doktoratura valon morina, fakulteti i shkencave i natyrore

Morina V. (2014): Studimi ekofiziologjik i efekteve të ndotjes në biotën e lumit Sitnicë -Kosovë

REPUBLIKA E SHQIPËRISË

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE NATYRORE

DEPARTAMENTI I BIOLOGJISË

DIZERTACION PËR MARRJEN E GRADËS SHKENCORE

DOKTOR

Tema “STUDIMI EKOFIZIOLOGJIK I EFEKTEVE TË NDOTJES NË BIOTËN E LUMIT SITNICË -KOSOVË”

Kandidati Udhëheqës Shkencor

MSc. Valon MORINA Prof.As. Dr.Valbona ALIKO

Tiranë, 2014


I

REPUBLIKA E SHQIPËRISË

UNIVERSITETI I TIRANËS

FAKULTETI I SHKENCAVE NATYRORE

DEPARTAMENTI I BIOLOGJISË

Programi i doktoraturës:Biologjia e ruajtjes

DIZERTACION

Paraqitur nga:

Msc.Valon Morina

Për marrjen e gradës shkencore

“DOKTOR I SHKENCAVE”

Specialiteti:Biologjia e ruajtjes

Tema “STUDIMI EKOFIZIOLOGJIK I EFEKTEVE TË NDOTJES NË BIOTËN E LUMIT SITNICË -KOSOVË”

Mbrohet me date - / - / 2014 para Komisionit të përbëre nga:

_____________________________ (Kryetar)

_____________________________ (Anëtar, oponent)

_____________________________ (Anëtar, oponent )

_____________________________ (Anëtar)

_____________________________ (Anëtar)


II

PËRMBAJTJA

PËRMBAJTJA ......................................................................................................................................... II

REGJISTRI I FIGURAVE .................................................................................................................... IV

REGJISTRI I FOTOGRAFIVE ............................................................................................................ V

REGJISTRI I TABELAVE .................................................................................................................... V

1. HYRJE ............................................................................................................................................... VII

QËLLIMI I HULUMTIMIT DHE OBJEKTIVAT......................................................................... VIII

PJESA E PËRGJITHSHME ............................................................................................................... - 1 -

1.0. MONITORIMI MJEDISOR, BIOINDIKATORËT DHE BIOMARKERËT .......................... - 1 -

1.1.0. Peshqit si organizma bioindikatorë .................................................................................... - 2 -

1.2.0. Biomarkerët biologjikë ....................................................................................................... - 3 -

1.2.1.0. Biomarkerët biokimikë ............................................................................................... - 3 -

1.2.2.0. Glukoza ....................................................................................................................... - 4 -

1.2.3.0. Proteina totale ............................................................................................................. - 5 -

1.2.4.0. Enzimat hepatike (ALT, AST) ................................................................................... - 5 -

1.2.5.0. Enzimat e stresit oksidativ .......................................................................................... - 6 -

1.2.5.0. Glutation S- transferaza (GST) ................................................................................... - 7 -

1.2.6.0. Superokside dismutaza (SOD) .................................................................................... - 8 -

1.2.7.0. Katalaza (CAT) ........................................................................................................... - 9 -

1.3.0. Biomarkerët hematologjikë ................................................................................................ - 9 -

1.3.1.0. Eritrocitet ................................................................................................................... - 10 -

1.3.2.0. Profili “Eritron” ......................................................................................................... - 10 -

1.3.3.0. Rruazat e bardha të gjakut (leukocitet) ..................................................................... - 12 -

1.3.4.0. Mikronukleuset si indikatorë të dëmtimit gjenetik .................................................. - 12 -

1.3.5.0. Biomarkerët histopatologjikë .................................................................................... - 14 -

1.3.5.1.0. Mëlçia si organ detoksifikimi ........................................................................... - 14 -

1.3.6.0. Ndotësit e mjedisit ujor ............................................................................................. - 17 -

1.3.6.1.0. Plumbi (Pb) ....................................................................................................... - 17 -

1.3.6.2.0. Kadmiumi (Cd) ................................................................................................. - 17 -

1.3.6.3.0. Bakri (Cu) .......................................................................................................... - 18 -

1.3.6.4.0. Ziku (Zn) ........................................................................................................... - 19 -

1.3.7.0. Mbetjet urbane ......................................................................................................... - 19 -

1.3.7.1.0. Hiri ..................................................................................................................... - 19 -

1.3.7.2.0. Fenoli ................................................................................................................. - 19 -

1.3.7.3.0. Sulfatet (SO42-) ................................................................................................. - 20 -

1.3.7.4.0. Nitratet (NO3) .................................................................................................... - 20 -

1.3.7.5.0. Poliklor bifenilet (PCB) .................................................................................... - 21 -

1.4.0. Bioremedimi i efekteve të ndotjes së ujërave ....................................................................... - 21 -


III

PJESA EKSPERIMENTALE ........................................................................................................... - 23 -

2. 0. MATERIALI DHE METODOLOGJIA E PUNËS ................................................................ - 23 -

2.1.1.0. Zona e studimit .............................................................................................................. - 23 -

2.2.1.0. Problemet e ndotjes së lumit Sitnica në vite ................................................................ - 24 -

2.3.1.0. Vendmostrimet ............................................................................................................... - 24 -

2.4.1.0. Mbledhja e kafshëve ...................................................................................................... - 25 -

2.5.0. Analizat biokimike, hematologjike dhe histopatologjike ................................................ - 27 -

2.5.1.0. Marrja e gjakut .......................................................................................................... - 27 -

2.5.2.0. Analizat biokimike .................................................................................................... - 28 -

2.5.3.0. Përcaktimi i aktivitetit të metabolitëve ..................................................................... - 29 -

a) Glukoza ......................................................................................................................... - 29 -

b) Proteina totale ............................................................................................................... - 29 -

2.5.4.0. Përcaktimi i aktivitetit të enzimave hepatike aspartat-aminotransferazë (AST) dhe alaninë-aminotransferazë (ALT) ............................................................................................ - 29 -

2.5.5.0. Përcaktimi i aktivitetit të enzimave të stresit oksidativ ............................................ - 30 -

a) Glutation S- transferaza (GST) ..................................................................................... - 30 -

b) Superoksid dismutaza (SOD) ....................................................................................... - 30 -

c) Katalaza (CAT) ............................................................................................................. - 30 -

2.6.0. Matja e përqendrimit të metaleve të rënda në indin e mëlçisë ......................................... - 30 -

2.7.0. Përllogaritja dhe vlerësimi i rezultateve ........................................................................... - 31 -

2.7.1.0. Ekzaminimi hematologjik ......................................................................................... - 32 -

2.7.2.0. Treguesit hematologjikë ........................................................................................... - 33 -

2.7.3.0. Vlerësimi histopatologjik .......................................................................................... - 33 -

2.7.4.0. Përpunimi statistikor ................................................................................................. - 33 -

3.0. REZULTATET E STUDIMIT DHE DISKUTIMI I TYRE ................................................... - 34 -

3.1.0. Cilësia e ujërave të lumit Sitnica ...................................................................................... - 34 -

3.2.0. Aktiviteti i metaboliteve ................................................................................................... - 37 -

3.2.1.0. Glukoza ..................................................................................................................... - 37 -

3.2.2.0. Proteinat totale .......................................................................................................... - 39 -

3.3.0. Aktiviteti i enzimave të mëlçisë ....................................................................................... - 41 -

3.3.1.0. Enzimat hepatike (ALT, AST) ................................................................................. - 41 -

3.3.1.1.0. Enzimat e stresit oksidativ ................................................................................ - 43 -

3.3.1.2.0. Biomarkerët hematologjkë ................................................................................ - 47 -

3.3.1.3.0. Profili “Eritron” ................................................................................................. - 50 -

3.4.0. Testi i mikronukleuseve (MN) ......................................................................................... - 59 -

3.5.0. Vlerësimi histopatologjik .................................................................................................. - 62 -

4. PËRFUNDIME ............................................................................................................................... - 68 -

5. REKOMANDIME .......................................................................................................................... - 70 -

5. FALENDERIMET .......................................................................................................................... - 71 -

6. REFERENCAT ............................................................................................................................... - 72 -


IV

Literaturë e shfrytëzuar .................................................................................................................... - 72 -

Literaturë e marrë nga interneti ....................................................................................................... - 88 -

PËRMBLEDHJE ................................................................................................................................ - 90 -

ABSTRACT ......................................................................................................................................... - 91 -

REGJISTRI I FIGURAVE

Figura 1.1. Ndikimi i stresit te peshqit si organizma biondikatorë ............................................................................. - 3 -

Figura 1.2. Mekanizmi i veprimit të antioksidantëve ................................................................................................. - 6 -

Figura 1.3. Aktiviteti i antioksidantëve ....................................................................................................................... - 7 -

Figura 1.4. Qelizat e gjakut tek peshqit ..................................................................................................................... - 11 -

Figura 1.5. Formimi i Mikronukleuseve ................................................................................................................... - 13 -

Figura 1.6. Struktura e mëlçisë ................................................................................................................................. - 15 -

Figura 1.7. Qeliza dhe llojet e tyre ............................................................................................................................ - 15 -

Figura 1.8. Ndërtimi i mëlçisë ................................................................................................................................... - 16 -

Figura 1.9. Struktura kristalore e sulfateve ............................................................................................................... - 20 -

Figura 1.10. Bioshëndetësimi .................................................................................................................................... - 22 -

Figura 2.1. Harta e lumejve të Kosovës .................................................................................................................... - 23 -

Figura 2.2. Harta e vendmostrimeve përgjatë lumit Sitnicë ..................................................................................... - 25 -

Figura 3.1. Niveli i glukozës plazmatike (mg/dl) ..................................................................................................... - 38 -

Figura 3.2. Përqendrimi plazmatik i proteinave totale (g/dl) .................................................................................... - 39 -

Figura 3.3. Përqendrimi plazmatik i enzimës AST (IU/L) ....................................................................................... - 41 -

Figura 3.4. Përqendrimi plazmatik i enzimës ALT (IU/L) ....................................................................................... - 42 -

Figura 3.5. Aktiviteti i enzimës SOD (U/ml) ............................................................................................................ - 45 -

Figura 3.6. Aktiviteti i enzimës CAT (nmol/ml) ...................................................................................................... - 45 -

Figura 3.7. Aktiviteti i enzimës GST ........................................................................................................................ - 46 -

Figura 3.8. Numri i eritrociteve, leukociteve dhe hematokriti i peshqve të lumit Sitnica nga zonat e ndotura dhe normale .................................................................................................................................................. - 47 -

Figura 3.9. Numri i leukociteve dhe numërimi i diferencuar (limfocite dhe neutrofile) në zonat normale dhe të ndotura ............................................................................................................................................................. - 48 -

Figura 3.10. Sipërfaqja dhe faktori “formë” i eritrociteve ........................................................................................ - 49 -

Figura 3.11. Sipërfaqja dhe faktori “formë” i bërthamave të eritrociteve ................................................................ - 50 -

Figura 3.12. Përqindja e anomalive eritrocitare tek peshqit e lumit Sitnica në zonat normale dhe të ndotura........................................................................................................................................................................ - 52 -

Figura 3.13. A-Eritrocite në ndarje, B-Eritrocite të hemolizuar, C-Kromatinë e kondensuar, D-Eritrocite të deformuara ............................................................................................................................................................. - 53 -

Figura 3.14. A.Eritrocit kariorhetik; B. Eritrocit i binukleuar; C. Eritrocit me bërthamë si “kokërr kafeje” ........................................................................................................................................................................ - 53 -

Figura 3.15. Eritrocit i deformuar-ekinocit ............................................................................................................... - 54 -

Figura 3.16. Vakuolizim citoplazmik ........................................................................................................................ - 54 -

Figura 3.17. Deformime bërthamore ......................................................................................................................... - 54 -


V

Figura 3.18. Eritrocit në degjenerim ......................................................................................................................... - 55 -

Figura 3.19. Mbetje eritrociti të shkatërruar ............................................................................................................. - 55 -

Figura 3.20. Eritrocit binuklear ................................................................................................................................. - 55 -

Figura 3.21. Eritrocit binuklear me shformim eritrocitar ......................................................................................... - 56 -

Figura 3.22. Eritrocit në formë “pikë loti” ................................................................................................................ - 56 -

Figura 3.23. Eritrocite me MN dhe binuklear ........................................................................................................... - 56 -

Figura 3.24. Qelizë e ënjtur ....................................................................................................................................... - 57 -

Figura 3.25. Eritrocit binuklear, me urë nukleare ..................................................................................................... - 57 -

Figura 3.26. Eritrocite me bërthamë si “kokërr kafeje” ............................................................................................ - 57 -

Figura 3.27. Eritrocit me mikronukleus .................................................................................................................... - 58 -

Figura 3.28. Eritrocite me mikronukleus .................................................................................................................. - 60 -

Figura 3.29. Eritrocit i binukleuar me urë nukleoplazmike dhe eritrocit “kokërr kafeje” ....................................... - 61 -

Figura 3.30. Bashkëlidhja midis nivelit të glukozës plazmatike dhe frekuencës së mikronukleuseve ................... - 62 -

Figura 3.31. Llojet e dëmtimeve të indit të mëlçisë dhe përqindja e tyre në zonat normale dhe të ndotura........................................................................................................................................................................ - 63 -

Figura 3.32. Pamje indi hepatik me shfaqje të parenkimës homogjene ................................................................... - 63 -

Figura 3.33. Pamje indi hepatik me shfaqje të parenkimës heterogjene .................................................................. - 64 -

Figura 3.34. Kariolizë dhe kariopiknozë ................................................................................................................... - 64 -

Figura 3.35. Vakuolizim hidropik ............................................................................................................................. - 64 -

Figura 3.36. Inflamacione me limfocite në hapësiren portale .................................................................................. - 65 -

Figura 3.37. Zona nekrotike litike dhe nukleus me nukleole.................................................................................... - 65 -

REGJISTRI I FOTOGRAFIVE

Fotografia 2.1. Çaste nga puna në terren ................................................................ - 26 -

Fotografia 2.2. Terreni dhe aparatura e përdorur për mostrim ............................... - 26 -

Fotografia 2.3. Peshqit e kapur në terren ................................................................ - 27 -

Fotografia 2.4. Pamje e marrjes së gjakut në venën brankiale ................................ - 28 -

Fotografia 2.5. Puna në laborator ............................................................................ - 28 -

Fotografia 2.6. Përgatitja e lamës së gjakut ............................................................ - 32 -

REGJISTRI I TABELAVE

Tabela 3.1. Klasifikimi i ujërave të lumenjve sipas cilësisë kimike bazuar në direktivën 152/1999/EC .......................................................................................... - 34 -

Tabela 3.2. Përllogaritja e klasës së cilësisë së lumit Sitnica, bazuar në direktivën e Këshillit të Evropës 152/1999/EC .......................................................................... - 35 -


VI

Tabela 3.3. Vlerësimi i metaleve të rënda të matura në lumin Sitnca sipas standardeve të Organizatës Ndërkombëtare të Shëndetësisë, BE-së dhe Institutit Gjerman për Shëndetin Publik dhe Mbrojtjen e Mjedisit për cilësinë e ujërave ......................... - 36 -

Tabela 3.4. Përqendrimi i metaleve të rënda në mëlçinë e peshqve ....................... - 37 -

Tabela 3.5. Përqendrimi i glukozës plazmatike në peshqit e lumit Sitnica ............ - 37 -

Tabela 3.6. Përqendrimi plazmatik i proteinave totale ........................................... - 39 -

Tabela 3.7. Përqendrimi plazmatik i enzimave AST dhe ALT për të tri vendmostrimet................................................................................................................................. - 41 -

Tabela 3.7. Aktiviteti i enzimave antioksidante të matura në gjakun e peshqve të hulumtuar ................................................................................................................ - 43 -

Tabela 3.8. Numri i eritrociteve, leukociteve dhe hematokriti i peshqve të lumit Sitnica ..................................................................................................................... - 47 -

Tabela 3.9. Numri i leukociteve dhe numërimi i diferencuar (limfocite dhe neutrofile) - 48 -

Tabela 3.10. Sipërfaqja dhe faktori “formë” i eritrociteve dhe bërthamave të tyre tek peshqit e kapur në vendmostrimet e lumit Sitnica .................................................. - 49 -

Tabela 3.11. Përqindja e anomalive eritrocitare tek peshqit e lumit Sitnica, sipas vendmostrimeve ...................................................................................................... - 51 -

Tabela 3.12. Llojet e dëmtimeve të indit të mëlçisë dhe përqindja e tyre .............. - 62 -


VII

1. HYRJE

Ndotja e sistemit të ujërave të ëmbla me një larmi të madhe ndotësish është bërë një shqetësim i madh gjatë dekadave të fundit (Seriani et al, 2011; Ahmad & Saleh, 2010; Canli et al, 1998). Ujërat natyrore shpesh ndoten me metale të rënda, si rrjedhojë e aktivitetit urban, industrial, bujqësor etj. Kjo ndotje ka ndikime të rëndësishme në ekuilibrin ekologjik të mjedisit ujor. Organizmat e pranishëm në mjedisin ujor mund të akumulojnë ndotjen, e cila së fundmi ndikon jo vetëm aftësitë prodhuese dhe riprodhuese të organizmave, por edhe shëndetin human.

Ndër llojet e kafshëve ujore, peshqit janë banorë të përhershëm të këtij mjedisi, të cilët, nuk mund t’i largohen efekteve shkatërruese të ndotësve (Dickman & Leung, 1998). Studimet e kryera në lloje të ndryshme peshqish, kanë treguar se ndotësit e ndryshëm si: metalet e rënda, ujërat e zeza, pesticidet, etj., ndikojnë në parametrat e tyre biokimikë, fiziologjikë të indeve dhe në mënyrë të veçantë të gjakut (Rani, 2000; Ashraf, 2006).

Biodiversiteti i ekosistemeve lumore është zvogëluar seriozisht, veçanërisht, për sa i përket llojeve të peshqve, si rezultat i ndotjes së ujërave dhe degradimit të shtretërve të lumenjve. Lumi Sitnica rezulton të jetë i ndotur me metale të rënda (Zn, Pb, Cd, As, Cu), mbetje të ngurta, mbetje urbane (sulfate, nitrate), Cl, fenol, si dhe hi të dalë nga djegia e linjitit (Bilinski.S et.al 2010; Berisha et.al, 2008: Jusufi et. al., 2004). Studimet kanë treguar se ky lumë është i ndotur edhe me hidrokarbure policiklike aromatike si poliklor bifenilët-PCB (V.Čalić et.al 2005). Komponimet organike (hidrokarburet policiklike aromatike, poliklor bifenilët-PCB), dhe metalet e rënda janë të njohura për efektet e tyre toksike (gjenotoksike, mutagjenike, karcinogjenike), në organizmat e gjallë (Tanabe et.al, 1988). Veçanërisht i ndjeshëm, është efekti i tyre në organizmat ujorë, të cilët, mund t’i absorbojnë këto lëndë, drejtpërsëdrejti nga uji, përmes ushqimit. Në këtë mënyrë, këta ndotës bioakumulohen në inde dhe organe duke shkaktuar dëmtime në ADN, dhe efekte të tjera gjenotoksike (Marabini.L et.al, 2011).

Deri tani, studimet mbi gjendjen dhe problemet e ndotjes së lumit Sitnica, kanë qenë të fokusuara kryesisht mbi ndotjen fiziko-kimike të ujit. Por, gjithashtu është parë prania e metaleve të rënda dhe komponimeve të tjera me origjinë urbane dhe industriale.

Është hera e parë që ndërmerret një studim i tillë, i plotë, ekofiziologjik për të vlerësuar ndikimin e ndotjes multifaktoriale të lumit Sitnica mbi biotën e tij përmes përdorimit të një “baterie” biomarkerësh, me qëllim evidentimin e mekanizmave të përshtatjes fiziologjike të llojeve në përgjigje ndaj ndotjes mjedisore, dhe propozimin e metodave bioshëndetësuese për lumin në fjalë.


VIII

QËLLIMI I HULUMTIMIT DHE OBJEKTIVAT

Ky kërkim synon për here të pare të ndriçoje në menyre të plotë efektet ekofiziologjike të ndotjes shumevjeçare të lumit Sitnice në bioten e tij, të kuptojë mekanizmat e përshtatshmerise së organizmave shtazore bioindikatore (peshq), si dhe të identifikojë menyra për bioremedimim e biotës së ketij lumi jetik.

Objektivat kryesore të këtij studimi ishin:

Te hulumtojë mënyrat dhe rrugët e shperndarjes së ndotjes në biotë;

Te identifikoje ndryshimet e ndodhura në nivelin qelizor, biokimiko-fiziologjik të biotës (peshq);

Te ndriçojë mekanizmat gjenetike, biokimike dhe fiziologjike të pershtatjes së organizmave ( peshq) ndaj stresit të ndotjes;

Te identifikojë masat që duhen ndërmarrë për zbutjen dhe eliminimin e pasojave të ndotjes në biotë (shëndetesimi biologjik)


- 1 -

PJESA E PËRGJITHSHME

1.0. MONITORIMI MJEDISOR, BIOINDIKATORËT DHE BIOMARKERËT

Rritja e ndërgjegjësimit mbi problemet e ndotjes së mjedisit sot, ka bërë që politikë-bërësit të kufizojnë apo ndalojnë përdorimin apo lirimin në mjedis, të një numri produktesh toksike. Në shërbim të kësaj janë ngritur edhe programe monitoruese në shkallë kombëtare dhe ndërkombëtare, për të mbikëqyrur në mënyrë të vazhdueshme nivelin e ndotësve në mjedis. Në Kosovë ka programe monitorimi të biotës ujore, të cilat monitorojnë rregullisht në shkallë vendi, një numër ndotësish (p.sh. metalet, PCB-të dhe pesticidet) përmes matjes së përqendrimit të tyre në lumenjtë dhe liqenet kryesore, http://www.ammk-rks.net/repository/docs/raporti_ujërave 20 2010_shq.pdf (korrik 2012). Rezultatet e monitorimit përdoren normalisht për të vlerësuar efektivitetin e masave mbrojtëse të ndërmarra në kohë të ndryshme, për reduktimin e komponentëve të caktuar në ujë.

Edhe pse monitorimi kimik i mjedisit ujor fokusohet në vlerësimin e përbërësve specifikë, ata përbërës, të cilët nuk mbulohen nga teknikat analitike ekzistuese, neglizhohen dhe, si pasojë, ndotës të ndryshëm të paidentifikuar mund të kalojnë pa u venë re në mjedis. Kështu, në mënyrë që monitorimi kimik të jetë i plotë, ai ka nevojë të plotësohet me analizën e një “baterie” biomarkerësh te kafshët që popullojnë zonat e ndotura, gjë që do të mundësojë zbulimin e ndotësve të paidentifikuar më parë.

Termi bioindikator përdoret për organizmat që jetojnë në një ekosistem dhe shërbejnë si elemente studimore në përpjekjen për të përcaktuar dhe matur efektet dhe praninë e ndotësve të një mjedisi; ata janë përgjegjës për ndryshimet në funksionet vitale si rrjedhojë e ndotjes si dhe akumulimit të saj në organizëm. Organizma të ndryshëm, në lumenj, dete si dhe liqene, përdoren si bioindikatorë. Këtu përfshihen peshqit, butakët, midhjet, molusqet, si dhe kafshë ujore dhe bimë ujore si dhe algat, makrofitet dhe makroinvertebrorët (Oliver J Hao. 1996).


- 2 -

Qëllimi kryesor i përdorimit të bioindikatorëve është:

përcaktimi i drejtpërdrejtë i efekteve biologjike;

përcaktimi antagonist dhe sinergetik i efekteve të shumëfishta të ndotësve në organizëm;

identifikimi i hershëm i dëmtimeve në biotë, si dhe

paralajmërimi i rrezikut për popullatën humane, me një kosto relativisht të ulët krahasuar me metodat dhe teknikat e ndryshme të matjeve.

Potenciali i madh i bioindikatorëve për monitorimin e mjedisit është konfrontuar shpesh me pyetje të vështira të metodologjisë që rezultojnë nga përdorimi i instrumenteve matëse. Efektet e ngarkesës së mjedisit nuk munden gjithmonë të diferencohen qartë nga faktorët e stresit natyror. Kërkime intensive gjatë dekadave të fundit, kanë konsistuar në disponueshmërinë e bioindikatorëve të shumtë që përmbushin kërkesat e standardizimit, koston dhe aftësinë vlerësuese.

Procesi i biomonitorimit mund të jetë pasiv apo aktiv. Biomonitorimi pasiv është përdorimi i organizmave dhe pjesëve të organizmave, që janë komponente natyrore të ekosistemit dhe shfaqen aty spontanisht. Biomonitorimi aktiv përfshin të gjitha metodat të cilat i fusin organizmat nën kushte të kontrolluara stresi dhe analizojnë efektet e tij në organizmin e gjallë http://www.stadtentwicklung.berlin.de ( 29 Tetor 2012).

1.1.0. Peshqit si organizma bioindikatorë

Për shumë vite me radhë peshqit janë përdorur për të treguar pastërtinë e ujërave. Njohja vetëm e pranisë së peshqve në ujëra, nuk është e mjaftueshme. Ne kemi nevojë të dimë llojet e peshqve dhe shëndetin e tyre. Peshqit janë tregues shumë të mirë të vlerësimit të ndotjes së ujërave sepse:

Jetojnë në ujë gjatë gjithë jetës së tyre;

Ndryshojnë në tolerancën e tyre për sasinë dhe llojet e ndotjes;

Janë të lehtë për t’u mbledhur;

Janë lehtësisht të identifikueshëm;

Jetojnë në të njëjtën zonë, gjatë gjithë stinëve;

Kanë përhapje të gjerë territoriale;

Shumica e peshqve kanë jetëgjatësi 2-10 vjet dhe mund të reflektojnë cilësinë e tanishme dhe të shkuar të ujërave.

Popullojnë ujërat në vazhdimësi dhe si rrjedhojë janë tregues të mirë të së shkuarës fizike, kimike dhe biologjike të tyre www.epa.gov/bioiweb1/html/fish.html (21 korrik 2012).


- 3 -

Figura 1.1. Ndikimi i stresit te peshqit si organizma biondikatorë

1.2.0. Biomarkerët biologjikë

Biomarkeri përfaqëson një ndryshim biologjik të organizmit (molekular, biokimik, fiziologjik, strukturor apo të sjelljes) apo pasojë të përgjigjes ndaj kimikateve të ndryshëm të pranishëm në mjedisin ku organizmi jeton (Van der Oost et al, 2003; Handy et al. 2003). Një biomarker mund t’i përgjigjet një larmie kimikatesh që kanë efekte të ngjashëm dhe nëse ai zgjidhet drejt, përgjigjja e tij do të jetë specifike për të përcaktuar klasën e ndotësit. Më tej, biomarkerët, masin edhe fraksione biologjikisht aktive të ndotësit, dhe në rastin e ekspozimit kohor, ndaj ndotësve të metabolizuar apo ekskretuar, përgjigjja biomarkere zgjat më shumë se prania e ndotësit (Handy et al., 2003). Në këtë kontekst, është shumë e rëndësishme që, përgjigjja biomarkere të jetë e thjeshtë, e shpejtë dhe me kosto të ulët për t’u analizuar.

“Bateria” e biomarkerëve biologjikë të përdorur gjatë biomonitorimeve, përfshin biomarkerët biokimikë, hematologjikë dhe morfologjikë (histopatologjikë).

1.2.1.0. Biomarkerët biokimikë

Biomarkerët më të rëndësishëm biokimikë përfaqësohen nga enzimat (Adams et al., 1990; Di Giulio et AL., 1995; Martinez & Souza, 2002; De la Tore et al., 2000). Një sistem i gjallë e kontrollon aktivitetin e tij përmes enzimave, të cilat përfaqësojnë një nga elementet më thelbësore në organizmat e gjallë, sepse janë të nevojshme për mirëfunksionimin e tyre. Së pari, funksioni themelor i një enzime është që të rrisë


- 4 -

shpejtësinë e reaksionit. Shumë reaksione qelizore ndodhin rreth një milion herë më shpejt se ato në mungesë të një enzime. Së dyti, shumica e enzimave veprojnë në mënyrë specifike me një substrat të vetëm, për të prodhuar produktin. Nëse mungon ose është e dëmtuar vetëm edhe një enzimë, rezultatet mund të jenë shumë negative.

Pjesa më e madhe e informacionit në lidhje me enzimat është bërë e mundur falë izolimit të tyre nga qelizat dhe analizimit të tyre në laborator. Studime të ndryshme kanë treguar se, ndotës të ndryshëm mund të shkaktojnë rritjen apo zvogëlimin në serum të nivelit të proteinave, kortizolit, glukozës dhe kolesterolit. Sikurse është treguar nga studime të ndryshme, aktiviteti enzimatik varet shumë nga lloji i ndotësit, lloji i peshkut, cilësia e ujit dhe koha e ekspozimit (Ruparelia et al., 1989; Gopal et al., 1997; Monteiro et al., 2005). Një rritje e aktivitetit enzimatik në lëngun jashtëqelizor apo ndërindor, është tregues i një dëmtimi të rëndësishëm qelizor. Duke i pasur parasysh të gjitha sa u përmendën më lart, përshtatshmëritë enzimatike tek peshqit kanë një rëndësi mjaft të madhe në diagnostifikimin e çrregullimeve të ndyshme në organizmin e tyre, të cilat shfaqen si rrjedhojë e ndotjes së mjedisit ku kafsha jeton (http://www.enzymeessentials.com, 21 Gusht 2012).

