smith G. D. (1999). Antibiotic activity of new

cyanobacterial isolates from Australia and Asia against green algae and

cyanobacteria. J. Appl. Phycol., 10: 471- 479.

Sharon I., Tzahor S., Williamson S., Shmoish M., Man-Aharonovich D., Rusch D.

B., et al. (2007). Viral photosynthetic reaction center genes and transcripts in the

marine environment. ISME J. 1: 492–501.

Sharpley A. N., Hedley M. J., Sibbesen E., Hillbricht-Ilkowska A., House W.A.,

Ryszkowski L. (1995). Phosphorus transfers from terrestrial to aquatic ecosystems;

Chapter 11, In Phosphorus in the Global Environment: transfers, cycles and

management; Tiessen, H.(ed.); John Wiley and Sons, Chichester.

Sharpley A. N., Jones C. A., Grey C., Cole C. V. (1984). A simplified soil and

plant phosphorus model II: Prediction of labile, organic and sorbed phosphorus. Soil

Science Society of America Journal 48: 805–809.

Shumka S. (2005). Hidrobiologjia, (University text in Albanian with 324 pages,

Publishing House “Erik”, Tiranë, 2005.

http://www.intechopen.com/books/flow-cytometry-recentperspectives/



113

Silver S. & Wauderhaug M. (1992). Gene regulation of plasmid- and

chromosome- determined inorganic ion transport in bacteria. Microbiological

Reviews. 56: 195-264.

Siokou-Frangou I., Christaki U., Mazzocchi M. G., Montresor M., Ribera

d‟Alcal´a M., Vaqu´e D., Zingone A. (2010). Plankton in the open Mediterranean

Sea: a review, Biogeosciences, 7: 1543–1586.

Skulberg O. M. (2000). Microalgae as a source of bioactive molecules –

experience from cyanophyte research. J. Appl. Phycol., 12: 341-348.

Slotton D. G., Goldman C. R., Frank A. (1989). Commercially Grown Spirulina

Found to Contain Low Levels of Mercury and Lead, Nutrition Reports International,

40 (2): 1165-1172.

Smetacek V.S. (1985). Role of sinking in diatoms life-history cycles: ecological,

evolutionary and geological significance. Mar. Biol., 84: 239-251.

Smetacek V.S. (2002). Microbial food webs. The ocean's veil. Nature 419 (6907):

565.

Šolić M., Krstulović N., Kušpilić G., Ninčević Gladan Ţ., Bojanić N., Šestanović

S., Šantić D., Ordulj M. (2010). Changes in microbial food web structure in response

to changed environmental trophic status: A case study of the Vranjic Basin (Adriatic

Sea). Mar. Environ. Res.70: 239-249.

Šolić M., Krstulović N., Vilibić I., Bojanić N., Kušpilić G., Šestanović S., Šantić

D., Ordulj M. (2009). Variability in the bottom-up and top-down control of bacteria

on trophic and temporal scale in the middle Adriatic Sea. Aquat. Microb. Ecol. 58:

15–29.

Šolić M., Krstulović N., Vilibić I., Kušpilić G., Šestanović S., Šantić D., Ordulj

M. (2008). The role of water mass dynamics in controlling bacterial abundance and

production in the middle Adriatic Sea. Mar. Environ. Res. 65: 388-404.

Sponga F., Cavaletti L., Lazzarini A., Borghi A., Ciciliato I., Losi D., Marinelli F.

(1999). Biodiversity of potentials of marine-derived microorganisms. J. Biotechnol.,

70: 65-69.

Stanier R. Y. & Cohen-Bazire G. (1977). Phototrophic prokaryotes: the

cyanobacteria. Annual Review of Microbiology 31: 255–274.

STATISTICA, http://www.statsoft.com/

Stockner J. G. & Antia N. J. (1986). Algal picoplankton from marine and

freshwater ecoysystems: a multidisciplinary perspective. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 43:

2472-2503.

Suikkanen S., Fistarol G. O., Graneli E. (2004). Allelopathic effects of the Baltic

Cyanobacteria Nodularia spumigena, Aphanizomenon flos-aquae and Anabaena

lemmermannii on algal monocultures. J. Exp. Mar. Biol. Ecol., 308: 85-101.