Enzimat hepatike (alaninëtransaminazat-ALT, asparat transaminaza-AST dhe fosfataza alkaline-ALP) njihen si biomarkerë të rëndësishëm për të ndjekur ecurinë e shëndetit të një lloji. Proteinat specifike të serumit si albuminat, ceruloplazmina dhe transferina konsiderohen si antioksidantë jo enzimatikë, për rolin që luajnë në lidhjen me metalet dhe shpërndarjen e tyre në inde. Të tjerë parametra të serumit të gjakut si, kortizoli, glukoza, dhe proteinat totale përdoren zakonisht si biomarkerë të përgjigjes stresante në peshq.

1.2.2.0. Glukoza

Glukoza është komponenti më i rëndësishëm i glucideve plazmatike dhe përfaqëson një burim të përhershëm dhe të menjëhershëm të energjisë së nevojshme për funksionimin e zemrës dhe muskujve. Niveli i glukozës në gjak, ndryshon lehtësisht nën ndikimin e disa faktorëve të jashtëm apo të brendshëm. Kjo shpjegon rëndësinë e saj, si tregues biokimik referent në vlerësimin e shkallës së normalitetit të përgjithshëm fiziologjik. Për të mbajtur glikeminë brenda kufijve të caktuar normalë, përfshihen një seri mekanizmash të rregullimit homeostatik, tek të cilët përfshihen hepatopankreasi si edhe disa inde ekstrahepatike dhe një seri gjendrash endokrine. Në fazën fillestare të veprimit të agjentëve patogjenë, kur peshku nuk paraqet shenja të qarta të sëmundjes, organizmi reagon, duke rishqyrtuar rezervat e tij të oksigjenit dhe energjisë, për t'u përballur me agjentet bakterialë. Kështu, glukoza, duke u liruar nga indet fillon të veprojë dhe të kalojë në gjakun periferik, ku ajo mund të përcaktohet me metodat sasiore të dozimit (Tanti P., 2009). Ulja e nivelit të glikogjenit në muskujt dhe mëlçinë e peshqve, është një indikator i mirë i toksicitetit tek peshqit. Rënia e nivelit të karbohidrateve në muskuj, zorrë dhe tru është shkaku i shfrytëzimit të glukozës nga organizmi, për të plotësuar kërkesën e tepërt të energjisë së imponuar nga stresi i ashpër i ndotjes me metale të rënda. Në kushte hipoksie, peshqit e shfrytëzojnë energjinë e glukozës, e cila është në dispozicion të qelizave, duke


- 5 -

përdorur rrugën metabolike anerobe të glikogjenolizës. Kërkesa në rritje për këto molekula, si burim energjie, është vërejtur në manifestimet e ndryshme toksike (P. Martin Deva Prasath, S. Arivoli, 2008).

1.2.3.0. Proteina totale

Proteinat janë të përfshira në proceset e rëndësishme fiziologjike, prandaj vlerësimi i përmbajtjes së proteinave mund të konsiderohet si një mjet diagnostik, për të përcaktuar gjendjen fiziologjike të organizmit. Proteinat kanë një larmi funksionesh, dhe janë shumë të rëndësishme për rregullimin e ekuilibrit ujor tek peshqit. Ato bëjnë të mundur ruajtjen e ekuilibrit osmotik, midis qarkullimit të gjakut dhe indeve. Proteinat janë shumë të ndjeshme ndaj ndotjes me metale të rënda. Studimet kane treguar për ulje të nivelit të proteinave në zorrët, muskujt dhe trurin e peshkut Catla catla si pasojë e ndotjes me klorur mërkuri. Kur një kafshë është nën stres toksik, shpenzimi i energjisë ndodh për të përmbushur kërkesat e energjisë dhe kështu niveli i proteinave varfërohet. Aktiviteti i lartë i proteazës, në organet e peshkut, mund të jetë për shkak të dëmit të shkaktuar në lizosome, nga mërkuri. Aktiviteti i rritur i proteazave e rrit proteolizën, dhe si rrjedhojë kemi një rritje të nivelit të aminoacideve. Aminoacidet e lira do të shërbejnë gjithashtu si prekursorë për energjinë dhe për sintezën e proteinave të nevojshme për të përballuar sfidën e ndotjes (P. Martin Deva Prasath, S. Arivoli, 2008).

1.2.4.0. Enzimat hepatike (ALT, AST)

Alaninë aminotransferaza (ALT), dhe asparat aminotransferaza (AST), janë pjesëtare të familjes së transaminazave. Ato njihen ndryshe si glutamat piruvat transaminaza dhe glutamat oksalacetat transaminaza. AST dhe ALT e serumit katalizojnë transferimin e një grupi aminik nga një alfa aminoacid tek një alfa ketoacid duke formuar një aminoacid të ri dhe një ketoacid të ri. AST apo (SGOT) normalisht gjendet në një larmi indesh si, mëlçia, zemra, muskujt, veshkat, dhe truri. Kjo enzimë kalon në serum nëse njëri nga këta inde është i dëmtuar. Për shembull, niveli i saj rritet në serum, gjatë dëmtimeve në zemër, dhe në çrregullimet e muskujve, por nuk është një tregues mjaft specifik i dëmtimit të mëlçisë. ALT apo (SGPT), gjendet kryesisht në mëlçi. Kjo nuk do të thotë se ajo është e vendosur vetëm në indin e mëlçisë, por aty është më e përqendruar. Kjo enzimë kalon në gjak si rezultat i dëmtimit të mëlçisë. Prandaj shërben si një tregues mjaft specifik i statusit të mëlçisë. Studimet kanë treguar se metalet e rënda në ujërat rrjedhës shkaktojnë toksicitet tek peshqit, duke shkaktuar dëmtime në mëlçi. Peshqit e këtyre lumenjve të ndotur, shfaqin një rritje signifikante të enzimave AST dhe ALT në serum, gjë që tregon për dëmtime serioze të indit të mëlçisë. Metalet e rënda të pranishme në ujërat rrjedhëse të lumenjve, shkaktojnë dëmtime të hepatociteve të mëlçisë, gjë që shpie në një rritje signifikante të transaminazave në serum. Hulumtimet kanë treguar se, AST dhe ALT mund të përdoren si biomarkerë të mirë të dëmtimeve qelizore, degradimeve proteinore dhe dëmtimit të mëlçisë (Reddy P. B, and Baghel B. S, 2012).


- 6 -

1.2.5.0. Enzimat e stresit oksidativ

Antioksidantët janë substanca natyrore biokimike, të cilat ruajnë dhe mbrojnë organizmat nga efektet e dëmshme të radikaleve të lira. Radikalet e lira janë molekula që kanë të paktën një elektron të lirë (tek), ato marrin elektrone nga molekulat e tjera të shëndetshme duke shkaktuar dëme (stresi oxidativ). Antioksidantët, kanë elektrone shtesë për "veprim", domethënë se u japin një ose më shumë elektrone të tyre, radikaleve të lira. Duke u dhuruar një elektron radikaleve të lira, antioksidantët i neutralizojnë ato, duke ndaluar të gjitha streset oksidative. Antioksidantët ekzistojnë si lëndë të ndryshme ushqyese, të tilla si: vitamina A (beta-karoteni), C, E, K, mineralet, të tilla si: zinku dhe seleni, aminoacidet, të tilla si: glutationi (GSH), metionina, enzimat N-acetil cisteina, të tilla si: Coenzime Q10 (CoQ10 ), superoksid dismutaza, glutation peroksidaza (GPX), adeninë dinukleotid nikotinamidi (NAD+) dhe edhe substanca të tjera si: shafrani i Indisë dhe hudhra. Pra, përmes një diete të pasur ushqyese, organizmat sigurojnë një shumëllojshmëri antioksidantësh. Ilustrimi më poshtë, Figura 1.2, tregon se çfarë janë antioksidantët dhe se si ata i mbrojnë qelizat duke neutralizuar radikalet e lira.

Figura 1.2. Mekanizmi i veprimit të antioksidantëve


- 7 -

Figura 1.3. Aktiviteti i antioksidantëve

Ekzistojnë dy lloje kryesore antioksidantësh:

1. antioksidantë ekzogjenë; dhe

2. antioksidantë endogjenë.

Antioksidantët ekzogjenë janë antioksidantë që merren përmes dietës, përmes ushqimeve të pasura me antioksidantë. Disa shembuj të njohur të antioksidantëve ekzogjenë janë, vitaminat A, C dhe E. Antioksidantët endogjenë krijohen nga organet e organizmave të gjallë. Për shkak se ata prodhohen nga organet e organizmave e jo të marra nga burimet e ushqimit, antioksidantët endogjenë janë shumë më të fuqishëm se ata ekzogjenë.

Ekzistojnë pesë antioksidantë endogjenë jashtëzakonisht të fuqishëm, të cilët janë: Glutation-S-Transferaza (GSH), acidi alfa Lipoik (AaL), Superoksid Dismutaza (SOD), katalaza (CAT) dhe Coenzima Q10 (CoQ10), http://www.amazing-glutathione.com/what-are-antioxidants.html (24 Dhjetor, 2012).

1.2.5.0. Glutation S- transferaza (GST)

Glutation S-transferaza është një enzimë brendaqelizore, e cila luan një rol të rëndësishëm në detoksifikimin e ksenobiotikëve. Enzima GST katalizon lidhjen e grupit tripeptid të glutationit me disa metabolitë endogjenë toksikë, si dhe shumë ndotës të tjerë të mjedisit. Glutationi përdoret për eliminimin e komponimeve potenciale toksike të liruara gjatë stresit oksidativ dhe ai është pjesë e mekanizmit


- 8 -

mbrojtës për neutralizimin e efekteve toksike, mutagjene, kancerogjene dhe produkteve të tjera të ngjashme. Po ashtu, enzima merr pjesë edhe në transportin e komponimeve endogjene hidrofilike si steroidet, hema, pigmentet, acidet biliare dhe metabolitet e tyre.

HXGSRGST

XRGSH

Enzimat GST luajnë gjithashtu një rol të rëndësishëm në fazën e II-të të detoksifikimit të peroksideve lipidike dhe demonstrojnë funksione të aktivitetit të glutation peroxidazave ndaj oksigjenit të radikaleve të lira (ROS) në qelizat që gjenden nën stres oksidativ. Enzimat GST janë hulumtuar në indet dhe organet e organizmave të ndryshme ujore si: algat, molusqet, krustacet, peshqit dhe amfibet.Aktiviteti i GST-ve, midis llojeve është mjaft i ndryshëm dhe në mënyrë të qartë pasqyron veçoritë e pozitës së tyre filogjenike dhe larmisë së karakteristikave ekofiziologjike. Glutationi i mbron eritrocitet nga oksidimi spontan i hemoglobinës në metahemoglobinë. Eritrocitet e varfëruara me glutation, bëhen shumë të ndjeshme ndaj stresit oksidativ. Hemoglobina te peshqit ka një tendencë të lartë oksidimi në krahasim me kafshët e tjera vertebrore. Në këtë rast hulumtimi i enzimave glutation në qelizat e kuqe të gjakut te peshqit paraqet stres të veçantë (Irina.I et al, 2010).

1.2.6.0. Superokside dismutaza (SOD)

Enzima superoksid dismutazë katalizon zbërthimin e anioneve superokside (O2-) dhe ofron vijën e parë të mbrojtjes kundër toksicitetit të oksigjenit. Kjo enzimë përfaqëson një lloj metaloproteine, e cila katalizon dismutimin e O2– në oksigjen molekular dhe H2O2, sipas reaksionit të mëposhtëm (Giannopolitis & Ries 1977):

SOD është një ndër enzimat më të rëndësishme kundër stresit oksidativ, dhe një enzimë e sintetizuar në hapësirat brendaqelizore, e cila është e pranishme në të gjitha qelizat e organizmave të gjallë. Ajo ka një aftësi të veçantë për neutralizimin e anioneve superokside. SOD për herë të parë është izoluar nga gjaku i gjedhit. Funksioni katalitik i enzimës, u zbulua nga McCord dhe Fridovich, në vitin 1969. Prandaj, hulumtimi mbi aktivitetin e SOD dhe mekanizmi i veprimit të saj është thelbësor për të kuptuar mbrojtjen e një organizmi të gjallë nga stresi oksidativ. Niveli i enzimave antioksidante është përdorur gjerësisht si një tregues i paralajmërimit të hershëm të ndotjes. Bazuar në një arsyetim të tillë, studimi i SOD dhe aplikimi i saj si biomarker, ka sot një rëndësi të veçantë. Në mjedis klasifikohen 3 lloje enzimash SOD, Cu / Zn, Mn, Fe SOD, në varësi të metalit në qendrën aktive. Cu/ Zn-SOD, është e lidhur kryesisht me pjesën citosolike tek eukariotet dhe është shumë e ndjeshme ndaj peroksidit të hidrogjenit dhe cianidit. Mn-SOD është e lidhur me mitokondritë dhe është e pandjeshme ndaj peroksidit të hidrogjenit dhe cianideve. Fe-SOD, gjendet në prokariotë dhe nuk është e ndjeshme ndaj cianideve, por frenohet nga peroksid hidrogjeni (L.Velkova Jordanoska et al 2008).


- 9 -

1.2.7.0. Katalaza (CAT)

Katalaza është një enzimë antioksidante që është e pranishme në pothuajse të gjithë organizmat e gjallë. Katalaza funksionon si katalizator dhe bën zbërthimin e peroksidit të hidrogjenit (H202) në ujë dhe oksigjen. Katalaza përmban në molekulën e saj, 4 grupe të ferriprotoporfirinit, dhe ka një masë molekulare rreth 240 KDA. Katalaza është një nga enzimat më të efektshme në detoksifikim dhe njëkohësisht edhe një nga më të njohurat. CAT-i reagon me H202 për të formuar ujin dhe oksigjenit molekular dhe me donoret H (metanol, etanol, acid formik, fenol) duke përdorur një molekulë peroksidi në një reaksion peroksidimi:

Studimet kanë treguar se peshqit e ekspozuar ndaj metaleve të rënda, i akumulojnë ato në organe të ndryshme duke nxitur rritjen e radikaleve reaktive të oksigjenit (ROS-radical oxidative species) të tilla si peroksidi i hidrogjenit, radikalet superokside, radikalet hidrokside, të cilat çojnë në një stres oksidativ tek peshqit. Metalet e rënda mund të nxisin dëmtimin oksidativ duke rritur përqendrimin qelizor të ROS-it, dhe duke e ulur përqendrimin qelizor të antioksidantëve. Përgjigja e aktivitetit të CAT-it në inde të ndryshme tek O.niloticus të ekspozuar ndaj përqendrimeve të ndryshme te Ag+, Cd2+, Cr6+, Cu2+ dhe Zn2+ është e ndryshme në inde të ndryshme dhe përqendrime të ndryshme të metaleve të rënda. Bioakumulimi i metaleve të rënda në organizmat, banorë të ujërave të ndotur, është një aspekt i rëndësishëm i ndërgjegjësimit mjedisor, sepse ai mund të ndikojë në zinxhirin ushqimor, duke përfshirë edhe peshqit. Aktiviteti CAT, mund të pranohet si një biomarker i ndjeshëm për biomonitorimin e mjedisit ujor para se të ndodhin efekte të dëmshme për llojet ujore (Gülüzar Atli et al, 2006).

1.3.0. Biomarkerët hematologjikë

Parametrat hematologjikë, përdoren gjerësisht si indikatorë të stresit mjedisor tek peshqit. Tregues të tillë si hemoglobina, hematokriti, numri i qelizave të kuqe dhe të bardha të gjakut dhe formula e gjakut, janë të gjithë indikatorë të stresit dhe sëmundjeve ( Wedemeyer & Yasutake 1977). Studime të shumta kanë treguar se ndryshimet në treguesit e gjakut janë rrjedhojë e kushteve të mjedisit të tilla si temperatura ( Hauston & Schrapp 1994), rrezatimi (Schultz et al 1995), hipoksia (Scott & Rogers 1981) dhe prania e ndotësve të ndryshëm (Zbanyszek & Smith 1984; Houston et al 1993).

Për shkak se treguesit hematologjikë, kushtëzohen shumë nga larmia e stresorëve të mjedisit, potencialisht ata mund të përdoren si biomarkerë. Disa prej biomarkerëve të njohur, që përdoren në peshq për të treguar stresin, si enzima EROD apo treguesit


- 10 -

biliarë, janë të vështirë për t’u studiuar, sepse kërkojnë shkatërrim të indit dhe sakrifikim të një numri të madh individësh. Kjo shkakton një shqetësim akoma më të madh, në popullatat e ndodhura në mjedise të shqetësuara (Fossi & Leonzio 1994). Duke përdorur parametrat hematologjikë si biomarkerë, peshqit mund të analizohen dhe lëshohen sërish në mjedis pa shqetësuar popullatën e tyre apo strukturën e komunitetit.

1.3.1.0. Eritrocitet

Eritrocitet e peshqve kanë formë eliptike dhe janë të pajisura me bërthamë; si të tilla, janë më rezistente ndaj ndryshimit të formës së tyre gjatë qarkullimit, në krahasim me eritrocitet e gjitarëve. Kjo siguron një ulje të viskozitetit të gjakut me rritjen e shpejtësisë së rrjedhjes së tij në enët e gjakut (Nikinmaa, 1990). Fosfatet organike të gjetura në eritrocitet e peshqve janë ATP dhe GTP, në ndryshim nga 2,3 DPG (difosfoglicerati) që gjendet tek gjitarët. Eritrocitet e peshqve përmbajnë më shumë UTP (urodozinëtrifosfat), IDP (inositoldifosfat) dhe IPP (inositolpentafosfat).

Kërkesa e peshqve për oksigjen varion sipas stadit jetësor të tij dhe kushteve të mjedisit. Për këtë arsye, numri i qelizave të kuqe për 1 mililitër gjak, varion si një mënyrë për të balancuar energjinë e kostos së prodhimit të eritrociteve me aftësinë për të pompuar gjakun drejt indeve. Gjaku, me numër të vogël eritrocitesh për njësi vëllimi, pompohet drejt indeve me një shpejtësi më të madhe. Gjithashtu, numri i eritrociteve për njësi vëllimi, tek peshqit, ndikohet ndjeshëm edhe nga faktorët e mjedisit, në mënyrë të veçantë, ndotësit e ndryshëm. Shkatërrimi i eritrociteve, nëpërmjet inhibimit të rrugëve jetësore metabolike në qelizë, duket se është një nga arsyet pse uji i klorinuar është i dëmshëm për peshqit (Kunzman, A. et al, 1990).

1.3.2.0. Profili “Eritron”

Eritrocitet e teleostëve ndryshojnë mjaft nga ata të gjitarëve, për këtë arsye, përdorimi i numrit të eritrociteve, hematokritit dhe hemoglobinës nuk ofrojnë të njëjtin informacion të dobishëm për peshqit, ashtu sikurse japin për gjitarët. Kjo për shkak të natyrës së eritrociteve të teleostëve, të cilët maturohen në kohë, duke ndryshuar fiziologjikisht dhe morfologjikisht. Për këtë arsye Houston, 1993, propozoi përdorimin e “profilit eritron”, si një biomarker i përshtatshëm për të vlerësuar sasitë relative të qelizave të kuqe të gjakut në stadet e ndryshme të zhvillimit, të tilla si eritrocite të papjekura, qeliza me zhvillim ndërmjetës, qeliza të pjekura si dhe qeliza në ndarje, pa bërthamë, dhe qeliza në degjenerim e sipër.

Eritropojeza tek teleostët kryhet në disa inde si: veshkat, timusi dhe shpretka. Eritrocitet, pasi lirohen nga vendet e tyre të prodhimit në kapilarët fqinjë të gjakut, në stadet e hershme të zhvillimit të tyre, e përfundojnë pjekjen e tyre në qarkullimin e gjakut. Lloje të ndryshme të stresit, nxisin lirimin e eritrociteve në qarkullim. Kështu, raporti i eritrociteve të papjekura në qarkullim, mund të përdoret si një indikator i stresit të mjedisit.


- 11 -

Figura 1.4. Qelizat e gjakut tek peshqit. Eritrocit

(a), normal (b), i aktivizuar (c), neutrofil (d), heterofil (e), eozinofil (f), monocit (g), bazofil (h), dhe limfocit (i).

Murad et al, 1993, pasi i ekspozuan peshqit Cyprinidë, ndaj tri formave të ndryshme të stresit respirator (aftësi transportuese të reduktuara të oksigjenit, hipoksi e përkohshme dhe rritje të kërkesës për oksigjen nga rritja e sforcuar e temperaturës), vunë re një rritje të numrit të eritrociteve të papjekura në qarkullim. Po ashtu, u vu re edhe një rritje e numrit të eritrociteve në ndarje apo atyre të degjeneruara. Houston et al, 1993, morën rezultate të ngjashme nga ekspozimi i peshqve ndaj niveleve sub-letale të joneve kadmium Cd, një ndotës i njohur ky si shkaktar i anemisë pasi shkatërron indin hematopojetik. Edhe pse, ka shumë studime në këtë drejtim, pothuajse mungojnë studimet që vlerësojnë efektet e ndotësve mjedisorë mbi profilin eritron në popullatat e peshkut në gjendje të egër në natyrë.

Për të vlerësuar profilin eritron, duhen matur gjatësitë e akseve kryesore të qelizave eritrocite dhe bërthamave të tyre, sipërfaqet qelizore dhe bërthamore, si dhe faktori formë i eritrocitit dhe bërthamës së tij. Këto matje morfologjike, përdoren për të vlerësuar përqindjen e eritrociteve të papjekura, ndërmjetëse dhe të pjekura, për çdo individ. Profili Eritron, gjithashtu mat, edhe sasinë e eritrociteve të vdekur dhe të degjeneruara, atyre pa bërthamë dhe atyre në ndarje e sipër. Mjedisi i ndotur ku peshqit jetojnë, pasqyrohet me ndryshime në madhësinë e eritrociteve dhe bërthamës së tyre. Faktori më i rëndësishëm, që e dëmton strukturën e eritrociteve dhe bërthamës së tyre, është oksigjeni. Eritrocitet janë mjaft të specializuara për transportin e oksigjenit. Struktura e eritrociteve dhe bërthamës së tyre mund të ndryshojë në varësi të përqendrimit të oksigjenit në ujë dhe regjimit ushqimor të peshqve. Kur niveli i oksigjenit në ujë bie, disa peshq e rrisin numrin e eritrociteve në gjak, dhe si pasojë përmasat e eritrociteve ndryshojnë. Disa metale të rënda në ujë, të tillë si për shembull kadmiumi, mund të shkaktojnë ndryshime në formën dhe madhësinë e eritrociteve.


- 12 -

Struktura elastike dhe simetrike e eritrociteve, ndryshon kur kemi një rritje të përqendrimit të kalciumit në hapësirat brendaqelizore dhe zvogëlim të përqendrimit të ATP-së (Ozgur.E et.al 2012).

Larsson et al. në 1985 gjeti se hematokriti, vëllimi qelizor dhe përqendrimi i hemoglobinës së ulët, nëse peshku perka, Perca fluviatilis, ekspozohet ndaj një përzierje metalesh të rënda. Gjithashtu në qelizat e kuqe të gjakut të tij, vihej re një rritje e përqindjes së eritrociteve “amitotike”, eritrociteve të degjeneruar, formave apoptotike etj., (Vosyliene, Svecevièius, 1996; Zhiteneva et al.,1989). Këto studime, konfirmuan edhe njëherë se, parametrat hematologjike janë indikatorë shumë të ndjeshëm të përgjigjes së organizmit të peshqve ndaj kimikateve të ndryshme. Ndërkohë, ndryshueshmëria e këtyre parametrave, varet nga koha e ekspozimit si dhe nga përqendrimi i kimikateve (Vosyliene, 1996).

1.3.3.0. Rruazat e bardha të gjakut (leukocitet)

Një tjetër biomarker hematologjik potencial për monitorimin e gjendjes së shëndetit në peshq, është edhe numri i leukociteve apo qelizave të bardha të gjakut. Qelizat e bardha të gjakut tek peshqit janë të pranishme në një numër më të vogël se eritrocitet (20,000 deri 150,000/mm3) dhe funksioni i tyre është i lidhur kryesisht me pastrimin e trupit nga materialet e huaja (përfshi dhe patogjenët pushtues, (Bridges et al., 1976; Ellis 1977). Numri i leukociteve ndikohet nga një larmi faktorësh fiziologjikë dhe mjedisorë; ai varion ndërmjet llojeve, por edhe sipas stinëve të ndryshme (Ellis, 1977).

Murchak (1987) gjeti se peshqit, banorë të ujërave të ndotura, kishin një numër më të lartë neutrofilesh dhe një numër më të ulët monocitesh se sa peshqit e zonës së referencës. Në mënyrë të ngjashme, Stasiak (1995) raportoi një numër më të madh neutrofilesh të aktivizuara tek peshqit e zonave të ndotura në krahasim me ata të zonës së referencës. Studime të tjera mbështesin faktin se, ekspozimi ndaj stresit kronik, të tillë si ndotësit e ndryshëm dhe agjentët infektues, shkaktojnë një ulje të limfociteve qarkulluese dhe një rritje të numrit të neutrofileve (Siwicki & Studnicka, 1987; Murad & Houston, 1993).

1.3.4.0. Mikronukleuset si indikatorë të dëmtimit gjenetik

Në ndryshim nga qelizat e kuqe të gjakut të gjitarëve, eritrocitet e peshqve përmbajnë bërthamë (rrjedhimisht edhe ADN). Duke qenë se pjesa më e madhe e ndotësve të gjetur në zonat e marra në studim, janë të njohur për efektin e tyre si agjentë mutagjenë, një tregues që mat dëmtimin gjenetik, do të ishte një biomarker me shumë vlerë. Për më tepër, indikatorët e dëmtimit gjenetik janë matës të drejtpërdrejtë të efektit të ndotësit, dhe nuk ndikohen nga metodat e kampionimit apo stresi i manipulimit. Një indikator shumë i rëndësishëm i dëmtimit gjenetik, përdorur edhe në studimin tonë, është analiza e mikronukleuseve.


- 13 -

Mikronukleuset janë anormali të vogla të bërthamës së eritrocitit, të shkaktuara zakonisht nga dëmtimi kromozomik. Ata janë të dukshëm ose si protuberancë nga vetë bërthama, ose si një pjesë e veçantë materiali gjenetik, të pranishëm në citoplazmën e eritrocitit. Kur ngjyrosen, mikronukleuset, shfaqen si bërthamëza të vogla me përmasa sa 1/20 -1/2 e madhësisë së qelizës, me të njëjtën ngjyrë me bërthamën kryesore të eritrocitit.

Figura 1.5. Formimi i Mikronukleuseve

Hose et al, 1987, gjeti një frekuencë të lartë të eritrociteve të mikronukleuar tek dy lloje peshqish detarë të marrë nga zona të ndotura. Schultz et al 1995 përshkruan një rritje të frekuencës së mikronukleuseve, për shkak të rrezatimit me rreze-X. Metcalfe 1988, induktoi formimin e mikronukleuseve tek eritrocitet e peshqve të injektuar me benz[a]piren. Aliko et al 2011, tregoi se frekuenca e mikronukleuseve në eritrocitet e peshkut karas, rritet për shkak të stresit të ndotjes dhe mungesës së oksigjenit.

Prania e mikronukleuseve në eritrocitet e gjakut periferik tek peshqit është tregues i ndotjes gjenotoksike në mjedis, ndotje kjo që favorizon një ndarje jo normale të kromozomeve gjatë ndarjes qelizore, dhe si rrjedhojë çon në formimin e mikronukleuseve në qelizat e kuqe të gjakut. Prania e mikronukleuseve, mund të vihet në dukje me një teknikë shumë të thjeshtë të bazuar në ngjyrimin e eritrociteve me ngjyruesin Giemsa-Romanowski. Përfitimet e përdorimit të teknikës së analizës së mikronukleuseve, si biomarkerë, janë të dyfishta. Së pari, vlerësimi i frekuencës së mikronukleuseve, është një matje e shpejtë dhe e drejtëpërdrejtë e dëmtimit gjenetik të shkaktuar nga ndotja mjedisore, dhe si e tillë ajo përfaqëson një biomarker shumë të mirë. Së dyti, analiza e përqindjes së mikronukleuseve, është njëherazi edhe një metodë alternative për përcaktimin e shkallës së pjekurisë së eritrociteve.


- 14 -

1.3.5.0. Biomarkerët histopatologjikë

1.3.5.1.0. Mëlçia si organ detoksifikimi

Mëlçia është një nga organet me kompleksitet biokimik më të madh të trupit, ajo ka shumë funksione si glikoneogjenezën, sintezën e proteinave të serumit, sintezën e lipideve dhe procesin e detoksifikimit (Seiichi. H et al 2008). Detoksifikimi është një nga funksionet thelbësore dhe më të mëdha të mëlçisë. Sipas Cabots, 2000, mëlçia e kryen procesin detoksifikues nëpërmjet tri mekanizmave:

Një sistemi filtrues të një numri të madh makrofagësh, të quajtura qelizat Kupffer, të cilat veshin sinusoidët e gjakut. Sinusoidet janë të strukturuara si një filtër ose si një sitë në të cilat gjaku qarkullon në mëlçi. Gjatë këtij procesi, lëndë të veçanta të padëshirueshme dhe produkte të tepërta metabolike, filtrohen dhe “gëlltiten” nga qeliza të specializuara që mbartin emrin qelizat Kupffer. Këto qeliza zbërthejnë dhe më pas shkatërrojnë substancat potencialisht të dëmshme duke i kthyer ato në të parrezikshme për organizmin.

Rruga e parë e detoksifikimit, e cila njihet dhe si sistemi enzimatik Citokrom P450. Qelizat e mëlçisë e detoksifikojnë një substancë toksike përmes një procesi oksidimi, reduktimi, hidrolize ose hidroksilimi. Përgjatë këtij procesi, rriten radikalet e lira të oksigjenit, pra shtohet nevoja për antioksidantë, veçanërisht për vitaminën C, për të parandaluar dëmtimin qelizor. Që procesi i detoksifikimit të jetë efiçient, mëlçisë i nevojiten përqendrime të përshtatshme të nutrientëve si selenium, acid folik, vitaminat B2, B3, B6, fosfatidilkolina dhe bioflavonoide.

Rruga e dytë e detoksifikimit, e njohur edhe si rruga e konjugimit, përmes së cilës qelizat e mëlçisë shtojnë një molekulë glicinë ose sulfat tek një substancë kimike për ta bërë atë të tretshëm në ujë. Pasi bëhet e tretshme në ujë, kjo substancë mund të ekskretohet nga trupi nëpërmjet fluideve si urina apo lëngu biliar i mëlçisë. Përmes procesit të konjugimit, mëlçia është e aftë të kthejë ksenobiotikët, hormonet, neurotransmetuesit dhe përbërësit fenolikë, në substanca të ekskretueshme.

Nëse organizmi ekspozohet ndaj një përqendrimi të madh të substancave të rrezikshme, një sasi e madhe toksikantësh do të grumbullohet në qelizat e mëlçisë. Shumë nga këto substanca toksike janë të tretshme në yndyrnat e membranës qelizore ku, dhe mund të qëndrojnë për një kohë të gjatë. Nëse sistemi i filtrimit dhe detoksifikimit në mëlçi është jo funksional, kjo do të rezultojë në akumulimin e substancave të dëmshme në sistemin e qarkullimit të gjakut (Cabots, 2000; Ruth A.R et.al 2007).


- 15 -

Figura 1.6. Struktura e mëlçisë

Figura 1.7. Qeliza dhe llojet e tyre

Qeliza hepaike stellate (HSC), qeliza poligonale (PC), qeliza endoteliale (EC), sinusoidi i mëlçisë (S), qelizat Kupffer (KC).


- 16 -

Figura 1.8. Ndërtimi i mëlçisë

Ndryshimet histologjike të indit të mëlçisë - njihet tashmë fakti se akumulimi i ndotësve kimikë ndikon negativisht në mëlçi, veshka, muskuj dhe inde të tjerë të peshqve. Mëlçia, është një organ, që tregon efektet kryesore të ksenobiotikëve në përgjithësi dhe shërben si një tregues i mirë i ndotjes ujore. Studimet kanë treguar se peshqit e ekspozuar në një përqendrim subletal 12 ppm, të nitrateve, kanë rezultuar me ndyshime degjenerative në indin e mëlçisë. Ndryshimet morfologjike të indit të mëlçisë, shfaqen gjatë fazave të ekspozimit akut, dhe kanë të bëjnë me anomali të tilla si, zgjerimi i kanalit biliar dhe reduktimet e kanaleve sinusoidë të gjakut. Me rritjen e përqendrimit të nitrateve vërehen humbje e formës polihedrale dhe poligonale të hepatociteve, ndryshime nekrotike të hepatociteve, ndryshime në madhësinë e bërthamave të hepatociteve, si dhe dukuri të piknozës (pycnosis).

Ekspozimi i peshqve ndaj përqendrimeve kronike të nitrateve (12 ppm) për një kohë më të gjatë, shoqërohet me shfaqje të ndryshimeve morfologjike të tilla si rritje e madhësisë së hepatociteve, degjenerime yndyrore, ndryshime në formën e membranës bërthamore të hepatociteve dhe atrofi të tyre (Furhan. I, et al 2005). Studimet e bëra në peshqit e ekspozuar ndaj përqendrimeve të ndryshme të CuSO4 (0.5, 1.0 dhe 2.5 mg L-1 për 21 ditë (Antonio.F et al, 2007) kanë treguar ndryshime histologjike të mëlçisë si vakuolizim dhe nekrozë. Numri i bërthamave të hepatociteve për mm2

zvogëlohet me rritjen e përqendrimit të bakrit, po ashtu indeksi i qelizave të hepatociteve të mëlçisë rritet me rritjen e përqendrimit të bakrit në 2.5 mg L-1. Studime të tjera kanë raportuar se akumulimi i bakrit për një kohë të gjatë në mëlçinë e peshqve, shkakton lizën e hepatociteve të mëlçisë, cerozë dhe deri vdekje të hepatociteve (Pourahamad & O’Brien 2000, Varanka et al. 2001). Është raportuar se peshqit e ekspozuar ndaj përqendrimeve subletale të HgCl2 (0.1062 dhe 0.531 ppm) dhe CuCl (0,1420 0,0710 dhe ppm) për 96 orë, shfaqin ndryshime në mëlçi, si vakuolizime në citoplazëm, degjenerim të bërthamës së hepatociteve, prani të bërthamës piknotike (picnotic), nekrozë, këputje të sinusoidëve të enëve të gjakut dhe humbje të formës së hepatociteve (S.V Deore & S.B Wagh, 2012).


- 17 -

1.3.6.0. Ndotësit e mjedisit ujor

1.3.6.1.0. Plumbi (Pb)

Plumbi (Pb) është metal me numër atomik 82 që ekziston kryesisht në gjendjen e tij dyvalent oksidative. Në përgjithësi, forma më toksike e këtij metali është forma e lirë jonike (Pb2+), edhe pse mbetet për t'u parë nëse grupe të tjera kontribuojnë në toksicitetin e Pb te peshqit.

Që në vitet 1920, është vërejtur se efekti akut i ekspozimit ndaj përqendrimeve vdekjeprurëse të Pb tek peshqit, shfaqet me prodhimin e një shtresë të hollë mukusi, i cili mbulon trupin, dhe kjo bashkëshoqërohet me parregullsi në procesin e ventilimit dhe notimit (ose mungesa e tij), gjë që tregon për shqetësim të procesit të frymëmarrjes. Përveç kësaj, Pb ndryshon fluiditetin e mukusit, i cili mund të ndikojë në rezistencën hidrodinamike, funksionet rregullatore të joneve, dhe në funksionet e këmbimit të gazeve në branshi (Varanasi et al., 1975).

Studimet e bëra në peshq kanë treguar se përqendrimi i plumbit në gjak, në nivelin 10 mg Pb2+/ml-1, çon në aberacione kromozomike (tetraploidi, anomali mitotike, dëmtime në kromatide), dhe këto efekte mund të jenë të lidhura me interferencat në mekanizmat e replikimit, transkriptimit dhe riparimit të ADN-së (Cestari et al, 2004).

Efektet karakteristike hematologjike të plumbit janë anemia dhe pikëzimet bazofilike të eritrociteve. Kjo e fundit lind nga agregimet ribosomike dhe mund të jetë tregues i sintezës së dëmtuar të proteinave, më e rëndësishmja nga të cilat është prodhimi i hemoglobinës (Hb) në eritrocite. Reagimi anemik manifestohet në formën e pranisë së mikrociteve dhe eritrociteve hipokromike dhe paraqitet humbje të eritrociteve të pjekura dhe ndalim të sintezës së Hb-së. Efektet i atribuohen kryesisht ndalimit të enzimës dehidratazë e acidit d-aminolevulinic-ALAD, e quajtur ndryshe edhe porfobilinogjen sintazë, e cila katalizon një hap kyç në sintezën e grupit hemë, kondensimit të dy molekulave të acidit d-aminolevulinik (ALA), për të formuar një molekulë të vetme porfobilinogjene (Martinez et al, 2004).

1.3.6.2.0. Kadmiumi (Cd)

Kadmiumi (Cd) është përgjegjës për disa efekte të dëmshme në peshq dhe kafshë të ndryshme. Në një përqendrim të mjaftueshëm, ai është toksik për të gjitha format e jetës, duke përfshirë mikroorganizmat, bimët e larta, kafshët dhe njerëzit.

Kadmiumi është një metal dyvalent, me peshë atomike 112.4, dhe numër atomik 48. Vlen të theksohet se kadmiumi shfaq efekte toksike tek disa organizma si peshqit, insektet etj, në përqendrime prej 08-9.9 ppm në një kohëzgjatje ekspozimi prej 4 deri 33 ditësh. Rezistenca ndaj kadmiumit është më e lartë tek organizmat detarë se sa tek ato të ujërave të ëmbla (Gentile et al. 1982).


- 18 -

Studimet e bëra me tri lloje peshqish të ujërave të ëmbla, përreth 30-60 ditë, kanë treguar se përqendrimet > 1 dhe < 3 ppb të kadmiumit në ujë, dhe alkaliniteti i ulët, shkaktojnë reduktim të mbijetesës, rritjes, dhe pjellorisë së llojeve të testuara. Kadmiumi, shkakton dëmtime edhe në sistemin riprodhues të peshqve, duke ndikuar në mekanizmat e rregullimit endokrin, apo duke inhibuar prodhimin e hormoneve. Kadmiumi, mund të rrisë transkriptimin e receptorëve të hormonit progesteron, gjithashtu, duke ulur sasinë e receptorëve për estrogjenet (Garcia Morales et al., 1994). Ekspozimi i peshqve ndaj kadmiumit nxit ndryshime histologjike dhe patologjike si në indin e mëlçisë ashtu edhe në atë të veshkës (Damek-Poprawa and Sawicka-Kapusta, 2003).

1.3.6.3.0. Bakri (Cu)

Është një element kimik, i cili në sasi të vogla, është thelbësor për funksionimin e organizmave të gjallë, ndërsa në sasi të madhe është helmues. Forma më toksike e bakrit është joni kuprik (Cu2+). Peshqit dhe butakët janë 10 deri 100 herë më të ndjeshëm ndaj efektit toksik të bakrit se sa gjitarët, ndërsa algat blu-të gjelbërta janë 1000 herë më të ndjeshme ndaj efektit toksik të bakrit se sa gjitarët (Forstner and Wittman (1979); Hodson (1979); Wright & Welbourn (2002).

Efektet e bakrit në organizmat ujorë mund të jenë vdekjeprurëse. Branshitë e peshqve dëmtohen dhe e humbin aftësinë e tyre për të rregulluar transportin e kripërave të tilla si kloruri i natriumit dhe kloruri i kaliumit, brenda dhe jashtë organizmit të peshkut. Këto kripëra, janë të rëndësishme, për funksionimin normal të sistemit kardiovaskular, dhe atij nervor. Toksiciteti i bakrit në branshitë e peshqve, paraqitet më i lartë nëse pH i ujit është acid, sepse ky jon paraqet kapacitet të ulët buferik, nëse uji është i butë, ka përqendrim të ulët të joneve kalcium (Bradl, 2005; Wright dhe Welbourn, 2002).

Ekspozimi për një kohë të shkurtër i bakrit në mjedisin ujor të peshqve, ka treguar se shkakton dëmtim të neuroneve olfaktore të peshqve si trofta, ndërsa ekspozimi afatgjatë i shkatërron neuronet e tilla, (Baldwin et al. 2003). Ekspozimit i formave juvenile të troftës për 30 minuta në tretësirë të bakrit 20 μg/L, ka rezultuar në reduktimin e 82% të efekteve të nuhatjes, pas mbikëqyrjes elektrofiziologjike të muskujve të nuhatjes (McIntyre et al., 2008). Troftat, janë veçanërisht të ndjeshme, ndaj efekteve toksike të bakrit dhe metaleve të tjera. Nivele shumë të ulëta të bakrit (1.4 μg / L), prodhojnë një përgjigje fiziologjike të stresit, të karakterizuar nga hiperaktiviteti, nivelet e rritura të hormonit kortizol dhe sintezës së metalothioninës metalike dhe detoksifikimin e proteinave të mëlçisë (Taub, 2004).


- 19 -

1.3.6.4.0. Ziku (Zn)

Zinku, elementi kimik me simbol Zn dhe masë atomike 30, është elementi i parë i grupit 12 të sistemit periodik. Zinku, është thelbësor për funksionimin e duhur të organizmit. Niveli i lartë i zinkut në mjediset ujore, vjen nga hedhjet e patrajtuara të ujërave të zeza, industriale etj. Toksiciteti i zinkut në mjediset ujore është studiuar intensivisht gjatë dekadës së fundit.

Zinku ushtron efekte negative në peshq, duke dëmtuar në mënyre serioze strukturën dhe organet e ndryshme të organizmave ujorë, duke qenë edhe vdekjeprurës, për shumë organizma. Studimet kanë treguar se, peshqit e ekspozuar ndaj përqendrimeve prej 300 mg/l të sulfatit të zinkut, për 20 ditë, shkaktojnë ndryshime drastike në testikuj. Është raportuar se metalet e akumuluara në peshqit adultë, mbarten në vezë, gjatë procesit të ovogjenezës, gjë që sjell efekte dëmtues në zhvillimin e mëtejshëm të embrionit (Ololade I. A. et al 2009).

1.3.7.0. Mbetjet urbane

1.3.7.1.0. Hiri

Përfaqëson një mbetje të gjeneruar nga djegiet e qymyrit, lignitit etj., i cili përbëhet nga grimca të imta fluturuese, të cilat kanë formë sferike dhe madhësi prej 0,5 μm në 100 μm. Hiri gjithashtu përmban toksina mjedisore në sasi të konsiderueshme, duke përfshirë arsenikun (43.4 ppm); bariumin (806 ppm): borin (311 ppm), kadmiumin (3.4 ppm), kromin (136 ppm); kromin VI ( 90 ppm); kobaltin (35.9 ppm), bakrin (112 ppm); fluorin (29 ppm), plumbin (56 ppm), manganin (250 ppm), nikelin (77.6 ppm), selenin (7.7 ppm) stronciumin (775 ppm ); taliumin (9 ppm); vanadiumin (252 ppm); dhe zinkun (178 ppm). Përqendrimet e mësipërme të elementëve ndryshojnë sipas llojit të qymyrit të djegur për të formuar atë. Në fakt, në rastin e qymyreve bituminoze, me përjashtim të borit, përqendrimet e elementeve në përgjithësi janë të ngjashme, www.mpbiomass.com (24 nëntor 2012).

1.3.7.2.0. Fenoli

Është një komponim organik, me formulë kimike C6H5OH. Molekula e tij përbëhet nga grupi fenil (-C6H5), i cili është i lidhur me grupin hidroksil (-OH). Fenoli është mjaft toksik për organizmat ujore; studimet e ndryshme kanë treguar se peshqit e ekspozuar ndaj ujërave të ndotura me fenol, pas analizimit të parametrave fiziologjike, biokimike dhe histopatologjike, ka rezultuar një ulje në nivelin e glukogjenit në muskuj dhe mëlçi, dhe në rënie të nivelit të glukozës në gjak, si rrjedhojë e faktit se enzimat e detoksifikimit kërkojnë një energji të madhe për detoksifikimin e fenolit në organizëm.


- 20 -

Studimet kanë treguar se peshqit e ekspozuar ndaj fenolit, paraqesin një rritje të nivelit të proteinave totale, në branshi dhe mëlçi, për shkak të nevojës së organizmit për energji për detoksifikimin e fenolit nga organizmi (Sannadurgappa et al 2006).

1.3.7.3.0. Sulfatet (SO42-)

Sulfatet janë anione poliatomike, me formulë (SO42-) dhe me masë molekulare 96.06 dalton (96.06 g/mol). Në qendër, ndodhet atomi i sulfurit, i cili rrethohet nga katër atome oksigjeni.

Figura 1.9. Struktura kristalore e sulfateve

Përqendrimi normal i sulfateve për liqenet dhe lumenjtë, varion nga rreth 2 deri 30 mg/l,. Niveli i sulfateve të tretur në ujë, mund të ndryshojë gjate stinëve të ndryshme. Disa studime kanë raportuar toksicitetin e sulfateve tek peshqit e ujërave të ëmbla, në përqendrime rreth 100 mg/l ( James I.et.al 2000).

Shiu acid shkakton një seri të efekteve, që dëmtojnë ose vrasin peshqit, zvogëlojnë numrin e popullatës. Disa lloje të bimëve dhe kafshëve janë në gjendje të tolerojnë ujërat acid. Por shumica janë acid-sensitivë. Në përgjithësi, llojet e reja janë më të ndjeshme ndaj kushteve të mjedisit, se individët e rritur. Në pH 5, pjesa më e madhe e vezëve të peshqve nuk mund të çelin. Në nivelet e ulëta të pH, disa peshq të rritur ngordhin. Disa liqene acidike nuk kanë asnjë peshk. Hulumtimet kanë treguar se jo të gjithë peshqit, butakët, ose insektet mund të tolerojnë të njëjtën sasi të aciditetit, për shembull, bretkosat mund të tolerojnë ujë që është më shumë acid sesa trofta. http://www.epa.gov/acidrain/effects/surface_water.html ( 28 nëntor 2012).

1.3.7.4.0. Nitratet (NO3)

Plehrat azotikë, të cilët përdoren në bujqësi, përmes reshjeve mund të përhapen në lumenj dhe në këtë mënyrë rrisin nivelin e nitrateve në ujëra, po ashtu edhe mungesa e trajtimit ujërave të zeza dhe industriale, kontribuon në mënyrë drastike në ndotjen e lumenjve me nitrate. Peshqit mund të preken indirekt nga përqendrimet e rritura të nitrateve në ujë. Në thelb, çdo përqendrim i tepërt i nitrateve në ujë është një burim lëndësh ushqyese për bimët ujore dhe algat Në shumë raste, sasia e nitrateve në ujë është ajo që kufizon numrin e bimëve dhe algave që mund të rriten. Niveli i lartë i nitrateve në ujë shpie në një rritje të shpejtë të bimëve ujore, gjë që mund të shkaktojë shumë probleme në mjedisin ujor. Një rritje e tepërt e bimëve dhe algave mund të krijojë një sasi të madhe të oksigjenit të tretur në ujë, duke shkaktuar një përqendrim jo të qëndrueshëm të oksigjenit në ujë gjatë ditës, dhe natën nivelet e oksigjenit mund


- 21 -

të ulen në mënyrë të ndjeshme. Kjo do të krijonte kushte të vështira për peshqit, http://www.heatleyriver.ca{Accessed 27th November 2012}.Studimet në peshq, kanë treguar se nitritet futen në sistemin e qarkullimit të gjakut me anë të branshive dhe efekti toksik shfaqet me oksidimin e hemoglobinës në met-hemoglobinë, duke bërë të pamundur lidhjen e oksigjenit (K.S. Tilak et al 2007).

1.3.7.5.0. Poliklor bifenilet (PCB)

Janë hidrokarbure policiklike aromatike me numër të ndryshëm të atomeve të klorit, të lidhura në pozicione të ndryshme të dy unazave të benzenit. PCB-të, janë të përhapura në ujë, ajër, bimë, kafshë, etj. PCB-të janë shumë pak të tretshëm në ujë, dhe mjaft të tretshëm në yndyra; bioakumulohen shumë shpejt në organizmat ujorë, përmes zinxhirit ushqyes të organizmave ujorë. Përqendrimi i tyre në organizmat ujorë është nga 2000 deri 1 milion herë më i madh se në ujë. PCB-të janë sintetizuar për herë të parë në vitin 1881 në Gjermani, dhe prodhuar industrialisht që nga viti 1914,http://en.wikipedia.org/wiki/Polychlorinated_biphenyl(29Nëntor2012). Organizmat që jetojnë në ujërat e ndotura, sidomos peshqit dhe organizmat që konsumohen si ushqim deti, mund të ruajnë PCB në indet yndyrore të tyre, dhe përfaqësojnë rrezik për konsum nga njerëzit (J.Falandysz, et al 2004).

1.4.0. Bioremedimi i efekteve të ndotjes së ujërave

"Remedim" do të thotë zgjidhje e një problemi, dhe "bioremedim" do të thotë përdorimi i organizmave biologjike si bimët dhe mikroorganizmat për të zgjidhur një problem mjedisor, në një ekosistem të ndotur, duke i degraduar dhe larguar ndotësit nga mjedisi ujor, dheu apo ajri. Në varësi të ndotjes, bioremedimi mund të jetë më i sigurt, dhe më pak i shtrenjtë se zgjidhjet alternative të tilla si djegia, apo deponimi i materialeve të ndotura http://ei.cornell.edu/biodeg/bioremed/index.html (5Janar 2013).

Bioremedimi klasifikohet si bioremedim in-situ, dhe ex-situ. Bioremedimi in-situ synon në trajtimin drejtpërsëdrejti në vendin e kontaminuar, ndërsa biremedimi ex-situ kryhet në një vend tjetër, duke e dërguar materialin e kontaminuar në vendin e caktuar për kryerjen e trajtimit. Mikroorganizmat i absorbojnë metalet e rënda nga mjedisi i ndotur, por nuk mund të bëjnë biodegradimin e tyre. Bazuar në këtë, për trajtimin e ujërave të ndotura me metale të rënda, aplikohet bioremedimi ex-situ, gjatë të cilit përdoren teknologji për trajtimin e ujërave të ndotura si kontaktorët biologjikë rrotullues (RBC) dhe teknika të tjera.

Studimet kanë treguar se metalet e rënda eliminohen me procesin e bioremidimit, duke aplikuar algat e gjinisë Dunaliella. Algat e gjinisë Dunaliella janë mjaft tolerante ndaj përqendrimeve të ndryshme të metaleve të rëndë si Pb, Cd, Hg duke i absorbuar ato nga mjedisi ujor. Ky studim ka treguar se algat e gjinisë Dunaliella mund të


- 22 -

përdoren për eliminimin e metaleve të rënda nga mjedisi (Saber.I et al, 2011). Algat konsiderohen si bioabsorbues potencialë të metaleve të rëndë për shkak të trajtimit të lehtë dhe sipërfaqes së madhe aktive absorbuese. Algat, shpesh preferohen për procesin e bioremeditimin për shkak të efikasitetit të lartë fotosintetik, shoqëruar kjo edhe me kërkesat ushqyese, kultivimin e lehtë dhe rritjen e shpejtë (Tien et al., 2005; Khattar et al., 2007).

Figura 1.10. Bioshëndetësimi


- 23 -

PJESA EKSPERIMENTALE

2. 0. MATERIALI DHE METODOLOGJIA E PUNËS

2.1.1.0. Zona e studimit

Sitnica është një nga lumenjtë kryesorë të Kosovës dhe degë kryesore e lumit të Ibrit, ujëmbledhës i të cilit është Deti i Zi. Ky lumë dallohet jo vetëm për nga madhësia e pellgut ujëmbledhës (2.861 km²), por edhe nga prurjet vjetore (16,6 m³/s). Sitnica formohet nga rrjedha e Baticës me Sazlin dhe lumin e Shtimes, figura 2.1. Këto rrjedha afër fshatit Robovc bashkohen, duke formuar lumin Sitnicë. Nga këtu e deri në vend-derdhje në lumin Ibër, afër Mitrovicës kalon gjatësinë prej 90 km. Veçori e këtij lumi është pjerrësia e vogël, pra karakterizohet si lumë fushor.

Figura 2.1. Harta e lumejve të Kosovës

Sitnica dallohet, jo vetëm për prurjen e tij të vogël, por edhe për ndryshime të theksuara gjatë vitit. Prurjet më të theksuara i ka në dimër dhe pranverë, ku përveç shirave ndikon edhe shkrirja e borës. Shtrati i Sitnicës nuk është i qëndrueshëm. Gjatë vërshimeve ai mbulon një pjesë të fushës midis Lipjanit dhe Mitrovicës, duke shkaktuar dëme të mëdha. Përkundrazi, në verë prurja e tij është shumë e vogël, dhe në vend-derdhje në Ibër, arrin 2.35 m/sekondë http://sq.wikipedia.org/wiki/Sitnica (24 Korrik, 2012).


- 24 -

2.2.1.0. Problemet e ndotjes së lumit Sitnica në vite

Lumi Sitnica, duke filluar nga Ferizaji deri në Mitrovicë, është lumi më i ndotur në Kosovë. Pezullitë janë të pranishme në të dhe i tejkalojnë vlerat maksimale të lejuara (konstatimet kryesore janë dhënë nga Autoriteti i Cilësisë së Ujërave Sipërfaqësore, MAPH, Ministria e Ambientit dhe Planifikimit Hapësinor, Departamenti i Ujit). Kjo ndodh sepse në këtë lumë derdhet njëra pjesë e lumit të Nerodimës dhe lumenjtë: Shtime, Graqanka, Prishtina, Drenica, Llapi, Trepça. Ujërrjedha të tjera, më të vogla, përfundojnë në lumin Sitnicë, dhe përmbajnë në vete ujërat e shkarkimeve urbane si dhe atyre industriale.

Analizat e ujit të lumit Sitnica tregojnë për një përkeqësim të parametrave kimiko -fizike, përçueshmërisë elektrike, si rezultat i pranisë së joneve. Gjithashtu është vënë re një rritje e fortësisë së ujit dhe pranisë së metaleve të rënda si: Zn, Pb, Cu, Cd, Ni, Hg dhe Mn (Gashi et al, 2011). Krahasimi me standardet ndërkombëtare, e vendos lumin Sitnica në kategorinë e III dhe IV të cilësisë së ujërave sipërfaqësore.

2.3.1.0. Vendmostrimet

Biomonitorimi i lumit Sitnica është bërë në tri vendmostrime, Ferizaj-S1, Vragoli-S2 dhe Plementin-S3, figura 2.2.

Vendmostrimi S1, Ferizaji, përfaqëson një zonë me vendndodhje pranë burimit të lumit Sitnica, burim i cili, fillon nga derdhja e një pjese të lumit Nerodime në Ferizaj dhe nga bashkimi i ujërrjedhës që gjendet në fshatin Sazli, në rrethinën e Ferizajit. Në qytetin e Shtimes, lumit Sitnica, i bashkangjitet lumi Shtime. Kjo zonë e studimit, karakterizohet si zonë relativisht e pastër, dhe nuk ka miniera apo industri të mëdha. Analizat fiziko-kimike për këtë zonë, të marra nga Instituti Hidrometeorologjik i Kosovës (IHMK), tregojnë se kjo pjesë e lumit Sitnica, ka rezultate më të mira krahasuar me pikat vijuese të studimit.

Vendmostrimi S2, Vragolia, është pjesa ku, lumi Sitnica bashkohet me lumin Graqanka, cilësia e ujit të së cilit, është në vazhdimësi i ndotur, si rezultat i pompimit të ujërave nga minierat e Kizhnicës dhe Artanës.Në Vragoli bashkohet edhe lumi Prishtina, që në fakt nuk mund të quhet lumë sepse nuk plotëson asnjë kriter të tij, por është kolektori i të gjitha ujërave të shkarkuara urbane e jo vetëm, të kryeqytetit të Kosovës. Lumi Prishtina, është një nga më të ndoturit. Në këtë vendmostrim, derdhet edhe lumi Drenica, që në vetvete përmban një sasi të konsiderueshme të joneve të metaleve të ndryshme që vijnë nga ujërat e Kompleksit të Feronikelit (FeNi), në Drenas. Rezultatet fiziko-kimike të monitoruara nga IHMK tregojnë se kjo pikë është mjaft e ndotur.

Pika nr. 3 e studimit është Plemetini. Në këtë pjesë të lumit Sitnica përveç ndotësve që vijnë nga pika 1 dhe 2, derdhen edhe shkarkimet e ujërave nga mihjet sipërfaqësore të thëngjillit në Mirash dhe Bardh, shkarkimet nga depot e hirit nga Termocentrali A (TCA) dhe Termocentrali B (TCB). Parametrat fiziko-kimike të monitoruara nga


- 25 -

IHMK tregojnë se kjo zonë është mjaft e ndotur, duke i tejkaluar vlerat maksimale të lejuara (Gashi et al, 2011).

Figura 2.2. Harta e vendmostrimeve përgjatë lumit Sitnicë

2.4.1.0. Mbledhja e kafshëve

Organizmat bioindikatorë të marrë në këtë studim, ishin peshqit. Duke përdorur teknikën e elektrofishing, në të tri vendmostrimet përgjatë lumit Sitnica, u kapën në total 42 individë peshq, përkatësisht Ferizaj (n=16), Vragoli (n=12) dhe Plemetin (n=14). Llojet e kapur të peshqve, i takonin kryesisht familjes Cyprinidae, me përfaqësues krapin, Cyprinus carpio. Mbledhja e mostrave u krye gjatë periudhave mars-maj dhe gusht-shtator 2010-2012, për të vlerësuar edhe ndryshimet eventuale të regjimit ujor të lumit gjatë pranverës me reshje të shumta dhe verës së thatë.