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

http://www.statsoft.com/



114

Sullivan M. B., Coleman M.L., Weigele P., Rohwer F., Chisholm S. W. (2005).

Three Prochlorococcus cyanophage genomes: signature features and ecological

interpretations. PLoS Biol. 3: e144.

Sullivan M. B., Lindell D., Lee J. A., Thompson L. R., Bielaski. J. (2006).

Prevalence and evolution of core photosystem II genes in marine cyanobacterial

viruses and their hosts. PLoS Biol. 4: e234.

Sullivan M. B., Waterbury J. B., Chisholm S. W. (2003). Cyanophages infecting

the oceanic cyanobacterium Prochlorococcus. Nature. 424: 1047–1051.

Summary of Literature Comparing Methods for the Analysis of Chlorophyll in

Water Samples (2006). Submitted 12/13/06 for EPA Contract# 68-C-04-006,

prepared for USEPA, Office of Science and Technology, Health and Ecological

Criteria Division.

Sunda W. G. & Guillard R. R. L. (1976). The relationships between cupric ion

activity and the toxicity of copper to phytoplankton. J. Mar. Res. 34: 511–529.

Suttle C. A. (2000). Cyanophages and their role in the ecology of cyanobacteria.

In: Whitton PM (ed) The ecology of cyanobacteria: their diversity in time and space.

Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, pp. 563–589.

Tang D., Warnken K. W., Santschi P. H. (2001). Organic complexation of copper

in surface waters of Galveston Bay. Limnol. Oceanogr. 46: 321–330.

Tiessen H. (ed.). (1995). Phosphorus in the Global Environment: Transfers,

Cycles and Management; Scientific Committee on Problems of the Environment

(SCOPE) 54; John Wiley and Sons, Chichester.

Toledo G. & Palenik B. (1997). Synechococcus diversity in the California Current

as seen by RNA polymerase (rpoC1) gene sequences of isolated strains. Appl.

Environ. Microbiol. 63: 4298–4303.

Toledo G., Palenik B., Brahamsha B. (1999). Swimming marine Synechococcus

strains with widely different photosynthetic pigment ratios form a monophyletic

group. Appl. Environ. Microbiol. 65: 5247-5251.

Troussellier M., Courties C. Vaquer A. (1993). Recent applications of flow

cytometry in aquatic microbial ecology. Biol. Cell. 78: 111–121.

Tsai A. Y., Chin W. M., Chiang K. P. (2009). Diel patterns of grazing by

pigmented nanoflagellates on Synechococcus spp. in the coastal ecosystem of

subtropical western Pacific. Hydrobiologia 636: 249−256.

Tsai A-Y, Gong G-C, Sanders R.W. Chiang K-C., Huang J-K., Chan Y-F. (2012).

Viral lysis and nanoflagellate grazing as factors controlling diel variations of

Synechococcus spp. summer abundance in coastal waters of Taiwan. Aquatic

Microbial Ecology 66: 159-167.

UNEP. Programi i Kombeve të Bashkuara (UNEP). Seria e raporteve finale Nr.

18, 132.



115

UNEP/MAP. (2012). State of the Mediterranean Marine and Coastal

Environment, UNEP/MAP – Barcelona Convention, Athens.

Urbach E., Distel D., Scanlan D. J., Waterbury J. B, Chisholm S. W. (1998).

Rapid diversification of marine picophytoplankton with dissimilar light harvesting

structures inferred from sequences of Prochlorococcus and Synechococcus

(Cyanobacteria). J. Mol. Evol. 46: 188–201.

Urbach E., Robertson D., Chisholm S. W. (1992). Multiple evolutionary origins

of prochlorophytes within the cyanobacterial radiation. Nature 355: 267–270.

Utkilen H. C. (1982). Magnesium-limited growth of the cyanobacterium

Anacystis nidulans. J. Gen. Microbiol. 128: 1849–1862.

Uysal Z. (2000). Pigments, size and distribution of Synechococcus spp. in the

Black Sea. Journal of Marine Systems 24: 313–326. ).

van den Berg M. G., Merks G. A., Duursma E. K. (1987). Organic complexation

and its control of the dissolved concentrations of copper and zinc in the Scheldt

Estuary. Estuar.

Vasiliu D., Gomoiu M. T., Boicenco L., Lazar L., Timofte F. (2010). Chlorophyll

a distribution in the Romanian Black Sea inner shelf waters in 2009; Geo-Eco-Marina

16: 19-28.

Vaulot D. & Marie D. (1999). Diel variability of photosynthetic picoplankton in

the equatorial Pacific. J Geophys Res., 104: 3297−3310.

Veldhuis M. J. W., Timmermans K. R., Croot P., Van Der Wagt B. (2005).

Picophytoplankton; a comparative study of their biochemical composition and

photosynthetic properties. J Sea Res., 53: 7–24.

Vilibić I. & Šantić D. (2008). Deep water ventilation traced by Synechococcus

cyanobacteria. Ocean Dyn., 58: 119-125.

WAC 173-201A. (1997). Water Quality Standards for Surface Waters of the State

of Washington, Washington State Code Chapter 173-201A WAC, Washington State

Department of Ecology, 1997.

WAC 173-201A. (2011). Water Quality Standards for Surface Waters of the State

of Washington, Washington State Code Chapter 173-201A WAC, Washington State

Department of Ecology 2011.

Wallin M., Håkanson L., Persson J. (1992). Load models for nutrients in coastal

areas, especially from fish farms (in Swedish with English summary). Nordiska

ministerrådet., 502: 207 p.

Wang K. & Chen F. (2004). Genetic diversity and population dynamics of

cyanophage communities in the Chesapeake Bay. Aquat. Microb. Ecol. 34: 105−116.

Wassmann P. (1993). Regulation of vertical export of particulate organic matter

from the euphotic zone by planktonic heterotrophs in eutrophicated aquatic

environments. Mar. Pollut. Bull. 26: 636-643.



116

Waterbury J. B. & Rippka R. (1989). Subsection I. Order Chroococcales

Wettstein 1924, Emend. Rippka et al., 1979, p. 1728–1745. In J. T. Staley, M. P.

Bryant, N. Pfennig, and J. G. Holt (ed.), Bergey‟s manual of systematic bacteriology,

vol. 3. Williams and Wilkins, Baltimore, Md.

Waterbury J. B. & Stanier R. Y. (1981). Isolation and growth of cyanobacteria

from marine and hypersaline environments. in Starr, Stulp, Truper, Balows,

Schleeper. The prokaryotes: a handbook on habitats, isolation, and identification of

bacteria, Vol 1. Springer-Verlag, Berlin. pp. 221–223. ISBN 0-38-708871-

7.Waterbury J. B. (1985). Discrimination between types of pigments in marine

Synechococcus spp. by scanning spectroscopy, epifluorescence microscopy, and flow

cytometry. Limnol. Oceanogr. 30: 1303-1315.

Waterbury J. B. & Rippka R. (1989). Subsection I. Order Chroococcales

Wettstein 1924, emend. Rippka et al. 1979. p. 1728-1746. In Bergey‟s Manual of

Systematic Bacteriology, ed by J.T. Staley, M.P. Bryant, N. Pfennig, and J.G. Holt.

Lippincott Williams & Wilkins, Baltimore, MD.

Waterbury J. B., Watson S. W., Guillard R. R. L., Bland L. E. (1979). Widespread

occurrence of a unicellular, marine, planktonic, cyanobacterium. Nature, 277: 293-

294.

Waterbury J. B., Watson S. W., Valois F. W., Franks D. G. (1986). Biological and

ecological characterization of the marine unicellular cyanobacteria Synechococcus.

Can. Bull. Fish. Aquat. Sci. 214: 71–120.

Waterbury J. B., Willey J. M., Franks D. G., Valois F. W., Watson, S. W. (1985).

A cyanobacterium capable of swimming motility. Science 230: 74-76.