- 26 -

Krapi, Cyprinus carpio, është një nga llojet e peshqve, që popullojnë ujërat e ëmbla. Ai i takon familjes Cyprinidae, e cila bën pjesë në grupin e madh të peshqve autoktonë të Evropës dhe Azisë. Të gjithë cypriniformët, jetojnë në ujërat kontinentale, dhe kanë një përhapje të gjerë gjeografike. Ata janë të aftë të tolerojnë kushtet e vështira mjedisore, nivelet e ulëta të oksigjenit, ndotësit dhe turbullirën e ujit; jetesa e tyre, shpesh, është e lidhur me habitate të degraduara, ku përfshihen edhe ujërat e ndenjura. Gjatë dekadave të fundit, ndryshimet në cilësinë e ujit të lumenjve, kanë ndikuar negativisht mbi shumë lloje peshqish, ndërkohë që kanë favorizuar mbijetesën e krapit. Për shkak të përshtatshmërisë së tij dhe valencës së lartë ekologjike, krapi ka qenë shumë i suksesshëm në kolonizimin e mjediseve të reja.

Fotografia 2.1. Çaste nga puna në terren

Fotografia 2.2. Terreni dhe aparatura e përdorur për mostrim

Pasi u mblodhën, peshqit u transportuan brenda ditës në laborator, duke i mbajtur në kontenierë me ajrim konstant dhe akull në temperaturën 0-4°C. Peshqit u aklimatuan


- 27 -

duke u mbajtur në laborator të paktën 24 h, për të minimizuar efektin e stresit të kapjes dhe manipulimit.

Fotografia 2.3. Peshqit e kapur në terren

2.5.0. Analizat biokimike, hematologjike dhe histopatologjike

Për realizimin e këtij studimi, analizat janë kryer pranë:

Laboratorit të Fiziologjisë dhe Biokimisë, pranë Departamentit të Biologjisë, Fakulteti i Shkencave të Natyrës, Tiranë;

Laboratorit të Biokimisë dhe Patologjisë, pranë Spitalit Amerikan, Tiranë;

Institutit të Patologjisë, Qendra Klinike Universitare e Kosovës, Prishtinë;

Institutit Kombëtar të Shëndetësisë Publike të Kosovës, Prishtinë.

2.5.1.0. Marrja e gjakut

Marrja e gjakut u realizua nga shpimi i peshkut nën vijën anësore drejt në venën kaudale, si dhe nga venat brankiale. Gjaku është marrë me ndihmën e shiringave sterile hipodermike, 2 ml, me përmasa 0.8x38-mm. Ruajtja e gjakut për analizat biokimike u bë në tuba të posaçëm, duke përdorur EDTA si antikoagulant. Përgatitja e lamave për ekzaminimin hematologjik u krye me një pikë gjaku të freskët, të papërpunuar, menjëherë në momentin e marrjes së gjakut. Për çdo individ u përgatitën 2 lama gjaku.


- 28 -

Fotografia 2.4. Pamje e marrjes së gjakut në venën brankiale

Fotografia 2.5. Puna në laborator

2.5.2.0. Analizat biokimike

Për kryerjen e analizave të parametrave biokimike, u përdor serumi i gjakut. Për përgatitjen e tij, gjaku i marrë nga peshqit, centrifugohet paraprakisht (5000 rpm /10 min) dhe serumi i përftuar transferohet me anë të pipetës automatike në një tub Eppendorf, për t’u përdorur më pas për vlerësimin e treguesve biokimikë. Për çdo individ u vlerësuan këta tregues biokimikë: glukoza plazmatike, proteinat totale, transaminazat dhe enzimat e stresit oksidativ.


- 29 -

2.5.3.0. Përcaktimi i aktivitetit të metabolitëve

a) Glukoza

Përqendrimi plazmatik i glukozës u përcaktua në analizerin biokimik Cobas Integra 400 plus, (Roche). Principi i testimit të glukozës bazohet në metodën enzimatike të heksokinazës (Neeley WE, et.al 1972; Bondar RJ, et.al, 1974). Enzima hekzokinazë (HK), katalizon fosforilimin e glukozës nga ATP, për të formuar glukozë-6-fosfat dhe ADP. Reaksioni kryhet me ndihmën e një enzime të dytë, glukozë-6-fosfat dehidrogjenazës (G6PDH) e cila katalizon oksidimin e glukozë-6-fosfatit nga NADP + për të formuar NADPH:

HK

D-glukozë + ATP D-glukozë-6-fosfat + ADP

G6PDH

D-glukozë-6-fosfat + NADP+ D-6-fosfoglukonat + NADPH + H+

Norma e oksidimit të NADPH është në proporcion me aktivitetin katalitik të glukozës dhe matja është bërë në mënyrë spektrofotometrike në gjatësinë e valës 340 nm.

b) Proteina totale

Përqendrimi i proteinës totale u përcaktua duke përdorur testin kolorimetrik sipas (Weichselbaum TE, 1946). Bakri dyvalent reagon në tretësirë bazike me lidhjet peptidike të proteinave për të formuar kompleksin karakteristik me ngjyrë vjollcë të Biruetit. Intensiteti i ngjyrës është në mënyrë të drejtë përpjesëtimore me përqendrimin e proteinës, matja e së cilës bëhet në mënyrë fotometrike në gjatësinë e valës 552 nm.

Ph alkaline

Protein + Cu2+ Cu-protein kompleks

2.5.4.0. Përcaktimi i aktivitetit të enzimave hepatike aspartat-aminotransferazë (AST) dhe alaninë-aminotransferazë (ALT)

Aktivitetet e enzimave aspartat aminotransferazë (AST), dhe alaninë aminotransferazë (ALT) u përcaktuan sipas metodës kinetike me ndihmën e analizerit biokimik Cobas Integra 400 plus (Roche). Principi i metodës së testimit të AST, është i akorduar sipas metodave të Federatës Ndërkombëtare të Kimisë Klinike, (IFCC). Produktet e ALT dhe AST, piruvati dhe oksalacetati përdoren për të oksiduar NADH në NAD+. Ritmi i shndërrimit të NADH është në përpjesëtim të drejtë me masën e formimit të piruvatit ose oksalacetatit, dhe si rrjedhojë, në përpjesëtim të drejtë me aktivitetin e enzimave AST dhe ALT.


- 30 -

2.5.5.0. Përcaktimi i aktivitetit të enzimave të stresit oksidativ

a) Glutation S- transferaza (GST)

Aktiviteti i enzimës glutation transferazë GST, u mat me spektrofotometër (Titertek Multiscan R MCC/340) duke përdorur si substrat 1-kloro-2,4-dinitrobenzenin. Aktiviteti i enzimës, llogaritet në µmol/min/ml. Pjesa e sipërme e gjakut të centrifuguar transferohet (pa shqetësuar shtresën e qelizave të bardha) në një tub Eppendorf dhe ruhet në akull deri në matje. Eritrocitet lizohen në raportin 1:4 me

buferin e GST në akull, dhe centrifugohen me 10 000 x g për 15 minuta, në 4⁰C dhe

supernatanti transferohet në një tub Eppendorf, për t’u përdorur më tej për matjen e GST.

b) Superoksid dismutaza (SOD)

Aktiviteti i superoksid dizmutazës (SOD), u përcaktua sipas testit kolorimetrik (Biovision). Mostrat e gjakut u mblodhën me antikoagulantin EDTA dhe u

centrifuguan në 1,000 x g për 10 min, në 4⁰C. Shtresa e plazmës u transferua në një

tub Eppendorf dhe u ruajt në -80⁰C deri në matje. Shtresa e qelizave të bardha të

gjakut, u largua dhe shtresa eritrocitare u rishpërla në raportin 1:5 me ujë të distiluar në të ftohtë dhe u centrifugua në 10,000 x g për 10 minuta. Aktiviteti i SOD u vlerësua në U/ml.

c) Katalaza (CAT)

Aktiviteti i enzimës katalazë, CAT, u përcaktua kolorimetrikisht, (Biovision). Principi i metodës konsiston në, reaksionin e katalazës me H2O2 për të prodhuar ujë dhe oksigjen. H2O2 i pakonvertuar reagon me OxiRedTM duke prodhuar një produkt i cili absorbon në gjatësinë e valës 570nm. 0.2 ml eritrocite homogjenizohen në akull me

0.2 ml buffer dhe centrifugohen në 10,000 x g për 15 min në 4⁰C. Supernatanti, ruhet

deri në kryerjen e matjeve. Mostra e lëngshme matet drejtpërsëdrejti për aktivitetin e CAT i cili llogaritet në µmol/min/ml.

2.6.0. Matja e përqendrimit të metaleve të rënda në indin e mëlçisë

Matja e përqendrimit të metaleve të rënda në indin e mëlçisë, është kryer pranë laboratorit të Institutit Kombëtar të Shëndetësisë Publike të Kosovës, Prishtinë sipas protokollit AOAC Official Methode 999.11. Kjo metodë mundëson përcaktimin këtyre elementeve në përqendrime të tilla si: Pb, 0.3; Cd, 0.1, Zn, 1, Cu, 5;. dhe Fe, 4 mg / kg.

Përcaktimi i plumbit (Pb) dhe kadmiumit (Cd), u krye me absorber atomik, spektofotometri dhe furrë grafite. Përcaktimi i zinkut (Zn), bakrit (Cu), dhe hekurit (Fe) u krye me absorber atomik, dhe spektrofotometer me flakë. Për sa i përket gjatësisë së valës, përzierjes së gazrave/temperaturës dhe parametrave të tjerë të instrumentit, të dhënat gjenden në manualin e instrumentit.


- 31 -

Në mënyrë të përmbledhur, procedura e analizës së metaleve të rënda në indin e mëlçisë, konsiston në:

Parapërgatitjen-homogjenizimin e kampionit duke përdorur pajisje jo të kontaminuara;

Tharjen e një kampioni 10-20g, në një kupshore e cila vendoset në furrë, ku thahet

gradualisht duke ndryshuar temperaturën nga 50⁰C/h deri në 450⁰C, për 8 orë, deri në

krijimin e hirit;

Krijimin e tretësirës së hirit, duke e lagur atë me 1-3 ml ujë dhe avulluar në banjo-mari .

Mostra, pastaj, vendoset përsëri në furrë me temperaturë jo më shumë se 200⁰C duke

e rritur atë deri në 450⁰C (50-100⁰C/h) për 1-2 orë ose më gjatë. Procedura përsëritet

deri sa të krijohet plotësisht hiri. Shtohen 5 mL 6M HCl në kupshore, me qëllim që e gjithë sasia e hirit të bjerë në kontakt me acidin. Më tej bëhet avullimi i acidit në banjo-mari. Mbetja tretet në 10.0–30.0 mL të 0.1M HNO3. Përmbajtja e kupshores përzihet me kujdes derisa e gjithë sasia e hirit të bjerë në kontakt me acidin. Kupshorja mbulohet me xham ose lihet të qëndrojë 1 deri 2 orë. Tretësira në kupshore duhet të përzihet me përzierës, dhe më pas mbetja transferohet në tuba plastikë. Në fund përgatitet prova e bardhë (blank) në të njëjtën mënyrë si produkti. Për çdo analizë të secilit metal, përgatiten dy prova të bardha.

2.7.0. Përllogaritja dhe vlerësimi i rezultateve

Detektimi i limitit (DL) përllogaritet për secilin metal si më poshtë: DL = 3 shmangia standarde e mesatares së përcaktimeve të provave të bardha (blank) (n = ³20). Llogaritet përqendrimi, C, i metalit në kampionin testues sipas formulës

m

xVbaC

)(

C = përqendrimi në kampionin e testimit (mg / kg)

a= përqendrimi në tretësirën e testuar (mg/L)

b = përqendrimi mesatar në tretësirën e bardhë (blank)(mg/L)

V=Vëllimi i tretësirës së testuar (ml)

m=Pesha e pjesës testuese (g)

Nëse (a - b) është më e ulët se sa DL, atëherë (a - b) është i zëvendësuar me DL për llogaritjen e kufirit të detektimit në pjesën e testuar.


- 32 -

2.7.1.0. Ekzaminimi hematologjik

Fotografia 2.6. Përgatitja e lamës së gjakut

Për çdo individ të marrë në studim, u përgatitën 2 strisha gjaku, me një pikë gjaku të freskët, të patrajtuar me antikoagulantë. Pas fiksimit dhe ngjyrimit me Giemmsa Romanowski (Rosenfeld, 1947), formulat e gjakut u vlerësuan në mikroskop optik, Zeiss, me zmadhimin me imersion X100. Faktori eritron u vlerësua duke përcaktuar përqindjen e llojeve të ndryshme të eritrociteve si eritrocit normal, në ndarje, pa bërthamë, të degjeneruar dhe me mikronukleus, në 2000 eritrocite të numëruar. Gjithashtu u vlerësua edhe frekuenca e mikronukleuseve duke e shprehur si eritrocite me mikronukleus në 1000 eritrocite të vlerësuar në një lamë, për çdo individ u vlerësuan vetëm eritrocitet me membranë qelizore dhe bërthamore të pa dëmtuar. Për vlerësimin e mikronukleuseve u përdorën kriteret e mëposhtme:

Mikronukleusi duhet të jetë sa 1/10 dhe 1/3 e diametrit të bërthamës kryesore të qelizës:

Mikronukleuset duhet të jenë në të njëjtin plan të fokusimit me bërthamën qendrore;

Mikronukleuset duhet të kenë të njëjtën ngjyrë, përbërje dhe refraksion si bërthama qendrore; dhe

Duhet të jenë qartësisht të ndarë (të dallueshëm) nga bërthama kryesore e qelizës.


- 33 -

2.7.2.0. Treguesit hematologjikë

Përcaktimi i numrit të eritrociteve dhe leukociteve u bë me ndihmën e hemocitometrit Burker. Hematokriti (Ht, %) u përcaktua me mikrometodë (GoldenFarb et al., 1971), ndërsa hemoglobina u përcaktua me metodën e cianometahemoglobinës (Collier, 1944). U llogaritën vëllimi mesatar korpuskular (MCV=Ht/Erx1000) i shprehur në fentolitër (fL) dhe përqendrimi mesatar korpuskular i hemoglobinës (MCHC=Hb/Htx1000) i shprehur në gram për decilitër (gdL-1).

Me ndihmën e mikroskopit Zeiss, të pajisur me okular me mikrometër, për çdo individ, u përcaktuan përmasat e eritrociteve (gjatësi EL, gjerësi EW) dhe përmasat e bërthamës (gjatësi NL, dhe gjerësi NW). Në çdo lamë gjaku maten 50 qeliza në mënyrë rastësore (2 lama për çdo individ). Në bazë të dhënave u llogarit sipërfaqja e eritrociteve sipas formulës:

2

2

Area

2/2/3/4

2/2/3/4

4/N 4/

bxbxxN

BxAxxE

axbxAxBxE

Volume

Volume

Area

2.7.3.0. Vlerësimi histopatologjik

Mëlçia e peshqve, pasi u përzgjodh, u vendos në formalinë 10% për 48 orë. Më pas u bë matja e peshës dhe vëllimit. U bë vendosja në kaseta plastike histologjike me kodin përkatës, procedura vazhdoi me vendosjen e kasetave në aparaturën e procesimit indor ku u realizua dehidratimi maksimal hap pas hapi me alkool (70-99% etanol). Pas kësaj indet kalohen në +27/medium Xylen ku realizohet dealkolizimi. Hapi tjetër është parafinimi i indit, derdhja në kallëpet e posaçme për prerje në mikrotom, prerje në 4µm. Bëhet ngjyrimi me hematoksilin-eozin dhe vrojtohen mostrat e prera për secilin individ në mikroskop optik. Fotografimi i secilës pamje bëhet përkatësisht me zmadhimin 10x, 20x, 40x dhe 100x. Në fund bëhet vlerësimi cilësor dhe sasior i indit hepatik për çdo individ, duke pasur parasysh transparencën e indit, vitalitetin e qelizave dhe raportet e diametrave bërthamore dhe citoplazmatike të qelizave.

2.7.4.0. Përpunimi statistikor

Për të gjithë treguesit, biokimikë, hematologjikë dhe enzimatikë, rezultatet janë shprehur si vlerë mesatare, së bashku me devijimin standard, (±SD). Të gjitha të dhënat, u testuan për normalitet, duke përdorur testin one sample T-test dhe si nivel besueshmërie u pranua niveli i besueshmërisë, p<0.05. Për të krahasuar ndryshimet në mesataren e deformimeve totale eritrocitare ndërmjet tri vendmostrimeve, u përdor paired samples T-Test. Rezultatet e p<0.05 u konsideruan statistikisht sinjifikative.


- 34 -

3.0. REZULTATET E STUDIMIT DHE DISKUTIMI I TYRE

3.1.0. Cilësia e ujërave të lumit Sitnica

Bazuar në parametrat fiziko-kimike të matura aktualisht në lumin Sitnica, dhe mbështetur në direktivën 152/1999/EC të Komunitetit Evropian, tabela 3.1, 3.2, cilësia e ujërave të tij konsiderohet “shumë e ulët”. Lumi Sitnica klasifikohet në kategoritë III apo IV (ujë me eutofikim të mesëm/lartë që mund të përdoret për ujitje dhe industri, përveç për industrinë ushqimore, apo mund të përdoret vetëm pas proceseve specifike të trajtimit).

Tabela 3.1. Klasifikimi i ujërave të lumenjve sipas cilësisë kimike bazuar në direktivën 152/1999/EC

Parametrat Niveli 1 Niveli 2 Niveli 3 Niveli 4 Niveli 5

100-O2(%) < 10 <20 <30 <50 >50

SHBO mg/l <2.5 <4 <8 <15 <15

SHKO mg/l <5 <10 <15 <25 <25

NH4-N mg/l <0.03 <0.1 <0.5 <1.5 <1.5

NO3-N mg/l <0.3 <1.5 <5 <10 <10

PO4-P mg/l <0.07 <0.15 <0.30 <0.6 <0.6

Escherichia Coli (UFC/100 mL)

Pikët që u atribuohen secilit parametër të

analizuar (75 % të periudhës së matjeve)

80 40 20 10 5

Niveli i ndotjes nga makropërshkruesit 480-560 240-475 120-235 60-115 <60


- 35 -

Tabela 3.2. Përllogaritja e klasës së cilësisë së lumit Sitnica, bazuar në direktivën e Këshillit të Evropës 152/1999/EC

Nga të dhënat e marra nga Instituti Hidrometeorologjik i Kosovë, përllogaritet se vendmostrimi i Ferizajit është relativisht i pastër (kategoria I-II). Kjo shpjegohet edhe me faktin se ky vendmostrim i përket zonës më pranë vendburimit të lumit Sitnicë dhe është e varfër në objekte industriale apo aktivitet bujqësor. Në zonën Petrovë, cilësia e ujit i takon nivelit të katërt, pasi referuar parametrave kimikë, totali i pikëve të llogaritura është 70, çka korrespondon, me cilësinë e dobët të ujit. Vlerësimi i të dhënave fiziko-kimike i klasifikon vendmostrimet Vragoli dhe Plemetin, në nivelin e V-të, pra të fundit, me gjithsej 30 pikë, cilësi kimike kjo “shumë e dobët”. Kjo gjendje është rrjedhojë jo vetëm e mungesës së një sistemi të trajtimit të ujërave të zeza, por edhe prurjeve me mbetje të ndryshme industriale dhe bujqësore.

Gjithashtu, studimet e kryera mbi sedimentet, kanë treguar se cilësia e ujërave të Lumit Sitnica kërcënohet edhe nga prania e metaleve të rënda eko-toksike [Pb(II), Cd (II), Cu(II), Cr (III, VI), Ni(II), Zn(II), Mn(II)] dhe fenole. Studimet kanë treguar se metalet zink, bakër, kadmium dhe plumb në sedimentet e të tri vendmostrimeve (Ferizaj, Vragoli, Plemetin) të lumit Sitnicë u gjetën në përqendrime më të larta se vlerat e lejuara (Gashi et al. 2011). Niveli i përqendrimit të fenoleve, në vendmostrimet (Obliq dhe Vragoli), i kalon vlerat e lejuara, për kategorinë IV të cilësisë së ujërave sipërfaqësorë, (Arbneshi, Rugova & Berisha, 2008), tabela 3.3.


- 36 -

Tabela 3.3. Vlerësimi i metaleve të rënda të matura në lumin Sitnca sipas standardeve të Organizatës Ndërkombëtare të Shëndetësisë, BE-së dhe Institutit Gjerman për Shëndetin Publik dhe Mbrojtjen e Mjedisit për cilësinë e ujërave

Elementët Standardet OBSH

1993 (mg/L)

Standardet BE

1998 (mg/L)

Standardet IGJ

(µg/L)

Lumi Sitnica

mg/L në sedimente

Kadmium 0.02 0.005 10 0.20

Krom 0.03 0.05 200 2.7

Bakër 2.0 2.0 800 2.9

Hekur - 0.2 - 0.3

Plumb 0.01 0.01 200 8.0

Mangan 0.15 0.05 2 0.55

Merkur 0.001 0.001 2 0.05

Nikel 0.02 0.02 200 0.40

Zink 3.0 - 800 9.2

Fenol - - 50 0.9

Prania e metaleve të rënda vjen si pasojë e ndotjes nga mbeturinat metalike të hedhura në shtratin të këtij lumi, shkarkimi i ujërave urbane dhe atyre industriale, të patrajtuar më parë, nga të gjitha vendbanimet e këtij rajoni ku gjen shtrirjen lumi Sitnica. Ndikim të theksuar kanë edhe ujërat e lumenjve të tjerë që derdhen në Sitnicë, të cilët në vetvete, përmbajnë një sasi të konsiderueshme të joneve të ndryshme të metaleve që vijnë nga ujërat e Kompleksit të Feronikelit (FeNi) në Drenas, shkarkimet e ujërave nga mihjet sipërfaqësore të qymyrit në Mirash dhe Bardh, shkarkimet nga vendgrumbullimet e hirit të Termocentralit A (TCA) dhe Termocentralit B (TCB), shkarkimet e ujërave nga miniera e Kizhnicës, të cilat përmbajnë sasi të madhe të mineraleve të tretura. http://www.ammkrks.net/repository/docs/raporti_ujrave 202010_shq.pdf (27 korrik, 2012).

Studimet mbi pasurinë llojore në peshq të lumit Sitnica, gjithashtu, kanë treguar se ky lumë është “i vdekur”, (Dakonta, 2009). Pasuria llojore në peshq, veçanërisht për vendmostrimet Vragoli dhe Plementin është e ulët. Në studimin tonë kemi gjetur kryesisht kraporë (në të gjithë vendmostrimet), 1-2 individë salmonidë (kryesisht në vendmostrimin Ferizaj) dhe 4-5 individë gobidë; kryesisht në Ferizaj), karakteristikë kjo e ujërave me cilësi të ulët. Kjo larmi llojore ka ardhur duke u ulur në vite, nëse i referohemi një studimi të kryer më parë në këtë lumë ku janë gjetur deri në 8 lloje peshqish (Berisha et al., 2008). Ky vëzhgim lidhet drejtpërsëdrejti me nivelin e ndotjes multifaktoriale të lumit Sitnica. Të gjitha metalet e rënda të gjetura në sedimentet e lumit Sitnicë, janë të njohura për efektet e tyre gjenotoksike dhe citotoksike në indet e kafshëve (SV Deore & SB Wagh 2012).

Për të vlerësuar shkallën e bioakumulimit të metaleve të rënda në inde, u mat përqendrimi i tyre në indin e mëlçisë së peshqve, të kapur në të tri vendmostrimet. Të dhënat janë paraqitur në tabelën 3.4.


- 37 -

Tabela 3.4. Përqendrimi i metaleve të rënda në mëlçinë e peshqve

Ferizaj (S1) Vragoli (S2) Plemetin (S3)

Parametrat e testuar Rezultatet e testimit (mg/L)

Zink (Zn) 0.1585 0.3525 0.359

Baker (Cu) 0.022 0.061 0.0575

Kadmium (Cd) 0.014 0.014 0.014

Plumb (Pb) 0.048 0.048 0.048

Matur sipas metodave standarde, AOAC, 999.11; 999.12; 999.13; 999.14.

Nga të dhënat e tabelës rezulton se Zn dhe Cu janë dy nga metalet e rënda të gjetura në përqendrime më të mëdha në indin e mëlçisë dhe se përqendrimi i tyre vjen në rritje për peshqit e dy vendmostrimeve më të ndotura, Vragoli dhe Plementin. Cd dhe Pb gjenden gjithashtu në përqendrime më të larta se vlerat e lejuara, por përqendrimi i tyre nuk ndryshon shumë në mëlçinë e peshqve, për të tri vendmostrimet. Mendojmë se këto rezultate kanë lidhje me shkallën e ndryshme të bioakumulimit të metaleve të rënda në inde specifike (Gentile et al., 1982) dhe shkallën e ndryshme të toksicitetit të tyre në organizma të ndryshëm ( Hodson, 1979).

Prania e këtyre metaleve të rënda në indin e mëlçisë së peshqve në vendmostrimet Vragoli dhe Plementin, mbështetet edhe nga gjetjet tona në këtë studim. Këto gjetje tregojnë efektet e ndotjes në treguesit hematologjikë, biokimikë, si rritja e përqendrimit të transaminazave, zvogëlimi i përqendrimit të proteinave totale, apo i dëmtimeve të gjetura në indin e mëlçisë. Këta tregues do të trajtohen më në hollësi përgjatë materialit. Dëmtimet morfologjike të gjetura në indin e mëlçisë dëshmojnë fare mirë efektet e mbivendosjes së ndotjes me metale të rënda (Ololade et al., 2009; Morina et al., 2013).

3.2.0. Aktiviteti i metaboliteve

3.2.1.0. Glukoza

Rezultatet e hulumtimit të lumit Sitnica në tri vendmostrimet e marra në studim, tregojnë për një rritje sinjifikative (p<0.05) të përqendrimit plazmatik të glukozës, tabela 3.5.

Tabela 3.5. Përqendrimi i glukozës plazmatike në peshqit e lumit Sitnica

Stacioni Nr i Individëve GLU (mg/dl)

Normal 75 10

S1 (Ferizaj) n=16 102٭ 9.5

S2 (Vragoli) n=12 120٭ 7.2

S3 (Plementin) n=14 203٭ 13.1

P.S. Të gjitha rastet për vlerat normale të cyprinidëve i jemi drejtuar literaturës Individët peshq të grupuar nën indikacionin S1, S2, S3 janë të të njëjtit lloj (Cyprinus carpio)

Nivelet e glukozës në plazmën e gjakut të peshqve të mbledhur në tri vend-kampionimet e lumit Sitnica tregojnë një ngritje të menjëhershme sinjifikative (p


- 38 -

<0.05) në krahasim me grupin e kontrollit, grafiku 3.1. Mendojmë se kjo rritje e menjëhershme e glukozës plazmatike në peshqit e vendmostrimeve më të ndotura Vragoli dhe Plementin, është një përgjigje jo-specifike ndaj stresit. Edhe pse mekanizmi i kësaj përgjigje tek peshqit ende nuk është i qartë, mendohet se është i lidhur me aktivizimin e aksit hipotalamus-sistem simpatik-qeliza kromafine (Davis et al., 2006).

Figura 3.1. Niveli i glukozës plazmatike (mg/dl)

Niveli plazmatik i glukozës përdoret gjerësisht si indikator i stresit mjedisor, sepse reflekton ndryshimet në metabolizmin e karbohidrateve në kushte stresi (Kavitha et al., 2010). Glukoza është një metabolit me rëndësi të madhe si tregues referent biokimik që tregon për shkallën e normalitetit fiziologjik të organizmave të gjallë. Për ta mbajtur glikeminë brenda kufijve normalë përfshihen një seri mekanizmash homeostatike të ndërmjetësuara nga hepatopankreasi, disa inde ekstrahepatike, dhe një seri e gjendrave endokrine (Davis et al, 2006).

Niveli i lartë i glukozës është normal te kafshët nën stres dhe kjo është e lidhur me çlirimin e katekolaminave dhe hormoneve kortikosteroide nga gjëndra mbiveshkore. Tintos et al., 2006, raporton një rritje sinjifikative të glukozës plazmatike tek individët e pamaturuar të Sparus auratus, pas ekspozimit afat-shkurtër dhe afat-gjatë ndaj stresit. Stresi është një proces që kërkon energji për të luftuar efektet e shkaktuara prej tij. Këto fakte mbështesin fortësisht gjetjet tona me një rritje sinjifikative të vlerave të glukozës plazmatike, të cilat janë mjaft më të larta se vlerat e intervalit normal të referencës për cyprinidët (63-86 mg/dl), Nicula et al., 2010; Aliko et al 2012).

Bazuar në rezultatet e matura për jonet e metaleve të rënda si Fe, Mg, Cr, Ni, Zn, Pb, Cd, Cu, të gjetura në Ferizaj, Vragoli dhe Plemetin tregojnë se Fe dhe Mg ishin të pranishëm në vlera më të larta se kufiri i lejuar në të gjitha pikat e mostrimit, ndërsa Cr, Ni dhe Zn kishin përqendrime më të larta se kufijtë e lejueshëm dhe se në të gjitha pikat dhe vlerat e tyre ishin tejkaluar vlerat e lejuara të kategorisë së katërt të cilësisë së ujërave sipërfaqësore. Ky rezultat përkon më së miri edhe me vlerat e larta të përqendrimit të glukozës plazmatike, të matura në zonat Ferizaj, Vragoli dhe Plemetin.

Ka të dhëna mbi efektin kronik të kromit në ngritjen e nivelit të glukozës tek peshqit e llojit krap (Zeynab et al, 2013). Është raportuar për efektet toksike dhe kancerogjene të nikelit në peshqit e llojit troftë ylber, duke shkaktuar dëmtime oksidative të ADN-


- 39 -

së, të proteinave dhe enzimave antioksidative qelizore. Efekte tjera të nikelit në peshq përshijnë uljen e nivelit të glikogjenit në muskuj dhe mëlçi duke stimuluar rritjen e nivelit të acidit laktik dhe glukozës në gjak (Brix, K.V et al 2004: Pane E.F, et al 2003; Rafia Azmat et al 2008). Hulumtimet kanë treguar se peshqit e trajtuar me kadmium në përqendrime 0.5 -2.00 ppm dhe me bakër 0.2-0.5 ppm pas 7 ditë trajtimi kanë rezultuar me rritje të nivelit të glukozës krahasuar me grupin e kontrollit (Emad H.Abou el-Naga et al 2005).

3.2.2.0. Proteinat totale

Të dhënat për përqendrimin e proteinave totale në gjakun e peshqve nga të tri vendmostrimet përgjatë Lumit Sitnica, janë paraqitur në tabelën 3.6. Rezultatet e studimit tonë tregojnë për një rënie të nivelit të proteinave totale të serumit të gjakut në të tri vendmostrimet në lumin Sitnica krahasuar me individët normalë (figura 3.2).

Tabela 3.6. Përqendrimi plazmatik i proteinave totale

Stacioni Nr. i Individëve TP (g/dl)

Normal 3.93 ± 1.8

S1 (Ferizaj) n=16 3.9 ± 1.12

S2 (Vragoli) n=12 2.42 ± 0.2

S3 (Plementin) n=14 1.96 ± 0.01

Figura 3.2. Përqendrimi plazmatik i proteinave totale (g/dl)

Niveli i proteinës totale në plazmën e gjakut të peshqve të lumit Sitnica tregon një ulje të dukshme (p <0,05) në krahasim me individët normalë. Pika S1 –Ferizaj tregon për një vlerë normale të proteinës totale në 3.9g/d, ndërsa rezultatet e pikës S2-Vragoli tregojnë për një rënie sinjifikative në vlerën 2.42 g/d dhe pika S3 e studimit në Plemetin, si zona më e ndotur, ka rezultuar me një rënie të nivelit të proteinave totale në 1.96 g/d. Mendojmë se rënia e vlerës së proteinës totale është rrjedhojë e veprimit të stresit shumëfaktorial mbi peshqit e lumit Sitnica, meqenëse për këtë lumë raportohet ndotje e llojeve të ndryshme.


- 40 -

Meqenëse lumi Sitnica paraqet një ndotje shumëvjeçare, peshqit që jetojnë në të paraqesin një ekspozim afatgjatë ndaj ndotjes mikse, kryesisht me metale të rënda. Mendojmë se bioakumulimi i metaleve të rënda ka nxitur stresin oksidativ në qeliza përmes prodhimit të radikaleve oksigjen-reaktivë (ROS). Proteinat mbrojtëse kundërshtojnë radikalet toksike, gjë që çon në eliminimin e proteinave nga qelizat e mëlçisë. Ulja e nivelit të proteinave totale reflekton aftësinë e sintezës së proteinave dhe dëshmon ndryshimin e osmolaritetit të gjakut.

Matja e proteinës totale në plazmën apo serumin e gjakut të peshqve, ka një vlerë të konsiderueshme diagnostike, pasi ajo lidhet me gjendjen e përgjithshme ushqimore të peshqve, si edhe me integritetin e sistemit vaskular dhe funksioneve të mëlçisë, Abdel-Tawab et al., 2008. Sipas Firat and Kargin, 2010, përgjigjja ndaj një përzierje me metale të rënda e individëve peshq, shprehet përmes stresit me një rritjeje sinjifikative të përqendrimit të proteinës totale, glukozës apo transaminazave.

Proteinat duke qenë komponime të rëndësishme strukturore të biokatalizatorëve dhe hormoneve, për të kontrolluar rritjen dhe diferencimin kur ndryshojnë në raport me nivelin e proteinave totale tek peshqit, mund të përdoren si bioindikatorë për monitorimin e statusit fiziologjik të peshqve në studim. Stresi i ndotjes në kafshë, është një proces që kërkon energji, për të përmbushur kërkesat e organizmit në përballje për t’i rezistuar stresit, si rezultat i tij, niveli i proteinave totale rezulton në rënie (Neff, 1985).

Është raportuar për efektet e ndotjes me herbicide të cilat ndikojnë në uljen e nivelit të proteinave totale tek peshqit kraporë (Abo-Hegab et al, 1990). Hulumtimet kanë treguar se peshqit e trajtuar me kadmium në përqendrime 0.5 -2.00 ppm dhe me bakër 0.2-0.5 ppm, pas 7 ditësh trajtimi kanë rezultuar në rënie të nivelit të proteinave totale, dhe kjo ndodh pasi që organizmi kërkon energji për t’i rezistuar stresit të ndotjes, duke i furnizuar organet vitale me energji (Emad H.Abou el-Naga et al 2005).

Ndotja e lumenjve me metale të rënda ka rezultuar me efekte toksike te peshqit e përdorur si biondikatorë, ku niveli i proteinave totale ka rezultuar në rënie krahasuar me vlerat normale. Kjo rënie e proteinave totale vjen si pasojë e asaj që organizmi për të luftuar stresin e ndotjes kërkon energji shtesë. Energjia e krijuar nga shpenzimi i karbohidrateve është e pamjaftueshme për të përballuar stresin, kështu që si energji shtesë, organizmi fillon të shpenzojë proteinat (Rafia Azmat et al 2008). Rënia e proteinave totale të vrojtuara në studimi mund të vijë edhe për shkak të proceseve patologjike të induktuara në peshq nga veprimi afatgjatë i ndotjes me metale të rënda, si shpërbërja e plazmës, dëmtimi renal dhe hepatik, ndryshimi i fluksit hepatik të gjakut etj, Jain et al., 1996).


- 41 -

3.3.0. Aktiviteti i enzimave të mëlçisë

3.3.1.0. Enzimat hepatike (ALT, AST)

Në tabelën 3.7, janë treguar vlerat e aktivitetit të enzimave hepatike AST dhe ALT të matura në peshqit e kapur në të tri vendmostrimet, Ferizaj, Vragoli dhe Plementin.

Tabela 3.7. Përqendrimi plazmatik i enzimave AST dhe ALT për të tri vendmostrimet

Stacioni AST (IU/L) ALT (IU/L)

Normal 42 1.0 190.23

S1 (n=16) 420٭ 23.2 370.12

S2 (n=12) 532٭ 22.1 86٭1.4

S3 (n=14) 615٭ 31.5 532٭11.24

Nga matjet e bëra, rezulton se aktivitetet e enzimave AST dhe ALT janë rritur në mënyrë sinjifikative (p <0.05). Në tabelën 8, vihet re se në stacionin S1 (Ferizaj) kemi një rritje të nivelit të enzimës AST në 420 IU/L, dhe ALT në 37 IU/L duke vazhduar me pikat më të ndotura S2 (Vragoli), me AST 532 IU/L dhe ALT 86 IU/L dhe në përfundim në pikën S3 (Plemetin), ku ka një rritje më të lartë sinjifikante (p<0.05), AST 615 IU/L dhe ALT 532 IU/L, figura 3.3 dhe figura 3.4.

AST ka treguar një rritje më të lartë se ALT. ALT është një enzimë kyçe metabolike e dëmtimit të hepatociteve. Rritja e nivelit të ALT në qarkullimin e gjakut tregon për një përgjigje adaptive për shkak të pranisë së ndotjes në ujë. Ajo gjithashtu ka një rol të rëndësishëm në transformimin e proteinave në glikogjen, si një depo e madhe energjetike e rëndësishme gjatë stresit të induktuar nga toksiciteti i mëlçisë (Aliko et al 2012).

Figura 3.3. Përqendrimi plazmatik i enzimës AST (IU/L)


- 42 -

Figura 3.4. Përqendrimi plazmatik i enzimës ALT (IU/L)

Transaminazat luajnë një rol të rëndësishëm në metabolizmin e karbohidrateve dhe aminoacideve në indet e peshqve dhe organizmave të tjerë (Atroshi et al., 2000). Përqendrimet e këtyre enzimave në serum, janë në vlera normale. Megjithatë, në qoftë se, mëlçia, është e dëmtuar, membrana qelizore e hepatociteve bëhet më e depërtueshme dhe disa prej këtyre enzimave dalin jashtë në qarkullimin e gjakut. Dy prej transaminazave më të rëndësishme të mëlçisë janë, alanine transaminaza (ALT; EC2.6.1.2) dhe asparat transaminaza (AST; EC2.6.1.1). Në përgjithësi, çdo dëmtim të mëlçisë do të shkaktojë rritje të vlerave të këtyre transaminazave (Raurich et al, 2009).

ALT dhe AST janë përdorur gjerësisht në diagnostikimin e dëmtimeve të indeve të ndryshme të shkaktuara nga ndotësit. Është vërtetuar gjithashtu se aktiviteti i ngritur i këtyre enzimave në lëngun jashtëqelizor ose plazmë është një tregues i dëmtimit qelizor hepatik. ALT dhe AST janë përdorur edhe si tregues të proceseve patologjike dhe ato përfaqësojnë dy biomarkerë shumë të rëndësishëm në studimet toksikologjike (Aliko et al 2012).

Edhe pse mëlçia luan një rol të rëndësishëm në proceset metabolike dhe detoksifikimin e shumë ksenobiotikve, ekspozimet akute me metale të pranishme në vendet e rrjedhave efluente industriale mund të grumbullohen në mëlçi dhe të shkaktojnë ndryshime patologjike. Nën ndikimin e përqendrimeve sub-letale të kombinimit të metaleve të ndryshme të rënda apo nën gjendjen e stresit në përgjithësi, dëmtimi i indeve dhe organeve ndodh paralelisht me degjenerimin qelizor, çka çon në rritjen dhe lirimin e transaminazave në qarkullim. Rritja e konsiderueshme e transaminazave (AST dhe ALT) te peshqit e zonave të ndotura, përputhet me vlerësimin e (Reddy P. B & Baghel B. S., 2012), sipas të cilit rritja e transaminazave mund të jetë për shkak të daljes së mundshme të enzimave në plazmë, për shkak të dëmtimit të membranave ose sintezës- rritjes së enzimave nga ana e mëlçisë.

Enzimat hepatike janë të domosdoshme për metabolizmin normal qelizor, ndryshimet degjenerative të mëlçisë, për shkak të toksicitetit të kombinuar me metale të rënda shkaktojnë çrregullime akute dhe kronike dhe si rrjedhojë do ndodhë lirimi i enzimave të ndryshme nga mëlçia. Përcaktimi i aktivitetit të ALT dhe AST në plazmën e gjakut


- 43 -

dhe të organeve aplikohet në shumë studime mbi peshqit në lidhje me infeksionet bakteriale, virale, parazitare dhe intoksikimet e ndotjes ujore (Kopecka dhe Pempkowia, 2003).

Në përgjithësi, qelizat nekrotike nuk kontribuojnë në rritjen e aktivitetit të enzimave në organe të ndryshme, pasi pjesa më e madhe e rritjes e ka origjinën nga qelizat e dëmtuara, por edhe të gjalla, shkatërrimi i membranave qelizore të cilat rrisin përshkueshmërinë qelizore (Jee dhe Keng, 2005). Nga ana tjetër, toksikantët gjithashtu mund të pengojnë veprimtarinë apo sintezën e enzimave (Jung et al., 2003), duke rezultuar në aktivitete të zvogëluar nga organet.

Studimet kanë treguar për rritje të nivelit të enzimave AST dhe ALT gjate ekspozimit të peshqve ndaj përqendrimeve subletale të metaleve të renda si plumbi, kadmiumi dhe kromi (Zeynab Abedi et al 2013). Hulumtimet kanë treguar se, AST dhe ALT, mund të përdoren si biomarkerë të mirë, të dëmtimeve qelizore, degradimeve proteinore, dhe dëmtimit të mëlçisë (Reddy P. B, dhe Baghel B. S, 2012).

3.3.1.1.0. Enzimat e stresit oksidativ

Rezultatet e matjeve të aktivitetit të enzimave plazmatike antioksidante CAT, SOD dhe GST janë paraqitur në tabelën 3.7, si më poshtë:

Tabela 3.7. Aktiviteti i enzimave antioksidante të matura në gjakun e peshqve të hulumtuar

Enzimat Antioksidante Njësia matëse Ferizaj/S1 Vragoli/S2 Plemetin/S3

SOD U/ml 3.2 0.01 4.1 0.2 5.02 0.3

CAT nmol/ml 83.573.2 105.92.3 329.024.1

GST mol/ml 0.50.02 0.7 0.01 0.810.1

Aktiviteti i enzimave CAT, GST dhe SOD u gjet dukshëm më i lartë (P <0.05) në peshqit e mbledhur në zonat (S2 dhe S3) në krahasim me të dhënat e peshqve nga burimi i lumit Sitnica (S1). Vlerat e aktivitetit të enzimës antioksidante superoksid dizmutazë (SOD), në gjakun e peshqve varion nga 3.20.01 në 5.020.3. Zonat e hulumtuara në Vragoli dhe Plemetin kanë rezultuar më të ndotura se zona e Ferizajit. Aktiviteti i enzimës plazmatike të katalazës (CAT) në peshqit e zonave të hulumtuara ka variuar nga 83.573.2 në Ferizaj, duke u ngritur në 105.92.3 në Vragoli dhe 329.024.1 në Plemetin.

Aktiviteti i glutation-S-transferase (GST) në gjakun e peshqve të hulumtuar është gjetur i rritur nga 0.50.02 në zonën e Ferizajit, në 0.7 0.01 në Vragoli dhe 0.810.1 në zonën e fundit të hulumtimit në Plemetin. Këto vlera kanë treguar sinjifikancë statistikore për p <0,05.

Rezultatet e monitorura nga IHMK, tregojnë se në ujin e tre pikave të mostrimit në lumin Sitnicë, Ferizaj, Vragoli dhe Plemetinin, janë gjetur jone të metaleve të rënda si Fe, Mg, Cr, Ni, Zn, Pb, Cd, Cu. Përqendrimet e joneve të Fe dhe Mg ishin më të larta se kufiri i lejuar në të gjitha pikat, ndërsa përqendrimet e joneve Cr, Ni dhe Zn ishin më të larta se kufijtë e lejueshëm në të gjitha pikat e hulumtimit dhe vlerat e tyre i tejkalonin vlerat e lejuara të kategorisë së katërt e cilësisë së ujërave.


- 44 -

Rezultatet tona për vlera të larta të tri enzimave të stresit oksidativ, në të tri zonat e marra në studim përputhen më së miri edhe me nivelet e joneve të metaleve të rënda të matura në zonë. Lumi Sitnica është i njohur të jetë i ndotur nga aktivitetet industriale dhe urbane.Të dhënat tona tregojnë se vendmostrimet në Vragoli dhe Plemetin janë më të ndotura se në Ferizaj. Kjo është për shkak se, zona e Ferizajit është me afër nga burimi i lumit, ndërkohë, në Vragoli bashkëngjiten disa lumenj të vegjël si Graçanka, Drenica, Llapi dhe Prishtevka, të cilët janë edhe ujëmbledhës të ujërave të zeza të qendrave të ndryshme urbane dhe industriale, minierave të feronikelit dhe asaj të Kizhnicës. Plemetini është afër Korporates Energjitike të Kosovës (KEK). Gjetje të ngjashme janë raportuar edhe nga autorë të tjerë ( Tsinova, M.S.T et al 1994; Berisha L et al 2008).

Ndotja ujore është një kontribues i madh për stresin oksidues në peshq. Ekspozimi ndaj ndotësve në ekosistemet ujore mund të rrisë formimin brendaqelizor të komponimeve reaktive të oksigjenit, të cilat shkaktojnë dëmtime oksidative në sistemet biologjike. Stresi oksidativ ndodh kur prishet ekuilibri në mes të prodhimit dhe eliminimin të komponimeve reaktive të oksigjenit (ROS-Reactive Oxygen Species).

Peshqit janë bioindikatorë të mirë të monitorimit të ndotjes sepse ndotësit mund të përqendrohen në indet e tyre, drejtpërsëdrejti nga uji me anë të frymëmarrjes, por dhe përmes dietës së tyre ushqimore. Në gjakun e peshqve të kapur në lumin Sitnica u përcaktua aktiviteti i tri enzimave të stresit oksidativ si: katalaza (CAT), superoksid dismutaza (SOD) dhe glutation-S-transferaza (GST). Superoksid dismutaza (SOD) dhe katalaza (CAT) luajnë një rol të rëndësishëm në mbrojtjen e qelizës nga efektet potenciale toksike të ndotësve të mjedisit (Kuthan et al., 1986). Supeoksid dismutaza katalizon dismutimin e jonit superoksid (O2-) në peroksid hidrogjeni dhe molekula oksigjeni gjatë proceseve energjetike oksidative. Reaksioni në fjalë zbut proceset oksidative shkatërruese në qeliza.

Është e njohur gjithashtu se toksiciteti me metale të rënda stimulon stresin oksidativ dhe enzimat antioksidante veprojnë si një mekanizëm mbrojtës (Zikic, R. V. et al., 2001). Aktiviteti i enzimave antioksidante është gjetur të jetë i lidhur me kushte të ndryshme fiziologjike ose patologjike, duke përfshirë stresin. Është e njohur mirë se stresi shkakton një seri të ndryshimeve biokimike, fiziologjike, duke ndryshuar kështu homeostazen normale të trupit. Prodhimi i komponimeve reaktive të oksigjenit, në gjak, ndikon mbi sistemin mbrojtës antioksidant, për të eliminuar stresin oksidativ (Kuthan, H et al., 1986).

Rezultatet tona tregojnë se niveli i superoksid dizmutazës është më i lartë në gjakun e peshqve të mbledhur në Vragoli dhe Plemetin, në krahasim me atë të mostrave të mbledhura në Ferizaj, figura 3.5. Kjo tregon nevojën e organizmit për të prodhuar më shumë proteina mbrojtëse të qelizave nga radikalet superokside. Studimet kanë treguar se në grupet e peshqve të intoksikuar me metale të rënda, prodhimi i shtuar i SOD inicion përgjigjen mbrojtëse të organizmit ndaj ndotësve toksikë (Medja, N et al 2011).


- 45 -

Figura 3.5. Aktiviteti i enzimës SOD (U/ml)

Rritja e aktivitetit të superoksid dismutazës në gjakun e peshqve (Cyprinus carpio L.) mund të shpjegohet si një mekanizëm kompensim kundër intoksikimit me metale të rënda, që është e ngjashme me rritjen e aktivitetit të superoksid dismutazës pas ekspozimit ndaj ndotësve (Kuthan, H et al, 1986; Ding, W.X et al 2000; Jastrzebska, E.W et al 2011; McCord, J. M et al 1969).SOD katalizon pastrimin nga radikalet superokside, të cilat duket të jenë një faktor i rëndësishëm i toksicitetit të oksigjenit (Kuthan, H et al, 1986; Lin, C. T et al 2001].

Radikalet e peroksidit të oksigjenit (H2O2) kapen “në kurth” nga katalaza, proces ky që ndodh kryesisht në peroksizomë. Funksioni kryesor i katalazave është mbrojtja e qelizave nga akumulimi i H2O2 duke zbërthyer atë në H2O dhe O2 . Ne kemi gjetur një rritje të aktivitetit të katalazës rreth katër herë më të lartë në gjakun e peshqve të mbledhur në zonën S3, në Plemetin, figura 3.6.

Figura 3.6. Aktiviteti i enzimës CAT (nmol/ml)


- 46 -

Gjetjet tona janë mbështetur nga fakti se zona S3 Plemetin, është raportuar të ketë nivelin më të lartë të metaleve të rënda (Dimitrova, M.S et al 1994; Di Gulio, R.T et al 1994). Është raportuar se rritja e aktivitetit të superoksid dismutazës dhe katalazës në hepatocitet e krapit (Cyprinus carpio L.) mund të nxitet nga algat microcistine (Li, X., Liu et al 2003; N. C. Yildirim et al 2011; Roganovic-Zafirova et al 2003; http://www.kosovoguide.com, 2012).

Induksioni i superoksid dismutazës dhe katalazës në gjak është një përgjigje adaptive e qelizave për të zbutur toksicitetin e peshve të ekspozuar në ujera të ndotura për një kohë të gjatë. Dëshmi evidente sugjerojnë se përqendrimi i lartë i bakrit frenon aktivitetin e katalazës në gjakun e peshqve (Fihlo, D.W et al 1996; McCord, J. M et al, 1970). Glutationi-S-transferaza (GST) është një antioksidant i pasur qelizor i përfshirë në konjugimin e metaboliteve reaktive toksike. Përmbajtja e lartë e tripeptidit është e përfshirë në aktivizimin e --glutamylcysteine sintetazës, një nga enzimat e përfshira në sintezën e glutationit (Kuthan, H et al, 1986; Li, X., Liu et al, 2003).

Aktiviteti i lartë i glutation-S-transferazës që u gjet në gjakun e peshqve të kapur në Vragoli dhe Plemetin, tregon për një aktivitet të shtuar detoksifikues, figura 3.7.

Figura 3.7. Aktiviteti i enzimës GST

Glutation-S-transferaza detoksifikon një numër të madh komponimesh të mjedisit me efekt kancerogjen, reaktiv bërthamor, dhe ndërmjetësish epoksidë. Rritja e GST është sugjeruar si një mjet i dobishëm për biomonitorimin e stresit oksidativ (Ding, W.X et al, 2000; Lin, C. T. et al., 2001; Isani G. et al., 2012).

Gjetjet sugjerojnë se ndotja me metale të rënda krijon efekte të dëmshme duke gjeneruar specie reaktive të oksigjenit që dëmtojnë qelizat duke prishur ekuilibrin dhe fluiditetin e saj. Megjithatë, toksiciteti i metaleve të rënda ekuilibrohet nga prodhimi i antioksidantëve, të cilët supresojnë radikalet e lira dhe mbrojnë qelizat e gjakut nga dëmtimi oksidativ. Gjetjet tona tregojnë gjithashtu se popullata e peshqve e lumit Sitnica po vuan nga efektet toksike të ndotjes me metale të rënda. Aktiviteti i enzimave antioksidante plazmatike të tilla si katalaza (CAT), superoksid dismutaza


- 47 -

(SOD) dhe glutatione-S-transferaza (GST) mund të përdoren si biomarkerë të dobishëm të stresit oksidativ.

3.3.1.2.0. Biomarkerët hematologjkë

Rezultatet e analizave hematologjike të peshqve të kapur në vendmostrimet e lumit Sitnica, janë treguar në tabelat 3.8 dhe 3.9. Për çdo individ, pasi u përcaktua numri i eritrociteve, leukociteve dhe hematokriti, u matën përmasat e eritrociteve (gjatësi EL, gjerësi EW) dhe përmasat e bërthamës (gjatësi NL, dhe gjerësi NW), faktori formë eritrocitar dhe bërthamor. Në çdo strishe gjaku u matën 50 qeliza të kuqe, në mënyrë rastësore (2 strishe/individ). Llogaritja e sipërfaqes së eritrociteve tregoi se qelizat e kuqe të gjakut të peshqve të zonave të ndotura, variojnë si në formë ashtu edhe në madhësi.

Tabela 3.8. Numri i eritrociteve, leukociteve dhe hematokriti i peshqve të lumit Sitnica

Parametrat hematologjikë

RBC

(104/mm3)

WBC

(/mm3)

Hct (%)

Normalë (n=16) 127.0±7.0 7277.7±613.0 39.7± 2.3

Ndotur (n=26) 118±12.0٭2.4 ±32.6 ٭430.5±7870.0 ٭

Figura 3.8. Numri i eritrociteve, leukociteve dhe hematokriti i peshqve të lumit Sitnica nga zonat e ndotura dhe normale

Nga të dhënat e tabelës 3.8, por edhe nga vrojtimi i formulave të gjakut, u vu re një rritje sinjifikante (p<0.05) e qelizave të bardha të gjakut tek individët peshq që u përkasin vendmostrimeve Vragoli dhe Plementin. Kjo rritje lidhet me karakteristikat funksionale të limfociteve, si qeliza që marrin pjesë në mekanizmat mbrojtëse të sistemit imunitar (Ellis, 1977; Klotz, 1972).

Vlerësimi i formulës leukocitare, tabela 3.9, tregon për një përqindje të ulët të limfociteve dhe përqindje të lart të neutrofileve në peshqit, e tri vendmostrimeve, në krahasim me formulën normale të gjakut të peshqve nga zona e grupit të kontrollit.


- 48 -

Tabela 3.9. Numri i leukociteve dhe numërimi i diferencuar (limfocite dhe neutrofile)

Grupi i kafshëve WBC (/mm3) Limfocite (%) Neutrofile (%)

Normalë (n=16) 7277.7±613.0 88.5±5.1 8.5±4.0

Ndotur (n=26) 7870.0±430.5 65.0±9.0 34.6±8.9

Figura 3.9. Numri i leukociteve dhe numërimi i diferencuar (limfocite dhe neutrofile) në zonat normale dhe të ndotura

Shumë studime laboratorike (Anderson et al 1988; Murati & Houston 1993; Karrow et al 1999; Aliko et al 2008) kanë treguar praninë e një marrëdhënieje, midis parametrave leukocitare tek peshqit dhe amfibët e ekspozuar me lloje të veçantë të ndotësve. Është raportuar se limfopenia pas stresit tek peshqit mund të shoqërohet nga një ri-trafikim i qelizave të bardha të gjakut drejt indeve limfoide dhe nga një induktim i apoptozës së limfociteve B të induktuar nga kortizoli (Harris & Bird, 2000), me rrjedhojë pakësimin e numrit total të limfociteve në gjak. Studimet kanë treguar se, edhe neutrofilet qarkulluese, rriten tek peshqit pas stresit (Ellsaessar & Clem, 1987).

Zonat e mostruara në këtë studim, janë të kontaminuara me një shumëllojshmëri ndotësish. Është e mundshme që, efektet sinergjike të faktorëve të shumtë, të kenë ndikuar në raportin leukocitar të peshqve të mbledhur në këto vendmostrime të lumit Sitnica. Përveç kësaj, sistemi imunitar tek peshqit, reagon ndaj një shumëllojshmërie të ngacmuesve, përfshirë temperaturën, pH dhe hipoksinë (Mahajan & Dheer 1983; Anderson 1995). Pra, formula leukocitare, përfaqëson një tregues të ndjeshëm për zbulimin e ndryshimeve imunologjike në peshq dhe mund të sigurojë të dhëna të dobishme në qoftë se kombinohet me biomarkerë të tjerë jo-invazivë.

E kundërta, vihet re, për numrin e eritrociteve dhe hematokritin, që zvogëlohen sinjifikativisht (p<0.05). Sipas Svobodova et al 1994, eritocitet dhe hematokriti i disa llojeve peshq të familjes Cyprinidae, të ekspozuar ndaj ndotësve PCB (Delor 103), pësojnë reduktim në numër. Infektimi i krapit me bakterin, Pseudomonas fluorescens, sjell, sipas Yildiz, 1998, reduktim të numrit të eritrociteve.

Sipërfaqja e përgjithshme e qelizave të eritrociteve (ES) nga vendmostrimet Vragoli dhe Plementin, në mënyrë sinjifikante është më e vogël krahasuar me grupin e vendmostrimit Ferizaj (nga 282.95±65.13 në 235.95±47.78), tabela 3.10. Sipërfaqja e përgjithshme e bërthamave të eritrociteve (NS) nga vendmostrimet Vragoli dhe Plementin, në mënyrë sinjifikante është më e madhe krahasuar me grupin e vendmostrimit Ferizaj (nga 34.44±6.14 në 43.29±7.27).


- 49 -

Faktori i formës së eritrociteve tek peshqit e vendmostrimeve Vragoli dhe Plementin, është më i vogël dhe qelizat bëhen me pak rrethore (nga 0.95±0.03 në 0.89±0.07), figura 3.10. Rezultatet e faktorit të formës së bërthamës së eritrociteve te peshqit nga vendmostrimet Vragoli dhe Plementin, tregojnë një rritje në krahasim me atë të vendmostrimit Ferizaj (nga 0.75±0.02 në 0.84±0.09) dhe bërthamat bëhen më shumë rrethore, figura 3.11.

Tabela 3.10. Sipërfaqja dhe faktori “formë” i eritrociteve dhe bërthamave të tyre tek peshqit e kapur në vendmostrimet e lumit Sitnica

Zonat

e mostrimit

ES-Sipërfaqja e eritrociteve

Faktori formë

e eritrociteve

NS-Sipërfaqja e bërthamave të

eritrociteve

Faktori formë i bërthamës së eritrociteve

Kontroll (n=18)

282.95±65.13 0.95±0.03 34.44±6.14 0.75±0.02

Ndotur (n=26)

235.95±47.78 0.89±0.07 43.29±7.27 0.84±0.09

Figura 3.10. Sipërfaqja dhe faktori “formë” i eritrociteve

Bërthama e eritrociteve duket se është “shenja” primare e veprimit toksik të metaleve të rënda tek eritrocitet e peshqve. Të gjitha ndryshimet e gjetura në këtë studim, në bërthamën e eritrociteve si kondesimi i kromatinës në periferinë e bërthamës, të ndjekura këto nga forma e parregullt e bërthamës, mendojmë se janë tregues i gjenotoksicitetit të ndotjes afatgjatë prej metaleve të rënda. Këto të dhëna përputhen mjaft mirë me gjetjet në literaturë (Witeska, et al., 2011).