Wawrik B. & Paul J. H. (2004). Phytoplankton community structure and

productivity along the axis of the Mississippi River plume in oligotrophic Gulf of

Mexico waters. Aquatic Microbial Ecology 35: 185-196.

Wawrik B., Paul J. H., Bronk D. A., John, D., Gray M. (2004). High rates of

ammonium recycling drive phytoplankton productivity in the offshore Mississippi

River plume. Aquatic Microbial Ecoloy 35: 175-184.

Webb R. & Sherman L. A. (1994). The cyanobacterial heat-shock response and

the molecular chaperones. 751-767 in D. Bryant (ed.) The Molecular Biology of

Cyanobacteria.

Webster I. T., Parslow J. S., Grayson R. B., Molloy R. P., Andrewartha J., Sakov

P., Tan K. S., Walker S. J., Wallace, B. B. (2001). Gippsland Lakes Environmental

Study: Assessing Options for Improving Water Quality and Ecological Function.

CSIRO, Glen Osmond.

Weigele P. R., Pope W. H., Pedulla M. L., Houtz J. M., Smith A. L., Conway J.

F., King J., Hatfull G.F., Lawrence J. G., Hendrix R.W. (2007). Genomic and

structural analysis of Syn9, a cyanophage infecting marine Prochlorococcus and

Synechococcus. Environ. Microbiol. 9: 1675-1695.

Weisse T. (1993). Dynamics of autotrophic picoplankton in marine and

freshwater ecosystems. Adv. Microb. Ecol. 13: 327–370.

http://en.wikipedia.org/wiki/Springer-Verlag

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

http://en.wikipedia.org/wiki/Special:BookSources/0-38-708871-7

http://en.wikipedia.org/wiki/Special:BookSources/0-38-708871-7



117

Wilbur Smith Associates. (2003). Vlerësimi i ndikimit në mjedis i gërmimit

emergjent të Portit të Durrësit, (shqip dhe anglisht), TEC Infrastructure Consulants,

pp: 94-99; 108-119; 120-121, shtojca 3.

Willey J. M. & Waterbury J. B. (1989). Chemotaxis toward nitrogenous

compounds by swimming strains of marine Synechococcus spp. Appl. Environ.

Microbiol. 55: 1888-1894.

www.ozcoasts.gov.au/indicators/chlorophyll_a.jsp

Ybarra G. R. & Webb R. (1998). Differential responses of GroEL and

metallothionein genes to divalent cations and the oxyanions of arsenic in the

cyanobacterium Synechococcus sp. Strain PCC7942. Proceedings of the 1998

Conference on Hazardous Waste Research held in Snow Bird Ski & Resort, Snow

Bird Utah, May 19-21, 1998.

Ybarra G. R. & Webb R. (1999). Effects of divalent metal cations and resistance

mechanisms of the cyanobacterium Synechococcus sp. strain PCC 7942. J Hazard

Substance Res., 2: 1–8.

Zeidner G., Bielawski J. P., Shmoish M., Scanlan D.J., Sabehi G., Beja, O.

(2005). Potential photosynthesis gene recombination between Prochlorococcus and

Synechococcus via viral intermediates. Environ Microbiol. 7: 1505–1513.

Zhang J., Huang W. W., Liu M. G. (1994). Geochemistry of major Chinese river–

estuary systems. p. 179-188. In: Oceanology of China Seas, ed by D. Zhou, Y.B.

Liang, and C.K. Zeng. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands.

Zhaxybayeva O., Doolittle W.F., Papke R.T., Gogarten J. P. (2009). Intertwined

evolutionary histories of marine Synechococcus and Prochlorococcus marinus.

Genome Biol. Evol. 1: 325–339.

Zhaxybayeva O., Gogarten J. P. (2004). Cladogenesis, coalescence and the

evolution of the three domains of life. Trends Genet. 20: 182–187.

Zhaxybayeva O., Gogarten J. P., Doolittle W. F. (2007). A hyper-conserved

protein in Prochlorococcus and marine Synechococcus. FEMS Microbiol Lett. 274:

30–34.