- 50 -

Figura 3.11. Sipërfaqja dhe faktori “formë” i bërthamave të eritrociteve

Nga studime pararendëse, (Ozgur.E et.al., 2012), është raportuar se, oksigjeni, është faktori më i rëndësishëm që dëmton strukturën e eritrociteve dhe bërthamës së tyre.

Nga ana tjetër është treguar se, kadmiumi-Cd, mund të shkaktojë ndryshime, si në formën ashtu edhe në madhësinë e eritrociteve. Struktura elastike dhe simetrike e eritrociteve, ndryshon kur kemi një rritje të përqendrimit të joneve të kalciumit, në hapësirat brendaqelizore, dhe zvogëlim të përqendrimit të ATP-së, Witeska et al., 2011.

Është i njohur fakti se kadmiumi, Cd, tregon afinitet për pompën membranore të Ca2+ dhe në mënyrë konkurruese inhibon aktivitetin e saj, gjë që çon në rritjen e përqendrimit citosolik të Ca2+, në nivele toksike. Përqendrimi i rritur i joneve të Cd, indukton ndryshime të formës së eritrocitit, si për shembull prania e ekinociteve, eritrociteve me formë “pikë loti”. Forma si “pikë loti” e eritrociteve është rrjedhojë e shqetësimeve që krijohen në mbishtresën lipidike të membranës së eritrocitit. Ndryshimi i formës së eritrociteve, shpie rrjedhimisht edhe në ndryshim të funksionit të tyre (Damek-Poprawa & Sawicka-Kapuska, 2003).

3.3.1.3.0. Profili “Eritron”

Në tabelën 3.11, janë paraqitur llojet e anomalive eritrocitare të vërejtura tek peshqit e të tri vendmostrimeve Ferizaj, Vragoli dhe Plementin.


- 51 -

Tabela 3.11. Përqindja e anomalive eritrocitare tek peshqit e lumit Sitnica, sipas vendmostrimeve

Anomalitë (%) S1-Ferizaj

n=16

S1-Vragoli

n=12

S2-Plementin

n=14

Kondensim kromatine 0.3±0.4 1.15±0.4 3.3±0.4

Bërthamë e deformuar 0.5±0.2 3.87±0.2 4.95±0.2

Qelizë e deformuar 0.2±0.3 7.8±0.3 8.14±0.3

Citoplazëm e vakuolizuar 0.0±0.0 1.2±0.0 0.42±0.0

Qelizë e fryrë 0.5±0.3 4.5±0.3 2.14±0.3

Hemolizë 0.5±0.3 5.0±0.3 5.6±0.3

Qeliza me dy bërthama 0.2±0.3 1.45±0.3 2.38±0.3

Qeliza me mikronukleus 0.2±0.3 0.84±0.3 1.75±0.3

Total 1.9±0.6 25.15±0.6٭0.6±28.57 ٭

Në vendmostrimet më të ndotura (Vragoli dhe Plemetin), siç vihet re edhe nga tabela 3.11, është gjetur një përqindje sinjifikativisht më e lartë e totalit të anomalive eritrocitare në peshqit e kapur, krahasuar me vendmostrimin e Ferizajit (përdorur si zonë reference).

Përqindjet e anomalive eritrocitare sipas të tri vendmostrimeve, janë treguar në figurën 3.12.


- 52 -

Figura 3.12. Përqindja e anomalive eritrocitare tek peshqit e lumit Sitnica në zonat normale dhe të ndotura

Nga figura e mësipërme vihet re se anomalitë eritrocitare më të shpeshta janë: deformimet qelizore, deformimet bërthamore, hemoliza apo shkatërrimi i qelizave dhe fryrja e qelizave, shenja këto të ndërmarrjes nga qelizat të procesit të apoptozës apo vdekjes së programuar qelizore.


- 53 -

Vlerësimi i formulës së gjakut periferik të peshqve në studim, tregoi ndryshime në “profilin Eritron”, figurat 3.13-3.27. Profili Eritron, sipas Houston 1993, përshkruan sasinë relative të stadeve të ndryshme të zhvillimit të qelizave të kuqe të gjakut, dhe përfshin eritrocite të pjekura, ndërmjetëse, të papjekura, kariorhetike (në degjenerim), eritrocite pa bërthamë dhe eritrocite në ndarje. Një profil i tillë ofron një metodë më të ndjeshme për vlerësimin e ekspozimit ndaj ndotjes, se sa treguesit klasikë të gjakut, të cilët shpeshherë janë subjekt i ndryshimit të gjendjes fiziologjike të kafshës.

Sipas mendimit tonë dhe duke u bazuar në rezultatet e hulumtimeve të bëra në amfibët ranidë dhe peshqit e llojit krap (Aliko, et al. 2008; 2010; 2011; 2012), prania e eritrociteve të degjeneruara, është indikator, i zonave me ndotje kronike. Ky fakt gjithashtu mbështetet edhe nga rritja e numrit të neutrofileve dhe të leukociteve, që ne kemi gjetur në të gjitha vendmostrimet e ndotura.

Figura 3.13. A-Eritrocite në ndarje, B-Eritrocite të hemolizuar, C-Kromatinë e kondensuar, D-Eritrocite të deformuara

Figura 3.14. A.Eritrocit kariorhetik; B. Eritrocit i binukleuar; C. Eritrocit me bërthamë si “kokërr kafeje”


- 54 -

Figura 3.15. Eritrocit i deformuar-ekinocit

Figura 3.16. Vakuolizim citoplazmik

Figura 3.17. Deformime bërthamore

А


- 55 -

Figura 3.18. Eritrocit në degjenerim

Figura 3.19. Mbetje eritrociti të shkatërruar

Figura 3.20. Eritrocit binuklear


- 56 -

Figura 3.21. Eritrocit binuklear me shformim eritrocitar

Figura 3.22. Eritrocit ne formë “pikë loti”

Figura 3.23. Eritrocite me MN dhe binuklear


- 57 -

Figura 3.24. Qelizë e ënjtur

Figura 3.25. Eritrocit binuklear, me urë nukleare

Figura 3.26. Eritrocite me bërthamë si “kokërr kafeje”


- 58 -

Figura 3.27. Eritrocit me mikronukleus

Rritja e numrit të eritrociteve të papjekura është një tregues i rëndësishëm i cilësisë së mjedisit ujor, dhe i veprimit të drejtpërdrejtë të ndotjes në procesin e eritropojezës (Barni et al., 1995). Në kushtet e ndotjes së mjedisit ujor, nevojitet një përgjigje intensive e zëvendësimit të qelizave të dëmtuara, me ato të reja; kjo manifestohet me rritjen e diferencimit të eritrociteve në gjakun periferik, nga qelizat origjinare mitotike në qeliza pa bërthamë.

Forma atipike të eritrociteve si p.sh., eritrocite të pajisura me bërthamë me dy lobe, apo eritrocite pa bërthamë, janë raportuar të rritura në disa kushte të caktuara si dieta ushqimore, patologji, stres metabolik etj., (Fijan, 2002). Ndarja e drejtpërdrejtë qelizore, është një mekanizëm bazë i proliferimit qelizor të indeve të specializuara të vertebrorëve të rritur dhe përfaqëson, në krahasim me ndarjen mitotike, një mekanizëm më të shpejtë dhe me më pak implikime metabolike (Yiquan and Binkung, 1996; Barni et al., 1995).

Prania e formave të eritrociteve pa bërthamë, që gjenden normalisht në gjakun e disa amfibëve urodelë dhe peshqve, (Glomski et al., 1997), është e vështirë për t’u interpretuar. Ndoshta ata vijnë nga ndarje qelizore jo normale. Eritrocitet pa bërthamë, që ne gjetëm në studimin tonë, paraqiten me të njëjtin ngjyrim si eritrocitet e pjekura. Duke pasur parasysh se, tek gjitarët, eritrocitet pajisen me bërthamë që në vendformimin e tyre, dhe se ata e humbasin bërthamën përpara se të lirohen në qarkullimin periferik, mund të hedhim hipotezën se eritrocitet pa bërthamë të gjetura në këtë studim, janë qeliza të pjekura, me shumë gjasa në ndonjë stad jonormal të karioheksisit.

Eritrocitet pa bërthamë, mund të përfaqësojnë një mekanizëm të veçantë për rritjen e efikasitetit të transportit të oksigjenit, veçanërisht, në kushtet e ndotjes së ujit, duke përmirësuar raportin qelizor vëllim/sipërfaqe. Witeska M, 2004, ka vërejtur të njëjtat anomali të ndryshme qelizore dhe nukleare në peshqit kraporë, të ekspozuar ndaj kadmiumit, plumbit dhe zinkut.

Në një përqindje më të ulët paraqiten eritrocitet me bërthamë të mikronukleuar dhe me bërthamë dylobëshe. Ndarja e bërthamës është një efekt i lidhur drejtpërsëdrejti me praninë e ndotësve gjenotoksikë në mjedis. Këtë rol e luajnë kryesisht pesticidet dhe jonet e metaleve të rënda (Murad et al., 1993). Stresi oksidativ prek jo vetëm fluiditetin e membranës qelizore, por gjithashtu edhe integritetin e ADN në bërthamën qelizore. Dy janë faktorët që e mbrojnë bërthamën nga rreziku oksidativ: paketimi i


- 59 -

ngushtë karakteristik i ADN-së dhe prania e sistemeve antioksidante (Twigg et al. 1998). Dëmtimet serioze dhe të pakthyeshme të ADN-së nxisin procesin e apoptozës (Murad et al.1993). Përgjithësisht, dëmtime të tilla të ADN-së si aberacionet kromozomale, këputjet e ADN-së apo shfaqja e mikronukleuseve, duhen kuptuar si tregues të efekteve të stresit oksidativ (Fijan et al. 2002).

Prania e eritrtrociteve me bërthamë dylobëshe dhe citoplazmë të pigmentuar, është konsideruar një shprehje e drejtpërdrejtë e ndarjes qelizore (amitozës), e cila në bashkëpunim me proliferimin e qelizave mitotike, mund të përfaqësojë një mjet afatshkurtër për rritjen e kapacitetit transportues të oksigjenit në gjakun e peshqve (Murad et al. 1993; Fijan, 2002). Sipas Gill dhe Pant, bërthama duket se është objektivi kryesor i veprimit toksik të kadmiumit, në eritrocitet e peshqve. Ata kanë raportuar gjithashtu prani të kromatinës së kondensuar në periferi të bërthamës, e shoqëruar kjo me fryrje bërthamore dhe rrjedhje të kromatinës në citoplazmë.

Anomali bërthamore të tilla si, fryrjet bërthamore, forma e parregullt bërthamore, prania e dy bërthamave, vakuolizimi apo prania e mikronukleuseve, janë konsideruar si tregues të gjenotoksicitetit të rritur tek peshqit e ekspozuar ndaj ndotjes së ujit (Gill T.S. & Pant J.C.1987). Boge & Roche, (1996), kanë vënë re prani të citotoksicitetit ndaj përbërjeve fenolike në eritrocitet e Dicentrarchus labrax. Anomalitë eritrocitare, janë raportuar gjithashtu, edhe në peshqit e intoksikuar me metale të rënda.

Faktori i rritur “formë” i bërthamës dhe prania e eritrociteve të papjekura në peshqit e vendmostrimeve të ndotura dëshmojnë se stresi toksik mund të ketë nxitur eritropojezën dhe rritjen e përqindjes së qelizave të kuqe të papjekura të gjakut. Prania e vakuolizimit citoplazmik në eritrocite, është gjithashtu shenjë e pranisë së stresit kronik, për shkak të ekspozimit ndaj ndotjes. Në individët peshq që u takojnë vendmostrimeve të ndotura, gjetëm gjithashtu edhe eritrocite me pigmentim citoplazmik, gjë që është shenjë e destabilizimit të membranës lisozomike.

Prania e kariopiknozës (kondensimi jo uniform i kromatinës), është tregues i procesit të degradimit bërthamor dhe apoptozës qelizore. Shumë studime laboratorike (Anderson et al. 1988; Murad & Houston 1988; Karrow et al. 1999), kanë treguar se ekziston një bashkëlidhje ndërmjet parametrave leukocitare tek peshqit dhe ekspozimit të tyre ndaj një lloji të vetëm ndotësi. Vendmostrimet nën studim, Vragoli dhe Plementin, janë të ndotura me një larmi ndotësish antropogjenë, bujqësorë dhe industrialë. Duket se efekti sinergjik i faktorëve të shumëfishtë ndotës, është përgjegjës për larminë e dëmtimeve eritrocitare dhe bërthamore të vërejtura në studimin tonë.

Anomalitë e bërthamës së eritrociteve konsiderohen si prekursorë të mikronukleuseve, ndërsa, anomalitë qelizore, çojnë gradualisht, në vdekjen qelizore. Kështu, mund të konkludojmë se, frekuenca relativisht e lartë e eritrociteve kariohetike dhe të papjekura, si dhe morfologjia e bërthamës, mund të shërbejnë si bioindikatorë të përshtatshëm, të ekspozimit të peshqve ndaj ndotjes.

3.4.0. Testi i mikronukleuseve (MN)

Në studimin tonë, kemi vlerësuar edhe eritrocitet me prani mikronukleusesh, duke përdorur "testin e mikronukleuseve”, me qëllim monitorimin e pranisë së ndotësve potencialë, të ekspozuar në ujë dhe efekteve të tyre gjenotoksike (Grinfeld et al, 1986;


- 60 -

Krauter, 1993; Al Sabti & Metcalfe, 1995). Mikronukleuset, përfaqësojnë fragmente acentrike të kromozomeve (dukuri klastogjenike) ose fragmente të kromozomeve të mbetura gjatë mitozës (dukuri aneugjenike), shkaktuar nga kimikatet inorganike dhe organike/ose rrezatimi, foto 3.28.

Rezulatet e marra nga analiza e strisheve të gjakut lidhur me frekuencën e mikronukleuseve të pranishme në 2000 eritrocite të vlerësuara për çdo individ, treguan një përqindje më të lartë në individët që u takonin vendmostrimeve Vragoli dhe Plementin. Krahasimi i frekuencës së eritrociteve të mikronukleuar nga peshqit që u takojnë vendmostrimeve Vragoli dhe Plementin, nuk treguan ndryshim sinjifikative midis tyre.

Figura 3.28. Eritrocite me mikronukleus

Ndërkohë që ndërmjet dy vendmostrimeve më të ndotura, Vragoli & Plementin, dhe vendmostrimit Ferizaj, të konsideruar nga ne si vendmostrim reference, u gjet ndryshim sinjifikativ (p<0.05). Ky fakt është plotësisht i kuptueshëm po të kihet parasysh se vendmostrimi Ferizaj, i takon asaj pjese të lumit që ndodhet më afër vendburimit, gjë që presupozon se kjo zonë duhet të jetë relativisht e pastër.

Ekzaminimi i mikroskopik i mikronukleuseve tregoi prani të eritrociteve me një mikronukleus për qelizë, dhe në një rast edhe prani të dy mikronukleuseve për qelizë. Mikronukleuset e formuara, dukeshin konstante në madhësi, të rrumbullakëta në formë, dhe të lokalizuara në qelizë, në skajin e kundërt me bërthamën kryesore. Morfologjia e kromatinës së tyre, ishte e njëjtë me atë të bërthamës kryesore të qelizës. Gjithashtu, u vunë re edhe deformime të ndryshme bërthamore, të tilla si, bulëzime, pamje “kokërr kafeje”, prani të urës nukleoplazmike, qeliza të binukleuara, dhe bërthamë me bisht, foto 3.29.


- 61 -

Figura 3.29. Eritrocit i binukleuar me urë nukleoplazmike dhe eritrocit “kokërr kafeje”

Prania e frekuencës së lartë të mikronukleuseve dhe deformimeve bërthamore të eritrociteve të peshqve të vendmostrimeve Vragoli dhe Plementin, tregojnë prani të stresit kronik gjenotoksik, si pasojë e ndotjes afatgjatë të lumit Sitnica. Prania e deformimeve nukleare tek eritrocitet, mund të shpjegohet me studimin e Shimizu et al., 1998; Ergene et al., 2006, sipas të cilit, sapo që qeliza detekton një zonë të dëmtuar në të, fillon procesin e riparimit dhe eliminimit të kromatinës. Pjesa e dëmtuar, largohet në periferi të bërthamës dhe eliminohet me ekzocitozë. Kështu, përpara eliminimit tërësor, membrana bërthamore, mund të paraqesë çrregullsi, gjë që është karakteristike për anomalitë bërthamore.

Gjetja e një numri të lartë anomalish bërthamore së bashku me eritrocitet e mikronukleuara, tregon se mekanizmi i ekzocitozës mund të ndërpritet, duke mos qenë shumë eficient sepse shpesh nuk ia del të eliminojë tërësisht fragmentin e dëmtuar brenda bërthamës, duke mbetur kështu në periferi të membranës bërthamore. Një shpjegim tjetër është ai se, kjo frekuencë e lartë anomalish, është shprehje e stresit oksidativ të ndikuar nga stresorët e mjedisit, Ergene et al., 2006. Në stresin oksidativ, target i parë është membrana, e cila duke qenë se ka një përshkueshmëri dhe selektivitet të ndryshëm për shkak të peroksidimit lipidik, e bën bërthamën më të ndjeshme, duke çuar kështu në formimin e deformimeve bërthamore dhe mikronukleuseve.

Për të kuptuar më mirë, nëse frekuenca e lartë në mikronukleuse e vërejtur në zonat Vragoli dhe Plementin, ishte e lidhur me stresin mjedisor si rrjedhojë e ndotjes, vlerësuam një korrelacion të mundshëm ndërmjet frekuencës së deformimeve bërthamore dhe mikronukleuseve të pranishme në eritrocitet e peshqve të mbledhur në këto vendmostrime, dhe nivelit të lartë të glukozës plazmatike të matur në këta peshq. U vu re, prania e një korrelacioni sinjifikativ (p<0.001), ndërmjet nivelit plazmatik të glukozës, dhe frekuencës së eritrociteve të mikronukleuara, gjë që tregohet grafikisht në figurën 3.30.


- 62 -

Figura 3.30. Bashkëlidhja midis nivelit të glukozës plazmatike dhe frekuencës së mikronukleuseve

Rezultatet tona tregojnë se niveli e glukozës në gjakun e kafshëve të stresuara (peshqit e kapur në vendmostrimet Vragoli dhe Plementin, lumi Sitnica) ishin 2 herë më të larta se ato të kafshëve nga grupi i referencës (vendmostrimi Ferizaj).

Testi i mikronukleusit tregoni për dëmtime gjenetike në mënyrë sinjifikante, në zonat e ndotura krahasuar me zonën referente. Gjetjet tona tregojnë se, pas një ekspozimi kronik të popullatës së peshqve ndaj ndotësve gjenotoksikë (si pesticidet, apo disa metale të rënda), nxitja e dëmtimit gjenetik ndoshta është efekti më i rëndësishëm biologjik. Pra, niveli plazmatik i glukozës, i bashkëshoqëruar me frekuencën e eritrociteve të mikronukleuara ofron një biomarker të dobishëm, për të monitoruar ndotjen e ujit.

3.5.0. Vlerësimi histopatologjik

Vlerësimi mikroskopik i indit të mëlçisë së peshqve të mbledhur në lumin Sitnica, tregoi praninë e dëmtimeve të tilla si: prani të parenkimës heterogjene, formë jo të rregullt të hepatociteve dhe bërthamave të tyre. Gjithashtu, u vu re edhe një vakuolizim në masë të madhe i indit të mëlçisë, si dhe vatra nekrotike masive dhe të lokalizuara. Në tabelën 3.12, janë paraqitur dëmtimet e vërejtura dhe përqindja e tyre në indet hepatike të marra në analizë.

Tabela 3.12. Llojet e dëmtimeve të indit të mëlçisë dhe përqindja e tyre

Kategoritë e dëmtimeve Përqindja në indet e marra në analizë

Parenkimë heterogjene 78%

Dëmtime jo-tumorale 89%

Vakuolizime citoplazmike 67%

Vakuolizime bërthamore 11%

Vatra nekrotike 65%


- 63 -

Llojet e dëmtimeve të indit të mëlçisë së peshqve, të shprehura në përqindje paraqiten në figurën 3.31, ndërsa histologjia e mëlçisë se peshqve të vendmostrimeve Ferizaj, Vragoli dhe Plementin, është paraqitur në fotot 3.32-3.37.

Figura 3.31. Llojet e dëmtimeve të indit të mëlçisë dhe përqindja e tyre në zonat normale dhe të ndotura

Figura 3.32. Pamje indi hepatik me shfaqje të parenkimës homogjene


- 64 -

Figura 3.33. Pamje indi hepatik me shfaqje të parenkimës heterogjene

Figura 3.34. Kariolizë dhe kariopiknozë

Figura 3.35. Vakuolizim hidropik


- 65 -

Figura 3.36. Inflamacione me limfocite në hapësirën portale

Figura 3.37. Zona nekrotike litike hapësirën portale dhe nukleus me nukleole

Mëlçia e peshqve nga burimi i lumit (S1-Ferizaj) tregon një arkitekturë normale dhe nuk paraqet anomali patologjike, hepatocitet janë normale me citoplazmë homogjene, dhe bërthamë të madhe sferike qendrore apo subcentrale (figura 3.32). Karioliza dhe kariopiknoza bërthamore, janë anomali të vërejtura në pjesë të ndryshme të mëlçisë se peshqve nga zona e ndotur S2-Vragolia (figura 3.34).

Dëmtimet e mëlçisë klasifikohen në disa grupe sipas rëndësisë së tyre relative si indikatorë të ekspozimit ndaj ndotësve. Parenkima heterogjene si dhe lezionet jo tumorale si polimorfizmi qelizor dhe nuklear, konsiderohen si dëmtim fillestar toksikopatik, i cili rezulton si rrjedhojë e ekspozimit ndaj agjentëve toksikë (Dimitrova, et al.1994; Pacheco & Santos, 2002).


- 66 -

Anomali të tilla si forma jo e rregullt e hepatociteve dhe vakuolizimi, që është një proces i depozitimit të glikogjenit apo lipideve në mëlçi, vërehen në kafshë të cilat ndodhen nën efektin e stresit (Hinton & Lauren, 1990; Filho W. et al. 2001). Kjo sepse glikogjeni shërben si një rezervë glukoze për të përballuar kërkesën e lartë energjetike në gjendjet e stresit (Panepucci et al., 2001).

Tek peshqit e vendmostrimit Vragoli, u vu re vakuolizim hidropik (HydVac). Mendojmë se kjo është e lidhur me faktin se peshqit e këtij vend-mostrimi kanë populluar nën kushtet e stresit të madh të ndotjes në këtë zonë, figura 3.35. Stehr CM. et al., 1998, kanë raportuar se rreziku për vakuolizim hidropik rritet nga praninë e hidrokarbureve aromatike dhe klorit në sediment, në lëngun biliar dhe mëlçinë e peshqve. Pacheco & Santos (2002) treguan se rritja e vakuolizimit të hepatociteve është një sinjal i fillimit të një procesi degjenerativ, që vjen si pasojë e dëmtimeve metabolike, të lidhura me ekspozimin e kafshëve ndaj ndotësve. Një përgjigje e zakonshme patologjike e mëlçisë së peshqve ndaj toksinave dhe ndotësve të ndryshëm, është nekroza hepatocitare. Reaksioni më karakteristik ndaj toksicitetit është apoptoza e një apo disa qelizave të indit të mëlçisë (Ferguson, 1989; Boorman et al. 1997).

Inflamacion me limfocite në enët portale është vëzhguar në mëlçinë e peshqve nga zona e ndotur S3-Plemetin (figura 3.36). Gjetjet tona janë mbështetur në faktin se zona e Plemetinit është raportuar të ketë nivelin më të lartë të metaleve të rënda dhe ndodhet afër Korporatës Energjitike të Kosovës (KEK). Rezultatet tona janë në pajtim me rezultatin e Bothaina m.Khidr et al 2012, të cilët kanë studiuar ndryshimet histologjike tek hepatocitet e mëlçisë së Nila tilapia, Oreochromis niloticus, të ekspozuar ndaj përqendrimeve 2.5, 5, dhe 10 ppm të nitratit të plumbit për 1, 2, 3, 4 javë. Rezultatet e këtij punimi tregojnë se nitrati i plumbit ushtron disa efekte histopatologjike në indin hepatik.

Gjatë ekzaminimit të mëlçisë se peshqve nga zona e ndotur 3-Plemetin (figura 3.37) vërejmë zona nekrotike litike dhe rezultatet tona janë në pajtim me gjetjet e SV Deore dhe SB Wagh (2012), të cilët raportojnë për ndikimin histopatologjik nga përqendrimet vdekjeprurëse dhe subletale të klorurit të merkurit dhe klorurit të bakrit në mëlçinë e peshqve Channa gachua, tek të cilët u observuan vakuolizim në citoplazmë, degjenerim bërthamash, vakuolizim në stromë, zmadhim, ënjtje, bërthama piknotike, nekrozë, këputje e kanaleve sinusoidë të gjakut, çrregullime hepatike, humbje e formës së hepatociteve. Karioliza është shpërbërja e plotë e lëndës kromatinë tek një qelizë tashmë e vdekur. Piknoza, ose kariopiknoza, është kondensimi i pakthyeshëm i kromatinës në bërthamën e një qelize drejt nekrozës ose apoptozës. Kjo tregon për kushte të vështira të peshqve nën praninë e një stresi të madh nga rrjedhat efluente industriale. Këto rezultate janë në pajtim me gjetjet e Dhevakrishnan, R. dhe Zaman MSH. (2012); Ebrahimi M. dhe Taherianfard M. (2011).

Efektet toksike të metaleve të rënda dhe të ndotësve të tjerë në mëlçi janë studiuar nga shumë hulumtues. Velcheva et al (2010) kanë raportuar ndryshime nekrotike dhe hiperemike në parenkimën e mëlçisë për shkak të ndotjes me metale të rënda. Mohammad M.N. Authman et al. (2013) kanë raportuar për ndryshime histopatologjike në mëlçinë e peshkut C. gariepinus, të mbledhur nga El-Rahawy duke përfshirë humbjen e arkitekturës qelizore të mëlçisë, degjenerimin vakuolar, praninë e bërthamave piknotike dhe vatrave fokale të nekrozës. Infiltrime të leukociteve dhe degjenerime hyaline janë zbuluar në indet hepatike të peshqve. Është


- 67 -

observuar zgjerimi i venës qendrore nga bllokimi i gjakut për shkak të ndotjes nga metalet e rënda.

Të gjitha dëmtimet e larmishme të indit të mëlçisë të vërejtura në individët peshq të vendmostrimeve Vragoli dhe Plementin, të lumit Sitnica, mund të shpjegohen me efektin e ndotjes së shumëfishtë që pëson ky lumë. Nga ana tjetër, gjetjet histopatologjike janë në përputhje të plotë me rezultatet e përftuara për biomarkerët biokimikë dhe fiziologjikë të studiuar në këtë punim. Në këtë kuptim, biomarkerët histopatologjikë, së bashku me ata biokimikë dhe fiziologjikë, përbëjnë një “bateri” biomarkerësh shumë eficientë për të vlerësuar efektet e ndotjes së shumëfishtë në një ekosistem ujor.


- 68 -

4. PËRFUNDIME

Në përfundim të këtij punimi mund të konkludojmë se lumi Sitnica ka një ndikim të fuqishëm antropogjenik nga burime të shumëfishta (industriale, bujqësore, minierat), çka reflektohet në nivelin e lartë të metaleve të rënda të gjetura në ujërat sipërfaqësore dhe sedimentet e tij [Pb (II), Cd (II), Cu (II), Cr (III, VI), Ni (II), Zn (II) dhe Mn (II) dhe fenoleve].

Gjithashtu, ky studim, është një dëshmi e fortë se popullata e peshqve në lumin Sitnica, është nën stres. Kjo mbështetet nga ndryshimet e matura në hematologjinë, biokiminë dhe paqëndrueshmërinë gjenetike të individëve, të shkaktuara kryesisht nga ndotja. Nën dritën e këtyre fakteve, lumi Sitnica klasifikohet si lumë i ndotur dhe me biotë të varfër peshkore (takohen vetëm lloje me tolerancë të lartë ndaj ndotjes, si p.sh krapi), duke u klasifikuar në kategorinë e IV të cilësisë së lumenjve.

Biomarkerët e efektit, biokimik, fiziologjik dhe morfologjik (histopatologjik), reflektojnë mekanizmat toksike dhe proceset kryesore që mbrojnë indet nga stresi i ndotjes. Këta biomarkerë, janë të varur nga doza e ndotësit, homeostaza e kafshës dhe doza bioefektive apo kritike, e cila përfaqëson sasinë e ndotësit që mund të përqendrohet nga indi apo qeliza. Karakteristikë e këtyre biomarkerëve është ndjeshmëria e lartë ndaj përqendrimeve të ulëta të stresorëve, duke paraprirë çdo shenjë toksiciteti, dhe si të tillë mund të përdoren suksesshëm si markerë të hershëm dhe mjaft të ndjeshëm të efekteve të stresorëve të ndryshëm mjedisorë.

Në mënyrë të veçantë, metabolitët si glukoza dhe proteina totale tregojnë ndryshime në të gjitha vendmostrimet e lumit Sitnica. Kështu, kemi një rritje sinjifikative të përqendrimit të glukozës plazmatike (p<0.05), e cila përkon me nivelin e lartë të përqendrimit të metaleve të rënda, veçanërisht Cr, Ni dhe Zn, në ujërat e studiuara. Proteina Totale tregon një rënie sinjifikante (p<0.05), rezultat ky i stresit afatgjatë në peshqit e këtij lumi, dhe dëshmues i përgjigjes përshtatëse të peshqve për të përballuar kërkesën e tyre të lartë për energji gjatë stresit oksidativ.

Enzimat hepatike ALT dhe AST janë të rritura në mënyrë sinjifikative (p<0.05) me ndotjen, në të gjitha vendmostrimet, përgjatë lumit Sitnica. Ky aktivitet i lartë është i lidhur me ndikimin e përqendrimeve sub-letale afatgjate të ndotësve në këtë lumë, dhe si të tillë ata mund të shërbejnë si biomarkerë shumë të mirë të dëmtimeve qelizore, degradimeve proteinike dhe dëmtimit të mëlçisë.

Aktiviteti i enzimave antioksidante plazmatike të tilla si katalaza (CAT), superoksid dismutaza (SOD) dhe glutatione-S-transferaza (GST) paraqitet i lartë (p<0.05) në të tri vend-mostrimet e lumit Sitnica dhe mund të përdoren si biomarkerë të dobishëm të stresit oksidativ.

Të gjithë treguesit hematologjikë janë të ndjeshëm ndaj stresorëve të mjedisit dhe më pak invazivë për kafshën. Treguesit klasik hematologjikë si RBC, WBC, Hct, forma dhe madhësia e eritrociteve dhe bërthamave të tyre, si dhe formula leukocitare (veçanërisht limfocitet dhe neutrofilet), rezultojnë të alternuara nga efekti i ndotjes së shumëfishtë në të tri vend-mostrimet e lumit


- 69 -

Sitnica. Kjo i bën ata, kur bashkëshoqërohen edhe me biomarkerët biokimikë dhe morfologjikë, shumë të përshtatshëm si biomarkerë.

Profili “Eritron” i alternuar sinjifikativisht (p<0.05) si vlerësues i pranisë së anomalive eritrocitare, të shkaktuara nga ndikimi akut dhe kronik i ndotjes në ujë, mund të përdoret si një biomarker më i fuqishëm se treguesit hematologjikë klasikë, për testimin e shpejtë, të hershëm dhe jo të shpenzueshëm të stresit tek peshqit, dhe jo vetëm.

Testi i mikronukleusit tregoi për dëmtime gjenetike në mënyrë sinjifikante, në zonat e ndotura krahasuar me zonën referente. Gjetjet tona tregojnë se, pas një ekspozimi kronik të popullatës së peshqve ndaj ndotësve gjenotoksikë (metalet e rënda, etj) nxitja e dëmtimit gjenetik ndoshta është efekti më i rëndësishëm biologjik. Së bashku me profilin “Eritron”, testi i mikronukleuseve ofron një biomarker të dobishëm, për të monitoruar ndotjen gjenotoksike të ujit.

Vlerësimi mikroskopik i indit të mëlçisë së peshqve të mbledhur në lumin Sitnica, tregoi praninë e dëmtimeve të tilla si: prani e parenkimës heterogjene, forma jo të rregullta të hepatociteve dhe bërthamave të tyre, vakuolizim në masë të madhe të indit të mëlçisë, si dhe vatra nekrotike masive dhe të lokalizuara, rrjedhojë kjo e ndotjes së shumëfishtë të këtij lumi. Kështu, biomarkerët histopatologjikë, janë biomarkerë shumë eficientë për të vlerësuar efektet e ndotjes së shumëfishtë në një ekosistem ujor.

Në përfundim, mund të themi se “bateria e biomarkerëve biokimikë, fiziologjikë dhe morfologjikë (histopatologjikë)” që ne propozojmë, do të shërbejë jo vetëm për të vlerësuar gjendjen e biotës në një ekosistem, por edhe për të monitoruar në një mënyrë mjaft efikase procesin e bioremedimit të lumit Sitnica, me qëllim arritjen e standardeve të kërkuara nga Direktiva Kuadër e Ujit të BE-s, për cilësinë e ujërave të lumenjve.

Identifikimi i biomarkerëve molekularë, qelizorë dhe indorë, i bashkëshoqëruar me parashikimin e hershëm, diagnozën, dhe monitorimin e ndryshimeve madhore fiziologjike dhe sëmundjeve në peshq apo organizma të tjerë ujorë, të shkaktuara nga ndotja, mund të kontribuojë në ruajtjen in situ të biotës lumore. Zhvillimi i metodave jo-invazive, të përftimit të dhënave, është një tjetër përfitim për të parandaluar dëmtimin e mëtejshëm të ekosistemeve të stresuar.


- 70 -

5. REKOMANDIME

Duke pasur parasysh se lumi Sitnica është një lumë me rëndësi të madhe për zonën e Kosovës, ngritja e një rrjeti të plotë dhe të përhershëm të monitorimit të ujërave sipërfaqësore dhe sedimenteve duke përdorur më shumë se një teknikë eksperimentale, veçanërisht në vendmostrimet me mbetje jo normale të elementeve toksike, do t’i shërbente shëndetësimit të këtij lumi.

Do t’u rekomandonim autoriteteve monitoruese të përfshinin në planin e tyre të kontrollit të cilësisë së ujërave, “paketën e biomarkërëve” të propozuar në këtë studim, për një vlerësim më të mirë të ndotjes dhe efekteve të saj të hershme në biotë.

Remedimi i sedimenteve në zonat e ndotura të lumit do të ishte një domosdoshmëri për rishëndetësimin e biotës së këtij ekosistemi.

Është e nevojshme të përfshihen në procesin e monitorimit të ujërave edhe ujërat nëntokësore dhe ato urbane, si kontribuues të ndotjes së ujërave që derdhen në lumenj.

Vendosja e stacioneve të trajtimit të ujërave urbane dhe,

Ngritja e rrjetit të kontrollit të efluentëve të mbetjeve industriale dhe cilësisë së ujërave sipërfaqësore, veçanërisht në dalje të komplekseve të mëdha industriale, minierave dhe shkarkimeve të ujërave mbetëse të patrajtuara.


- 71 -

5. FALENDERIMET

Një falenderim i posaçëm dhe shumë meritor është për udhëheqësin e këtij disertacioni Prof. Valbona Aliko pa punën e së cilit ky punim do të kishte qënë i pamundur të realizohej.

Gjithashtu gjej rastin të falenderoj Prof.Linda Grapci që më mundësoj shfrytëzimin e paisjeve për mbledhjen e mostrave si dhe ndihmën e pa kursyer në shfrytëzimin e literaturës.

Falenderim i veçant është për Msc.Qenan Maxhuni që më ndihmoj në mbledhjen e mostrave.

Falenderime shume meritor është për Leart Berica doktor në spitalin amerikan, patolog, që më ndihmoj në vlersimin histopatologjik te melçis së peshqve. Erkena Shyti për eksperiencen e saj në vlersimin e enzimave të stresit oksidativ si dhe laboranten e laboratorit të fiziologjisë dhe biokimisë në Fakultetin e shkencave të natyrës Tiranë Alketa Gjurgji, për ndihmën e saj në përcaktimin e treguesëve hematologjik.


- 72 -

6. REFERENCAT

Literaturë e shfrytëzuar

[1] António Figueiredo-Fernandes, Jorge V. Ferreira-Cardoso, Sofia Garcia-Santos,Sandra M. Monteiro,João Carrola, Pedro Matos and António Fontaínhas-Fernandes,2007. Histopathological changes in liver and gill epithelium of Nile tilapia, Oreochromis niloticus, exposed to ëaterborne copper. Pesq. Vet. Bras. 27(3):103-109, março 2007.

[2] Arbneshi T, Rugova M, Berisha L. 2008. The level concentration of lead, cadmium, copper, zinc and phenols in the ëater of Sitnica River. J.Int.Environmental Application & Science. Vol 3 (2):66-73.

[3] Aliko V, (2008) Comparative blood cell morphology in the peripheral blood films from different vertebrate classes with an adaptation and evolutionary approach. Proceedings of Int. Conf. Bio. & Environ. Sci. pp: 19-27.

[4] Aliko V, Sula E, (2011) Study of fish stress physiology through evaluation of phisiological & biochemical biomarkers in blood. M.Sc. thesis.

[5] Aliko V, Biba A, (2011)Micronuclei induction in ranidae & buffonidae tadpoles by the pirethroid insecticide lambda-cyhalothrin. J. Ecosyst & Ecology Sci. (IJEES). Vol. 1, Special issue: 43-48

[6] Aliko Valbona, Biba Adiola, Sula Eldores, Gjurgjaj Alketa. 2012. Pollution Effect on Amphibian Blood (Rana balcanica & R. lessonae) From Albanian Coastal Zone. International Conference on Marine & Coastal Ecosystems (MarCoastEcos2012), 25-28 April, Tirana, Albania.

[7] Al-Sabti K, Metcalfe CD, (1995) Fish micronuclei for assessing genotoxicity in water. Mutat. Res. 343, 121-135.

[8] Anderson, I.G., Shamsudin, M.N., Shariff, M., Nash, G., 1988. Bacterial septicemia in juvenile tiger shrimp,Penaeus monodon, cultured in Malaysian brackishwater ponds. Asian Fish. Sci. 2 _1., 93–108.

[9] Anderson, D.P.; Siwicki, A.K. and Rumsey, G. L. (1995). Injection or immersion delivery of selected immunostimulants to trout demonstrate enhancement of nonspecific defense mechanisms and protective immunity. In: Shariff, M., Arthur, J.R., Subasinghe, R.P. (Eds.), Diseases in Asian Aquaculture: II. Fish Health Section. Asian Fisheries Society, Manila, pp. 413- 426.

[10] Abo-Hegab, S. ; Marie, M. A. and Kandil (1990). Changes in the plasma lipid and total protein of grass carp {Ctenopharyngodon idella) during environmental pollutant toxicity. Bull. Zool. Soc. Egypt, 39: 211-222


- 73 -

[11] Ashraf W.Ashraf W. ( 2006) Levels of selected heavy metals in tuna fish. Arabian Journal of Science Technology 31(1A): 89-92.

[12] Adams, S.M., 1990. Status and use of biological indicators for evaluating the effect of stress in fish. In: Adams, S.M. (Ed.),Biological Indicators of Stress in Fish. American Fisheries Society,Bethesda, MD, pp. 1–8.

[13] Atroshi F., Rizzo A., Sankari B. S., Biese Westermarck T., and Veijalainen P. (2000). Liver enzyme activities of rats exposed to ochratoxin A and T-2 toxin with antioxidants. Bull Environ Contam Toxicol 64(4): 586-592

[14] Ahmad, K., Saleh, J. 2010. Clastogenic studies on Tandaha Dam water in Asser. Journal of Black Sea/Mediterranean Environment, 16 (1): 33-42.

[15] Bilinski.S, Gashi.F, Bilinski.H, 2010. Establishing of Monitoring Network on Kosovo Rivers (Drini i Bardhë, Morava e Binçës, Lepenc and Sitnica.BALWOIS 2010 - Ohrid, Republic of Macedonia - 25, 29 May 2010.

[16] Berisha L, Arbneshi T, Rugova M (2008), The Level Concentration of Lead, Cadmium, Copper, Zinc and Phenols in the Water River of Sitnica J.int BALWOIS 2008 – Ohrid, Republic of Macedonia.

[17] Boge, G., & Roche, H. 1996. Cytotoxicity of phenolic compounds on Dicentrarchus labrax erythrocytes. Bull.Environ.Contam.Toxicol. 57, 171.

[18] Bridges, D.W.; Cech, J.J.; Pedro, D.N. 1976. Seasonal hematological changes in winter flounder, Pseudopleuronectes americanus. Trans. Am. Fish. Soc. 105:596-600.

[19] B. NIKOLOV and D. BOYADZIEVA( 2010) – DOICHINOVA. PARAMETERS OF THE RED BLOOD CELL COUNT IN THREE SPECIES OF CARP FISHES. Bulgarian Journal of Agricultural Science, 16 (No 3) 2010, 307-310Agricultural Academy.

[20] Baldwin, DH, JF Sandahl, JS Labenia, and NL Scholz ( 2003). Sublethal effects of copper on coho salmon: impacts on non-overlapping receptor pathëays in the peripheral olfactory nervous system. Environmental Toxicology and Chemistry. 22(10):2266-2274.

[21] Bradl, Heike (2005). Heavy Metals in the Environment: Origin, Interaction and Remediation. Elsevier/Academic Press, London.

[22] Barni S, Fraschini A, Prosperi E, Vaccarone V, Bernini F, (1995) Possible occurrence of amitotic cell division during haemopoiesis in the Urodele. Comp. Haematol. Int. 45, 183-188.

[23] Brix k.v., Keithly J., Deforest d.k., Laughlin J. Acute and chronic toxicity of nickel to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Environ. Toxicol. Chem. 23, 2221,2004.


- 74 -

[24] Berisha L, Arbneshi T, Rugova M.2008. The level concentration of lead, cadmium, copper, zinc and phenols in the water of Sitnica River. J.Int BALWOIS 2008 – Ohrid, Republic of Macedonia.

[25] Bilinski.F, Gashi.F, Bilinski.H 2010.Establishing of Monitoring Network on Kosovo Rivers (Drini i Bardhë, Morava e Binçës, Lepenc and Sitnica. BALWOIS 2010 - Ohrid, Republic of Macedonia - 25, 29 May 2010

[26] Bothaina M. Khidr, Imam A.A. Mekkawy, Ahmed S.A. Harabawy and Abdel Salam M.I. Ohaida.Effect of Lead Nitrate on the Liver of the Cichlid Fish (Oreochromis niloticus): A Light Microscope Study. Pakistan Journal of Biological Sciences 15 (18):854-862, 2012.

[27] Boorman G.A., Botts S., Bunton T.E., Fournie J.W., Harshbarger Jc., Hawkins W.E., Hinton DE., Jokinen MP., Okihiro MS., and Wolfe M. 1997. Diagnostic criteria for degenerative, inflammatory, proliferative nonneoplastic and neoplastic liver lesions in medaka (Oryzias latipes).

[28] Boge,-G.; Roche,-H. 1996. Cytotoxicity of phenolic compounds on Dicentrarchus labrax erythrocytes. Bull of Environmental Contamination and Toxicology 57:171-178.

[29] Bondar, R.J., and Mead, D.C. (1974). Evaluation of glucose-6-phosphate dehydrogenase from Leuconostoc mesenteroides in the hexokinase method for determining glucose in serum. Clin. Chem. 20, 586–590

[30] Canli, M., Ay, O, Kalay, M. Levels of heavy metals (Cd, Pb, Cu, Cr and NI) in tissue of Cyprinus carpio, Barbus capito and Chondrostroma regium from the Syehan River, Turkey.Tr. J.Zoology., 1998; 22:149-147.

[31] Comparative Biochemistry and Physiology Part A, 141: 353-358

[32] Catton W .T.1951:Blood cell formation in certain Teleost fish.Blood 6:339-60.

[33] Claver, J.A. and Quaglia, A.I.E. 2009. Comparative Morphology, Development, and Function of Blood Cells in Nonmammalian Vertebrates. Journal Of Exotic Pet Medicine, 18(2):87-97.

[34] Coburn, C.B.; Fischer, B.A. 1973 Red blood cell hematology of fishes: a critique of techniques and a compilation of published data. J. Mar. Science 2(2): 37-58.

[35] Cestari, M. M.; Lemos, P. M. M.; Oliveira-Ribeiro, C. A.; Costa, J. R. M.A.Pelletier, E.; Ferraro, M. V. M.; Mantovani, M.S.; Fenocchio, A. S.(2004) Genetic damage induced by thophic doses of lead in the neotropical fish Hoplias malabaricus (Characiformes, Erythrinidae) as revealed by the comet assay and chromosomal aberrations. Genet. Mol. Biol., v. 27, p.270-274, 2004.

[36] Cabots, S. 2000. The liver and detoxification.

[37] Čalić, Violeta; Miošić, Neven; Cencič Kodba, Zdenka; Picer, Mladen; Picer, Nena; Rugova, Ariana; Arbneshi, Tahir.(2005). Pollution of


- 75 -

river sediments in Bosnia and Herzegovina and Kosovo with polychlorinated biphenyls. 25th International Symposium on Halogenated Environmental Organic Pollutants and Persistent Organic Pollutants (POPs)-DIOXIN 2005.

[38] Dakonta. 2009. Consulting services for Environmental Assessment and Remedial Action Plan for Mitrovica Industrial Park, Kosovo, UNDP.

[39] Damek-Poprawa, M. and Sawicka-Kapusta, K., 2003. Damage to the liver, kidney, and testis with reference to burden of heavy metals in yellow-necked mice from areas around steelworks and zinc smelters in poland. Toxicology, 186(1-2), 1-10.

[40] Davis Jr, K. B. & McEntire, M. E. 2006.Comparison of the cortisol and glucose stress response to acute confinement and resting insulin-like growth factor- concentrations among white bass, striped bass and sunshine bass. Aquaculture America Book of Abstracts p 79.

[41] Di Giulio, R. T., Benson, W. H., Sanders, B. M. and Van Veld, P. A. (1995).Biochemical mechanisms: Metabolisem, adaptation and toxicity. In: G. M. Rand (Eds.), Fundamentals of aquatic toxicology: Effects, environmental fate and risk assessment, 2nd ed. Taylor & Francis, Washington, D.C., pp. 523-561.

[42] Dickman, M. D., Leung, K. M. Mercury and organochlorine exposure from fish consumption in Hong Kong, Chemosphere, 1998; 37:991-1015.

[43] Ding, W.X., Shen, H.M., Ong, C.N. 2000. Microcystin cyanobacteria extract induces cytoskeleton disruption and intracellular glutathione alteration in hepatocytes. Environ. Health Perspect.108: 605-609.

[44] Ding, W.X., Shen, H.M., Ong, C.N. 2000. Microcystin cyanobacteria extract induces cytoskeleton disruption and intracellular glutathione alteration in hepatocytes. Environ. Health Perspect.108: 605-609.

[45] Dimitrova, M.S.T., Tsinova, V., Velcheva, V. 1994.Combined effects of zinc and lead on the hepatic superoxide dismutase-catalase system in carp (Cyprinus carpio). Comp. Biochem. Physiol. Part C., 1994; 108: 43-46.

[46] Dhevakrishnan, R and M.H. Zaman, (2012). Effect of Cauvery River pollutants on histopathological alterations in gill and liver tissues of freshwater fish (Labio rohita). Environmental Toxicology Int. J. Cur. Tr. Res (2012) 1 (2): 65-71

[47] De la Tore FR, Salibian A, Ferrari L (2000). Biomarkers assessment in juvenile Cyprinus carpio exposed to waterborne cadmium. Environ. Pollut., 109: 227-278.

[48] Ellis, A. E. 1977: The leucocytes of fish. A review. J. Fish. Biol. 11: 453-491.

[49] Elezaj, R. I., Letaj, Rr. K., Selimi, I. Q. and Zhushi-Etemi, F. (2003) The effects of effluent waters of power plant Kosova in Kastriot, on the ALA-D activity and protein amount of water flea (Daphnia pulex)


- 76 -

of Sitnica rivier. Meeting of Experimental biology, I.D. 8926, March 31 April 04, 2001. Orlando, Florida, U.S.A.

[50] Ergene, S., Cavas, T., Celik, A., Koleli, N., Kaya, F., Karahan, A. 2007. Monitoring of nuclear abnormalities in pheripheral erythrocytes of three fish species from the Goksu delta (Turkey): genotoxic damage in relation to water pollution. Ecotoxicology 16, 385-391.

[51] Elezaj, I. R., Kurteshi, K. H., Selimi, Q. I. and Letaj, K. Rr. (2003) Genotoxic effects of Sitnica rivier (polluted from effluent ëaters of ,,Kosova” power plant) in three fish species (Barbus barbus, Perca fluvitialis and Oncorhychus myciss Walbaum). Federation of American Societies for Experimental Biology. Volume 17, Number 5, A 866.36 March 17,2003.

[52] Emad H. Abou EL-Naga*, Khalid M. El-Moselhy and Mohamed A. Hamed 2005. Toxicity of cadmium and copper and their effect on some biochemical parameters of marine fish mugil seheli. Egyptian journal of aquatic research 1687-4285 VOL. 31NO. 2, 2005:60-71.

[53] Ebrahimi, M, Taherianfard, M. The effects of heavy metals exposure on reproductive systems of cyprinid fish from Kor River. Iranian Journal of Fisheries Sciences 10(1) 13- 2011.

[54] Ellsaesser CF, Clem LW. 1986. Hematological and immunological changes in channel cat fish stressed by handling and transport. J Fish Biol 28: 511-521.

[55] Ergene, S., Cavas, T., Celik, A., Koleli, N., Kaya, F., Karahan, A. 2007. Monitoring of nuclear abnormalities in pheripheral erythrocytes of three fish species from the Goksu delta (Turkey): genotoxic damage in relation to water pollution. Ecotoxicology 16, 385-391.

[56] Ferguson HW. 1989. Systemic pathology of fish: a text and atlas of comparative tissue responses in diseases of teleosts. Ioëa State University Press, Ames, IA, 263p.

[57] Filho, D.E., Torris, M.A., Tribes, T.B., Pedrosa., R.C., and Soares, C.H.L. 2001. Influence of season and pollution on the antioxidant defences of the cichlid fish acara (Geophagus brasiliensis). Brasilian Journal of Medicinal and Biological Research. 34: 719-726.

[58] Furhan Iqbal, Irfan Zia Qureshi and Muhammad Ali, 2005. Histopathological Changes in the Liver of a Farmed Cyprinid Fish, Cyprinus carpio, Folloëing Exposure to Nitrate. Pakistan J. Zool., vol. 37(4), pp. 297-300, 2005.

[59] FÖRSTNER U and PROSI F (1979). Heavy metal pollution in freshwater ecosystems. In: Ravera O (e.) Biological Aspects of Freshwater Pollution. Pergamon Press, Oxford, Great Britain. 129-161.

[60] Forstner, U. and G.T.W. Witmann (1979). Metal Pollution in the Aquatic Environment. SpringerVerlag, Berlin.

[61] Fihlo, D.W. 1996. Fish antioxidant defenses-a comparative approach. Braz. J. Med. Biol. Res.; 29: 1735-1742.


- 77 -

[62] Filho, D.E., Torris, M.A., Tribes, T.B., Pedrosa., R.C., and Soares, C.H.L. 2001. Influence of season and pollution on the antioxidant defences of the cichlid fish acara (Geophagus brasiliensis). Brasilian Journal of Medicinal and Biological Research. 34: 719-726.

[63] Fijan, N., 2002. Morphogenesis of blood cell lineages in channel catfish. J. Fish Biol., 60: 999-1014.

[64] Fossi M.C., leonzio, C. 1994. Nondestructive biomarkers in vertebrates. Lewis Publishers, CRC Press, p 345.

[65] Gashi, F., Franciskovic-Bilinski, S., Bilinski, H., Troni, N., Bacaj, M., Jusufi, F. 2011. Establishing monitoring network on Kosovo Rivers: preliminary measurements on the four main rivers (Drini I Bardhë, Morava e Binqës, Lepenc dhe Sitnica). Environ.Monitoring & Assessment 175,1-4:279-289.

[66] Gülüzar Atli , Özlem Alptekin, Seyhan Tükel, Mustafa Canli, 2006. Response of catalase activity to Ag+, Cd2+, Cr6+, Cu2+ and Zn2+ in five tissues of freshwater fish Oreochromis niloticus. Comparative Biochemistry and Physiology, Part C 143 (2006) 218–224.

[67] Grosell, M., Gerdes, R., and Brix, K. V. (2006). Influence of Ca, humic acid and pH on lead accumulation and toxicity in the fathead minnoë during prolonged ëater-borne lead exposure. Comp. Biochem. Physiol. C 143, 473–483.

[68] Gentile, S. M., J. H. Gentile, J. Walker, and J. F. Heltshe. 1982. Chronic effects of cadmium on 2 species of mysid shrimp Mysidopsis bahia and Mysidopsis bigelowi. Hydrobiologia 93:195-204.

[69] Gyannopolitis CN, Reis SK (1977).Superoxid dismutase I:Occurrence in higher plant.Plant physiology 59:309-314.

[70] Garcia Morales, P., Saceda, M., Kenney, N., Kim, N., Salomon, D. S., Gottardis, M. M., Solomon, H. B., et al., 1994. Effect of cadmium on estrogen receptor levels and estrogen-induced responses in human breast cancer cells. Journal of Biological Chemistry, 269(24), 16896-16901.

[71] Glomski CA, Tamburlin J, Hard R, Chainani M, (1997) The phylogenetic odyssey of the erythrocyte. IV. The amphibians. Histol. Histopathol. 12, 147-170.

[72] Grinfeld S, Jaylet A, Siboulet R, Deparis P, Chouroulinkov S, (1986) Micronuclei in red blood cells of the newt Pleurodeles waltl after treatment with benzo(a)pyrene: dependence on dose, length of exposure, post-treatment time, and uptake of the drug. Environ. Mutat. 8, 41-51.

[73] Gill T.S, Pant J.C.Hematological and pathological effects of chromium toxicosis in the freshwater fish, Barbus conchonius Ham.Water , Air & Soil Pollut.35, 241, 1987

[74] Gopal V., Parvathy S.,Balasubramanian P.R. Effect of heavy metals on the blood protein biochemistry of the fish Cyprinus carpio and its use


- 78 -

as a bio-indicator of pollution stress. Environmental Monitoring and Assessment 1997;48:117-124.

[75] Houston A.H., Blahut, S., Murad, A., and Amirtharaj, P. 1993. Changes in erythron organization during prolonged cadmium exposure: an indicator of heavy metal stress? Can. J. Fish. Aquat. Sci. 50: 217-222.

[76] Hinton DE., Klaunig JE., Lipsky MM. 1978. PCB-induced alteration in teleost liver: a model for environmental disease in fish. Mar. Fish Rev. 40:47-50

[77] Harris J., Bird DJ. 2000. Modulation of fish immune system by hormones. Vet.Immuno. Immunopathol.77:163-176.

[78] Handy , R.D, Galloway, T.S., Depledge M.H. 2003. A proposal for the use of biomarkers for the assessment of chronic pollution and in regulatory toxicology. Ecotoxicology 12, 331-343.

[79] Houston, A.H., and M.P. Schrapp, 1994. Thermoacclimatory hematological response: Have we been using appropriate conditions and assessment methods? Canadian Journal of Zoology, 72: 1238–1243.

[80] Hose, J.E., Cross, J.N., Smith, S.G., and Diehl, D. (1987). Elevated circulating erythrocyte micronuclei in fishes from contaminated sites off Southern California. Marine Environmental Research. 22: 167-176.

[81] Hodson, P.V., U. Borgmann and H. Shear (1979). “Toxicity of Copper to Aquatic Biota.” In: Nriagu, J.O., ed., Biogeochemistry of Copper, Part II. Health Effects. John Wiley and Sons, New York, N.Y., pp.307-372.

[82] Hinton, D. E., Lauren, D J. (1990). Liver structural alterations accompanying chronic toxicity in fishes potential biomarkers of exposure. In: McCarthy, J. F.. Shugart, L. R. (eds.) Biomarkers of environmental contamination. Lewis Publishers. Boca Raton, p. 17-57

[83] Irina.I et al ( 2010). Glutathione-S-Transferase Activity in tissues of black sea fish species. Asian J. exp. biol. sci., vol 1 (1) 2010:141-150.

[84] Isani G., Sarli G., Andreani G., Brunetti B., Marrocco R., Carpené E., Beha G., Morandi F., Benazzi C. 2012. Effects of waterborne copper on gills catalase and blood biochemistry in Gilthead Sea bream (Sparus aurata L.). J. Elem. 17(2): 255-267, DOI-10.5601/jelem.2012.17.2.08).

[85] J. Falandysz, B. Wyrzykowska, J. Warzocha, I. Barska, A. Garbacik-Wesolowska, and P. Szefer, Food Chem. 87, 17 (2004).

[86] James I. Sams III and Kevin M. Beer (2000). Effects of Coal-Mine Drainage on Stream Water Quality in the Allegheny and Monongahela River Basins Sulfate Transport and Trends. Water-Resources Investigations Report 99-4208.


- 79 -

[87] Jastrzebska, E.W., Kawczuga, D. 2011. Antioxidant status and lipid peroxidation in blood of common carp (Cyprinus carpio L.). Polish J. of Environ.Stud. Vol 20, No 3: 541-550.