Zhaxybayeva O., Gogarten J.P., Charlebois R.L., Doolittle W.F., Papke R.T.

(2006). Phylogenetic analyses of cyanobacterial genomes: quantification of horizontal

gene transfer events. Genome Res. 16: 1099–1108.

http://www.ozcoasts.gov.au/indicators/chlorophyll_a.jsp



118

PËRMBLEDHJE

Gjinia Synechococcus përfshin organizma me diversitet gjenetik të konsiderueshëm, që klasifikohen në grupe bazuar në diversitetin filogjenetik, në praninë e pigmentit ndihmës fikoeritrinë, dhe më vonë bazuar në diversitetin përmasor të hapësirave

të brendshme të transkriptuara (ITS).

Pas raportimit të pranisë së specieve cianobakteriale në ujërat e disa lagunave të Shqipërise, bazuar në amplifikimin me anë të PCR-së të sekuencave të ADN-së ribozomale specifike, synimi i parë i këtij studimi ishte evidentimi i pranisë së species

Synechococcus në ujërat bregdetare të Gjirit të Durrësit në gjashtë stacione, që paraqiten si hot-spot-e lidhur me kategoritë e

ndotjeve të pranishme, bazuar në shumëfishimin e ADN-së ribozomale 16-23S. Edhe operoni ribozomal, i cili tek prokariotët përbëhet përgjithësisht nga gjenet ribozomale 16 dhe 23SrARN të veçuara nga sekuencat ITS (internal transcripted spacer), merr

pjesë në evoluimin e ngadaltë të gjeneve bakteriale. Meqenëse, zona ITS shfaq variacion përmasor të sekuencës, ky fakt është

përdorur për të përcaktuar lidhjet filogjenetike ndërmjet shtameve të afërta.

Së dyti, në këtë studim u punua për të vlerësuar diversitetin gjenetik të popullatave të pikocianobaktereve të gjinisë

Synechococcus në gjashtë stacionet e Gjirit të Durrësit, nëpërmjet analizës së gjatësisë të sekuencave 16-23S ITS.

Pas hulumtimit për praninë e specieve pikofitoplanktonike, u punua për ndërtimin e korrelacioneve të mundshme midis

cilësisë së ujërave dhe diversitetit në nivel gjenetik ndërmjet popullatave të Synechococcus.

Me qëllim vlerësimin e cilësisë se ujërave, klorofila a (Chl a), azoti (si NO3-) dhe fosfori (si PO4

3-) u matën nga Prilli – Tetor

2011, dhe nga Qershori në Tetor 2012, dhe u ndërtuan korrelacionet midis faktorëve fiziko-kimikë dhe biologjikë, në ndihmë të interpretimit të rezultateve.

Rezultatet provuan që specia pikofitoplanktonike në studim është e pranishme në zonën e marrjes së mostrave. Nga

shumëfishimi i ADN-së ribozomale 16-13S specifike për Synechococcus dhe Prochloroccocus, të cilët ndajnë ngjashmëri gjenetike të lartë, dhe nga rezultatet mbi praninë e Chl a dhe ADN-së fitoplanktonike, u arrit në përfundimin se cilësia aktuale

jo e kënaqshme e ujërave, nuk ka çuar në zhdukjen e tyre. Prania e popullatave të ndryshme të pikocianobaktereve të gjinisë

Synechococcus u zbulua bazuar në dimensionet e sekuencave 16-23S ITS. Katër fragmente të ITS-a dhe tre të ITS-b u shumëfishuan. Fragmentet ITS-a ishin të pranishme në të gjithë stacionet e

marrjes së mostrave ndaj nuk mund të përdoreshin për të dalluar ndërmjet popullatave në stacione të ndryshme. Fragmentet ITS-

b përkatësisht dy fragmente, u izoluan në gjithë stacionet, dhe i treti vetëm në stacionin KP. Faktorët që mund të kenë ndikuar në këtë shumëllojshmëri, mund të jenë përqëndrimi më i lartë i fosfateve, nitrateve dhe zbatica, e cila sjell më tepër ujë të ëmbël

sesa ujë deti në KP, duke krijuar një situatë të ndryshme krahasuar me stacionet e tjera. Rezultatet si më lart mbështesin konkluzionin që këta organizma mund të rriten në përqëndrime të ulëta azoti, edhe nëse është faktor kufizues, dhe se

përqëndrimet e larta të fosforit, mund të rritin dendësinë dhe diversitetin e popullatave cianobakteriale. Prania e metaleve të

rënda dhe burimeve të tjera të ndotjes të identifikuara në këtë studim, janë përdorur për të plotësuar më mirë kuadrin e nivelit të cilësisë së ujërave në Gjirin e Durrësit dhe për të interpretuar të dhënat molekulare të marra deri më tani.

Fjalë kyçe: Gjiri i Durrësit, pikofitoplankton, 16-23SrARN ITS, faktorë biotikë dhe abiotikë, gjendja trofike.

ABSTRACT

Genus Synechococcus gathers organisms of considerable genetic diversity, which are classified into groups based on their

physiological diversity, on the presence of the accessory pigment phycoerythrine, and lately, on the diversity of the 16S-23SrDNA internal transcribed spacer (ITS) regions.

After the report on the presence of cyanobacterial species at the lagoonary waters of Albania, based on PCR amplification

of species-specific ribosomal DNA regions, the first aim of this study was to detect the presence of Synechococcus spp. in

coastal waters of Bay of Durres at six stations, which represent hot-spots regarding the categories of pollutions present, based

on the amplification of their 16S-23S ribosomal DNA.

The ribosomal operon, which in prokaryotes is generally composed of 16S and 23S ribosomal RNA (rRNA) genes, separated by an internal transcribed spacer (ITS) regions, is part of the slowly evolving bacterial set of genes. Because the ITS exhibits a great

deal of length and sequence variation, it has been used in many bacterial groups to delineate closely related strains.

Second, we worked on the evaluation of the genetic divergence of populations of picocyanobacteria of genus

Synechococcus at six stations of Durres Bay, through the analysis of the length of the amplified 16-23S ITS regions.

After having investigated the presence of picophytoplankton species, we worked on a possible correlation between the

quality of waters, and the genetic level of diversity among populations of Synechococcus. In order to evaluate the quality of waters, chlorophyll a (Chl a), nitrogen (as NO3

-), and phosphorus (as PO43-) were measured monthly from April - October 2011,

and from June - October 2012, and correlations were build among the physico-chemical and biological factors in order to

interpret the results. Results prove that picophytoplanktonic species are present at sampling area. From the amplification of the 16S-23S ribosomal

DNA specific for Synechococcus and Prochloroccocus, which share a high level of genetic similarity, and from the results on the

amount of Chl a and phytoplankton DNA, we conclude that the present quality of waters, which is not satisfying, has not

affected them to extinction. The presence of genetically different populations of picocyanobacteria of genus Synechococcus

was investigated based at the dimensions of 16-23S ITS regions.

Four regions of ITS-a and three of ITS-b were amplified. The ITS-a fragments could not discriminate among the populations, because were present at all stations of sampling. The ITS-b fragments were found respectively, two biggest fragments at all

stations, and the third one only at ChP. Factors which may have influenced these variabilities could be higher phosphate loads,

lower nitrate loads, and low tide of the sea, which brings more fresh water than marine water at ChP creating an different situation compared to other stations. The above results support the conclusion that these organisms can grow in low

concentrations of nitrogen even if it is a limiting growth factor, and that high concentrations of phosphorus can increase density

and diversity of cyanobacterial populations. Meanwhile, the presence of heavy metals and other sources of pollution identified in this study, were used to create a better view on the quality of waters at the Bay of Durres and to interpret the molecular data

achieved so far.

Key words: Durres Bay, picophytoplankton, 16-23SrRNA ITS, abiotic and biotic factors, trophic status.

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

Documents

II - doktoratura.unitir.edu.al · Lidhja ADN-së pikofitoplanktonike me ADN-së fitoplanktonike 90 5.5. Analiza e zonës 16-23S ITS për të vlerësuar diversitetin gjenetik të Synechococcus