[88] Jentoft, S., Aastveit, A. H., Torjesen, P. A. &Andersen, Ø. 2005. Effects of stress on growth, cortisol and glucose levels in nondomesticated Eurasian perch (Perca fluviatilis) and domesticated rainbow trout(Oncorhynchus mykiss).

[89] Jee, H.J. and Kang, C.J. (2005). Biochemical challenges of enzymatic defense system after phenanthrene exposure in olive flounder, Pralichthys olivaceus. Physio Res. 54:585-591.

[90] Jung, S.H; Sim, D.S and Kim. Y (2003). Effects of formalin on haematological and blood chemistry in olive flounder Paralichthys olivaceus. Aquat. Res. 34; 1269-1275.

[91] Jain M, Fujita K, Hsieh C-M, Endege W, Sibinga N, Yet S-F, Kashiki S, Lee W-S, Perrella M, Haber E, Lee M-E (1996) Molecular cloning and characterization of SmLIM, a developmentally regulated LIM protein preferentially expressed in aortic smooth muscle cells. J Biol Chem 271:10194–10199.

[92] Kamel Ahmad & Jaber Saleh.Clastrogenic studies on Tandaha Dam water in Asser.J.Black Sea/Mediterranean Environment.2010. Vol.16(1): 33-42

[93] Kuthan, H., H. J. Haussmann and J. Werringlover, 1986: A spectrophotometric assay for superoxide dismutase activities in crude tissue fractions. Biochem. J., 237: 175-180.

[94] Karrow, N.A., H.J. Boermans, D.G. Dixon, A. Hontella, K.R. Solomon, J.J. Whyte, and N.C. Bols. 1999. Characterizing the immunotoxicity of creosote to rainbow trout (Oncorhynchusmykiss): A microcosm study. Aquatic Toxicology 45(4):223-239. Cited in Stratus 2005a.

[95] Krauter PW, (1993) Micronucleus incidence and hematological effects in bullfrog tadpoles (Rana catesbiana) exposed to 2-acetylaminofluorene and 2-aminofluorene. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 24, 287-493

[96] Khattar, J.I.S, Sarma, T.A. & Sharma, A. (2007). Optimization of chromium removal by the chromium resistant mutant of the cyanobacterium Anacystis nidulans in a continuous flow bioreactor. J Chem Technol Biotechnol., 82: 652-657.

[97] K.S. Tilak, K. Veraiah and J. Milton Prema Raju 2007. Effects of ammonia, nitrite and nitrate on hemoglobin content and oxygen consumption of freshwater fish, Cyprinus carpio (Linnaeus). Journal of Environmental Biology. January 2007, 28(1) 45-47 (2007).

[98] Kissling GE, Dertinger SD, Hayashi M, MacGregor JT (2007). Sensitivity of the erythrocyte micronucleus assay: dependence on number of cells scored and inter-animal variability. Mutat Res. 2007 Dec 1;634(1-2):235-40.


- 80 -

[99] Kurteshi, K. H. Elezaj, I. R., Selimi, Q. I. and Letaj, K. Rr. (2004).Acute genotoxic effects of effluent water of ,,Kosova” power plant in fish Onchorhunchus myciss Walbaum. Federation of American Societes for Experimental Biology. Volume 18, Number 5, march 24, 2004

[100] Kunzmann, A.; di Prisco, G. 1.990 On the blood physiology of WeddeU Sea fishes. 2nd Int. Conf. Biol. Ant. Fishes, Raveilo, 30.5-1.6.90.

[101] Kavitha C., Malarvizhi, A., Kumarans S., and Ramesh M. 2010. Toxicological effects of arsenate exposure on hematological, biochemical and liver transaminases activity in an Indian major carp, Catla catla. Food Chemic.Toxicol.48:2848-2854.

[102] Kopecka J, Pempkowia J., (2008). Temporal and spatial variations of selected biomarker activities in flounder (Plastichthys flesus) collected in the Baltic proper. Ecotox. Environ. Safe 70: 379-391.

[103] L. Velkova-Jordanoska 1, G.Kostoski and B. Jordanoska, 2008. Antioxidative enzymes in fish as biochemical indicators of aquatic pollution. Bulgarian Journal of Agricultural Science, 14 (No 2) 2008, 235-237.

[104] Larsson, A., Haux., M.L., Sjöbeck. S., (1985), Fish physiology and metal pollution: Results and experiences from laboratory and field studies. Ecotoxicology and Environmental Safety, 9: 250-281.

[105] Li, X., Liu, Y., Song, L., Liu, J. 2003. Responses of antioxidant systems in the hepatocytes of common carp (Cyprinus carpio L.) to the toxicity of microcystin-LR. Toxicon; 42: 85-89.

[106] Lin, C. T., T. L. Lee, K. J. Duan and J. C. Su. 2001. Purification and Characterization of Black Porgy Muscle Cu/Zn Superoxide Dismutase. Zoological Studies, 40/ 2: 84-90.

[107] Monteiro Rq, Rezaie Ar, Ribeiro Jmc and Francishetti Im. 2005. Ixolaris: a factor Xa heparin-binding exosite inhibitor. Biochem J.

[108] Michael F. Hughes (2002). Arsenic toxicity and potential mechanisms of action. Toxicology Letters 133 (2002) 1–16.

[109] Morina V, Aliko V, Gavazaj F, Kastrati Dh . “Use of blood parameters as biomarkers of contaminant exposure in Fish specimens from Sitnica river, Kosovo” J. Int. Environmental Application & Science, Vol. 7 (5): 971-977 (2012).

[110] Morina V, Aliko V, Eldores S, Gavazaj F, Ferizi Rr, Kastrati Dh. “Physiological response of fish to water pollution in Sitnica River (Kosovo)” Indian Streams Research Journal, ISSN: 2230-7850, Volume 3, Issue 1, 2013, Impact factor 0.2105

[111] Morina V, Aliko V, Eldores S, Gavazaj F, Maxhuni Q, Kastrati Dh, Cakaj F “EVALUATION OF ENVIRONMENTAL POLLUTION APPLYING OXIDATIVE STRESS BIOMARKERS AS BIOINDICATORS OF WATER POLLUTION IN FISH FROM


- 81 -

SITNICA RIVER IN KOSOVO” Polish Journal of Environmental Studies, Volume 22 No 5, Issue , 2013, Impact factor 1.11

[112] Morina V, Aliko V, Eldores S, Gavazaj F, Kastrati Dh, Cakaj F “Histopathologic Biomarker of Fish Liver as Good Bioindicator of Water Pollution in Sitnica River, Kosovo” Global Journal of Science Frontier Research Agriculture and Veterinary Volume 13 Issue 5 Version 1.0 Year 2013. Publisher: Global Journals Inc. (USA) Online ISSN: 2249-4626 & Print ISSN: 0975-5896

[113] Marabini L, Calò R, Fucile S.2011. Genotoxic effects of polychlorinated biphenyls (PCB 153, 138, 101, 118) in a fish cell line (RTG-2). Toxicol In Vitro. 2011 Aug; 25(5):1045-52. doi: 10.1016/j.tiv.2011.04.004. Epub 2011 Apr 12.

[114] Marta Margarete Cestari , Priscilla Maria M. Lemos, Ciro Alberto de Oliveira Ribeiro,João Ricardo M. Alves Costa, , Emilien Pelletier, Marcos V.M. Ferraro, Mário Sérgio Mantovani and Alberto Sergio Fenocchio (2004). Genetic damage induced by trophic doses of lead in the neotropical fish Hoplias malabaricus (Characiformes, Erythrinidae) as revealed by the comet assay and chromosomal aberrations. Genetics and Molecular Biology, 27, 2, 270-274 (2004) Copyright by the Brazilian Society of Genetics. Printed in Brazil

[115] Martinez, C. B. R., Nagae, M. Y., Zaia, C. T. B. V. and Zaia, D. A. M.(2004). Acute Morphological and physiological effects of lead in the neotropical fish Prochilodus lineatus. Braz. J. Biol., 64(4): 797-807, 2004.

[116] Martinez, B.R., Souza, M.M., 2002. Acute effects of nitrite on ion regulation in to neotropical fish species. J. Comp. Physiol., A Sens.Neural Behav. Physiol. 133, 151–160.

[117] McIntyre, P. B. et al. 2008. Fish distributions and nutrient cycling in streams: can fish create biogeochemical hotspots Ecology 89: 23352346.

[118] McCord, J. M. and I. Fridovich, 1970. The Utility of Superoxide Dismutase in Studying Free Radical Reactions: II. The mechanism of the mediation of Cytochrome c reduction by a variety of electron carriers. The Journal of Biological Chemistry, 245 6: 1374-1377.

[119] Mohammad M.N. Authman, Seham A. Ibrahim, Midhat A. El-Kasheif and Hanan S. Gaber. Heavy Metals Pollution and Their Effects on Gills and Liver of Clarius gariepinus the Nile Catfish Inhabiting El-Rahawy Drain, Egypt. Global Veterinaria 10 (2): 103-115, 2013 ISSN 1992-6197.

[120] Morina.V, Aliko .V, Sula.E , Gavazaj. F, Cakaj. F, Ferizi. R, Kastrati. Dh. Physiological response of fish to water pollution in Sitnica River (Kosovo).Indian streams research Journal.Volume 3, Issue.1, Feb.2013.ISSN:-2230-7850.

[121] Murad A, Everill S, Houston HH, (1993) Division of goldsfish erythrocytes in circulation. Can. J. Zool. 71, 2190-2198.


- 82 -

[122] Mahajan, C.L. and T.R. Dheer, 1983. Haematological and haematopoietic responses to starvation in an air-breathing fish ChannapunctatusBloch. J. Fish Biol., 22: 111-123.

[123] Medja, N., Panariti, E., Strikniqi A. 2011. Influence of cyanotoxins in histology of Carassius carassius L. Natura Montenegrina, 9(3): 615-620.

[124] Murchake, V.K. (1987). Hematological parameters of brown bullhead (Ictalurus nebulosus) taken from polluted and non-polluted tributaries of Lake Erie. Masters thesis, The Ohio State University.

[125] Metcalfe, C.D. (1988). Induction of micronuclei and nuclear abnormalities in the erythrocytes of mudminnows (Umbra limi) and brown bullheads (Ictalurus nebulosus). Bulletin of Environmental Contaminants and Toxicology 40: 489-495.

[126] Monteiro RQ, Rezaie AR, Ribeiro JMC and Francischetti 2005. Ixolaris: a factor Xa heparin-binding exosite inhibitor. Biochem J.

[127] Nicula, M Bura M., Simiz E., Banatean-Dunea I., Patricia S., Marcu A., Lunca M. and Szelei Z. 2010. Researches concerning reference values assessment of serum biochemical parameters in some fish species from Acipenseridae, Cyprinidae, Esocidae and Salmonidae familie. Anim.Sci.Biotech.43(1): 498-505.

[128] Neff, J. M., (1985). Use of biochemical measurement to detect polluatant medicated damage to fish. ASTM spec .Tech. publ., 854: 154–183

[129] Nikinmaa, M. 1990. Vertebrate Red Blood Cells. Springer, Berlin

[130] Neeley, W.E., 1972. Sample automated determination of serum or plasma glucose by a hexokenase/glucose-6-phosphate dehydrogenase method. Clin.Chem., 18: 509-515

[131] Ozgur Emiroglu, Mustafa Uyanoglu and Sercan Baskurt (2012).Comparison of the Erythrocyte size of Carassius gibelio and Carassius carassius Species Living Together in Akgol (Adapazar/Turky).Asian Journal of Animal and Veterinary Advances 7 (9): 876-883, 2012.

[132] Okafor Anthony Ikechukëu and Chukëu Lucian Obinnaya (2010). Haematological Profile of the African Lungfish, Protopterus annectens (Oëen) of Anambra River, Nigeria. Journal of American Science, 2010;6(2)

[133] Ololade, I.A. & Ogini O. (2009). Behavioral and Hematological Effects of Zinc on African Catfish, Clarias gariepinus. International Journal of Fisheries and Aquaculture, 1 (2): 022-027.

[134] Oliver J Hao, ( 1996 ).Bioindicators for water quality evaluation.Journal of Chinese of Enviromental Engineering Vol 6 No 1pp 1-19 (1996).


- 83 -

[135] Ololade I. A. and Ogini O , 2009. Behavioural and hematological effects of zinc on African Catfish, Clarias gariepinus. International Journal of Fisheries and Aquaculture Vol. 1 (2), pp. 022-027.

[136] Panepucci, R.A.L., Panepucci, M.N., Fernandes, J.R., Sanches & F.T. Rantin. 2001. The effect of hypoxia and recuperation on carbohydrate metabolism in pacu (Piaractus mesopotamicus). Brasilian Journal of Biology. 64:547-554.

[137] Pacheco, M. & M.A. Santos. 2002. Biotransformation, genotoxic and histopathological effects of environmental contaminants in European eel (Anguilla anguilla, L). Exotoxicology and Environmental Safety, 53:331-347. Steinford 2003, Kopencka & Penkowvia 2003

[138] Pane e.f., Richards.G., Wood C.M. Acute waterborne nickel toxicity in the rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) occurs by a respiratory rather than ionoregulatory mechanism. Aquat. Toxicol. 63, 65, 2003.

[139] Pourahamad J. & O’Brien P. J. 2000. A comparison of hepatocyte cytotoxic mechanisms for Cu2+, and Cd2+. Toxicol. 143:263-273.

[140] P. Martin Deva Prasath, S. Arivoli ( 2008). Biochemical study of freshwater fish catla catla with the reference to mercury chloride. Iran. J. Environ. Health. Sci. Eng., 2008, Vol. 5, No. 2, pp. 109-116.

[141] POWERS, D. A. (1980). Molecular ecology of teleost fish hemoglobins: strategies for adapting to changing environments. Am. Zool. 20,139-162

[142] Petrick JS, Jagadish B, Mash EA, Aposhian HV( 2001).Monomethylarsonous acid (MMAIII) and arsenite: LD50 in hamsters and in vitro inhibition of pyruvate dehydrogenase.Chem Res Toxicol 14:651–656.

[143] Pedro J. Silva (2009). "Inductive and Resonance Effects on the Acidities of Phenol, Enols,and Carbonyl α-Hydrogens.". J. Org. Chem. 74 (2): 914916. doi:10.1021/jo8018736.PMID 19053615.(Solvation effects on the relative acidities of acetaldehyde enol and phenol described in the Supporting Information)

[144] Pacheco, M. & M.A. Santos. 2002. Biotransformation, genotoxic and histopathological effects of environmental contaminants in European eel (Anguilla anguilla, L). Exotoxicology and Environmental Safety, 53:331-347.

[145] Ramazan Serezli, Süleyman Akhan and Fatma Delihasan-Sonay. 2011. Acute effects of copper and lead on some blood parameters on Coruh trout (Salmo coruhensis) African Journal of Biotechnology Vol. 10(16), pp. 3204-3209,

[146] Reddy P. B, and Baghel B. S (2012). Impact of industrial waste water on the Chambal river and biomarker responses in fish due to pollution at nagda, M.P.India. ISSN: 2277-5536 (Print); 2277-5641 (Online).

[147] Renberg, I., Brannvall, M.-J., Bindler, R., and Emteryd, O. (2000). Atmospheric lead pollution history during four millennia (2000 BC to 2000 AD) in Sweden. Ambio 29, 150–156.


- 84 -

[148] Ruth A. Roberts, Patricia E. Ganey, Cynthia Ju, Lisa M. Kamendulis, Ivan Rusyn, and James E. Klaunig.(2007). Role of the Kupffer Cell in Mediating Hepatic Toxicity and Carcinogenesis. TOXICOLOGICAL SCIENCES 96(1), 2–15 (2007) .

[149] Rafia Azmat, Farha Aziz and Madiha Yousfi, (2008).Monitoring the Effect of Water Pollution on Four Bioindicators of Aquatic Resources of Sindh Pakistan. Research Journal of environmental Sciences 2 (6); 465-473, 2008 ISSN 1819-3412.

[150] Raurich J M, Perez O, Llompart JA, Ibanez J, AyestaranI, PerezBarcena. J. (2009). Incidence and outcome of ischemic hepatitis comlimating septic shock. Hepatol. Res. 39(7): 700–5.

[151] Reddy P. B., and Baghel B. S (2012), IMPACT OF INDUSTRIAL WASTE WATER ON THE CHAMBAL RIVER AND BIOMARKER RESPONSES IN FISH DUE TO POLLUTION AT NAGDA, M.P.INDIA- ISSN: 2277-5536 (Print); 2277-5641 (Online).

[152] Rotllant, J. & Tort, L. 1997. Cortisol and glucose responses after acute stress by net handling in the sparid red porgy previously subjected to crowding stress. Journal of Fish Biology, 51:21–28

[153] Ruparelia, S. G., Yogendra Verma, N. S. Mehta and Salyed, S. R. 1989. Lead-induced biochemical changes in freshwater fish Oreochromis mossambicus Bulletin for Environmental Contamination and Toxicology. 43(2):310-314.

[154] Roganovic – Zafirova, D., Jordanova, M., Panov, S. and Velkova – Jordanoska, L., (2003). Hepatic capillariasis in the Mediterranean barbell (Barbus meridionalis petenyi heck.) from lake Ohrid. Folia Veterinaria., 47(1), 35 – 37.

[155] Rani Usha A, (2000), Cadmium induced bioaccumulation in tissue of freshwater teleost Oreochromis mossambicus. Ann. N.Y. Academy,1(919), pp 318-320.

[156] Scott A.L. and W.A. Rogers. 1981. Haematological effects of prolonged sublethal hypoxia on channel catfish Ictalurus punctatus (Rafineque). J Fish Biol 18:591–601.

[157] Seriani R, Ranzani-Paiva M, Silva-Souza, and Napoleao S. Hematology, micronuclei and nuclear abnormalities in fishes from San Francisco river, Minas Gerais state , Brasil. 2011. Acta Scientarum. Biological Sciences.Vol 33(1), 107-112.

[158] Selim Jusufi, Tahir Arbneshi, Merita Shehdula & Mustafë Bacaj.(2004). Phenol concentration in Sitnica river .Proceedings of the 2 nd Congress of Ecologists of Macedonia. 568-571.

[159] Shimitzu, N., Itoh, N., Utiyama, H. and Vahl, G.M. 1998. Selective entrapment of extrachromosomally DNA by nuclear budding and micronucleation during the S-phase. J.Cell Biol. 140:1307-1320.

[160] Schmidt-Nielsen K (1986) Animal physiology: adaptations and environment. Cambridge University Press, Cambridge.


- 85 -

[161] Shimitzu, N., Itoh, N., Utiyama, H. and Vahl, G.M. 1998. Selective entrapment of extrachromosomally DNA by nuclear budding and micronucleation during the S-phase. J.Cell Biol. 140:1307-1320.

[162] Schultz, M. T., Bari, M. F. and Anwar, F., An Assessment of Groundwater Quality in Northwest Bangladesh and Recommendations for a Groundwater Monitoring Program, Project Report to Bangladesh University of Engineering and Technology and The University of Texas at Austin Linkage Project, February 1995.

[163] Seiichi Hayashi and Akiko Kumagai (2008). Studies on Eel Liver Functions Using Perfused Liver and Primary Cultured Hepatocytes. Aqua-BioSci. Monogr. (ABSM), Vol. 1, No. 2, pp. 1–57 (2008).

[164] Smedley, P.L. and D.G Kinniburgh,( 2002). A review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry 17, 517-568.

[165] Sannadurgappa CD, Ravindranath NH, Aladakatti RH.(2006). Effect of phenol on the metabolism and biochemical composition of the freshwater fish Cyprinus carpio. J Basic Clin Physiol Pharmacol. 2006;17(4):279-87. PMID:7338283 [PubMed - indexed for MEDLINE].

[166] S.V Deore and S.B Wagh, 2012. Heavy metal induced histopathological alterations in liver of Channa gachua (Ham). Journal of Experimental Sciences 2012, 3(3): 35-38 ISSN: 2218-1768 .

[167] Stasiak, S.A. (1995). Implications of chronic exposure to polynuclear aromatic hydrocarbons: effects on immune and endocrine functions in brown Bullhead, Ameiurus nebulosus, from a contaminated river. Masters thesis, The Ohio State University.

[168] Siwicki A, Studnicka M ( 1987) :The phagocytic ability of neutrophilsa and serum lysozyme activity in experimentally infected carp Cyprinus carpio L.J .Fish Biol, 31 (Suppl.A, 57-60.

[169] Saber Imani, Saeed Rezaei-Zarchi, Mehrdad Hashemi, Hojjat Borna, Amaneh Javid,Ali mohamad Zand and Hossein Bari Abarghouei, 2011. Hg, Cd and Pb heavy metal bioremediation by Dunaliella alga. Journal of Medicinal Plants Research Vol. 5(13), pp. 2775-2780, 4 July, 2011.

[170] Stehr CM, Johnson LL, Myers MS.1998. Hydropic vacuolation in the liver of three species of fish from the U.S. West Coast: lesion description and risk assessment associated with contaminant exposure. PMID:9676252 [PubMed - indexed for MEDLINE]

[171] S. V. Deore and S.B Wagh. Heavy metal induced histopathological alterations in liver of Channa gachua (Ham). Journal of Experimental Sciences 2012, 3(3): 35-38 ISSN: 2218-1768.

[172] Svobodova, Z., Machova, J., Kolarova, J., Vykusova, B., Piacka, V. 1996. Effects of selected negative factors on hematological indices of common carp (Cyprinus carpio, L) and tench (Tinca tinca, L). In


- 86 -

Proceedings of Scientific Papers to 75th Anniversary of Foundation of Research Inst.Fish Cult.Hydrobiol.Vodany, 95-105.

[173] Tanabe, S. 1988. PCB problems in future: Foresight from current knowledge. Environ. Pollut.50:5-28.

[174] Taub, R., 2004. Liver regeneration: From myth to mechanism. Nat. Rev. Mol. Cell. Biol., 5:836-847.PubMed | Direct Link.

[175] Tanti Patriche (2009). The importance of glucose determination in the blood of the cyprinids. Lucrări ştiinţifice Zootehnie şi Biotehnologii, vol. 42 (2) (2009), Timişoara.

[176] Tien, C.J., Sigee, D.C. and White, K.N. (2005). Copper adsorption kinetics of cultured algal cells and freshwater phytoplankton with emphasis on cell surface characteristics. J. Appl. Phycol., 17 : 379-389.

[177] Tintos A., Migner JM., Mancera JM., and Soenges JL. 2006. Development of microtitre plate indirect ELISA for measuring cortisol in teleost and evaluation of stress responses in rainboë trout and gilthead sea bream. J. Fish Biol. 68:251-263.

[178] Tsinova, V.T., Dimitrova, M.S.T., and Velcheva, V. 1994.Combined effects of zinc and lead on the hepatic superoxide dismutase-catalase system in carp (Cyprinus carpio, L) Compt.Biochem.Physiol.Part C 108:43-46.

[179] Twigg J, Fulton N, Gomez E, Irvine DS, Aitken RJ. Analysis of the impact of intracellular reactive oxygen species generation on the structural and functional integrity of human spermatozoa: lipid peroxidation, DNA fragmentation and effectiveness of antioxidants. Hum Reprod 1998;13:1429–1436

[180] Vosyliene, M.Z., 1996. Hematological parameters of rainbow trout (Oncorhynchus kiss) during short-term exposure to copper. Ekologija/Ehkologiya/Ecology, 3:12-18.

[181] Van der Oost R, Beyer J, Vermeulen NP. (2003). Fish bioaccumulation and biomarkers in environmental risk assessment: a review. Environ Toxicol Pharmacol. 2003 Feb;13(2):57-149.

[182] Val A.L., V.M.F. de Almeida-Val, and E.G. Affonso. 1990. Adaptive features of Amazon fishes: hemoglobins, hematology,intraerythrocytic phosphates and whole blood Bohr effect of Pterygophlichthys multiradiatus (Siluriformes). Comp Biochem Physiol B 97:435–440

[183] Varanasi, U., Robisch, P. A., and Malins, D. C. (1975). Structural alterations in fish epidermal mucus produced by water-borne lead and mercury. Nature 258, 431–432.

[184] Varanka Z., Rojik I., Varanka I., Nemcsók J. & Ábrahám, M. 2001. Biochemical and morphological changes in carp (Cyprinus carpio L.) liver following exposure to copper sulfate and tannic acid. Comp. Biochem. Physiol. C 128:467-478.

[185] Velcheva, E.Tomova, D.Arnaudova, A.Arnaudova . Morrphological investigation on gills and liver of freshwater fish from Dam lake


- 87 -

“Studen kladenets”. Bulgarian Journal of Agricultural Science, 16 (No 3) 2010, 364-368Agricultural Academy.

[186] Valbona Aliko , Mihallaq Qirjo, Eldores Sula, Leart Berdica (2012). Early Detection of Pollution Stress through Evaluation of Some Metabolic and Histopathological Biomarkers in Carp Fish (Cyprinus carpio l.) from Shkodra Lake, Albania. BALWOIS 2012 - Ohrid, Republic of Macedonia - 28 May, 2 June 2012.

[187] Usha Rani.A. Cadmium-induced bioaccumulation in the selected tissues of freshwater teleost, Oreochromis mossambicus (Tilapia).Ann.N.Y.Acad.Sci.2000;919:318-320

[188] Yiquan C, Binkung, W., 1986. A study on amitosis of the nucleus of the mammalian cell. Acta Anat. 127, 69-76.

[189] Yildiz, A., Karaca, M., Biceroglus, S., Nalbantcilar, M.N., Coskun, U., Arik, F. et al. 2008. Effects of chronic arsenic exposure from drinking waters on the QT interval and transmural dispersion and repolarization. J.Int.Med.Res. 36:471-478.

[190] Yildiz, H.Y., 1998. Effects of experimental infection with pseudomonas fluorescens on different blood parameters in carp (Cyprinus carpioL.). Isr. J. Aquacult. Bamidgeh, 50: 73-81.

[191] Zeynab Abedi1, Mohammad Kazem Khalesi1, Sohrab Kohestan Eskandari. Biochemical and Hematological Profiles of Common Carp (Cyprinus Carpio) under Sublethal Effects of Trivalent Chromium. Iranian Journal of Toxicology Volume 7, No 20, Spring 2013

[192] Zikic, R. V., A. S. Stajn, S. Z. Pavlovic, B. I. Ognanovic and Z. S. Saicic, 2001. Activities of Superoxide Dismutase and Catalase in Erithrocytes and Plasma Transaminases of Goldfish (Carassius auratus gibelio Bloch.) Exposed to Cadmium. Physiol. Res., 50:105-111.

[193] Zbanyszek, R. and Smith, L.S. (1984). The effects of water-soluble aromatic hydrocarbons on some haematological parameters of rainbow trout, Salmo gairdneri, during acute exposure. Journal of fish Biology 24: 545-552.

[194] Zhiteneva L., Poltavceva T. G., Rudnickaja O. A., 1989 Atlas of normal and pathological cells in the blood of fish. Rostov-on-Don, 112 pp.

[195] Wedemeyer, C. A. & Yasutake, W. T. (1977). Clinical methods for the assessment of the effects of environmental stress on fish health. United States Technical Papers and United States Fish Wildlife Services 89, 1-18.

[196] Witeska M.(2004),The effect of toxic chemicals on blood cell morphology in fish.Fresenius Environmental Bulletin 12a, 2004

[197] Wood, C. M., Walsh, P. J., Thomas, S. & Perry, S.F. 1990. Control of red blood cell metabolism in rainbow trout after exhaustive exercise.Journal of Experimental Biology, 154: 491-507.


- 88 -

[198] Weichselbaum, T.E. 1946. An accurate and rapid method for the determination of proteins in small amounts of blood serum and plasma. Am. J. Clin. Pathol. 16:40.

[199] Wright, David A. and Pamela Welbourn (2002). Environmental Toxicology. Cambridge University Press, Cambridge, U.K.

Literaturë e marrë nga interneti

[1] http:/www.wheatleyriver.ca{Accessed 27th Novembar 2012}.

[2] http://www.heatleyriver.ca ( 27 Nëntor 2012).

[3] http://www.dpi.nsw.gov.au/fisheries {Accessed 17 th October 2012}.

[4] http://sq.wikipedia.org/wiki/Sitnica (24 Korrik, 2012).

[5] www.stadtentwicklung.berlin.de/umwelt/umweltatlas/e.../ek307.doc

[6] www.mpbiomass.com ( 24 Nentor 2012).

[7] http://www.lignitepower.com {Accessed 21th Julay 2012}.

[8] http://www.heatleyriver.ca{Accessed 27th November 2012}

[9] http://en.wikipedia.org/wiki/Brown_trout {Accessed 20 October th 2012}.

[10] http://en.wikipedia.org/wiki/Common_carp{Accessed 15 th December 2012}.

[11] www.epa.gov/bioiweb1/html/fish.html ( 21 Korrik 2012) .

[12] http://www.kosovoguide.com, 2012.

[13] http://ei.cornell.edu/biodeg/bioremed/index.html (5 Janar 2013).

[14] http://en.wikipedia.org/wiki/Polychlorinated_biphenyl (29 Nëntor 2012).

[15] https://en.wikipedia.org/wiki/Bioindicator {Accessed 29th Novembar 2012}

[16] http://www.epa.gov/acidrain/effects/surface_water.html ( 28 Nentor 2012).

[17] http://www.enzymeessentials.com ( 21 Gusht 2012).

[18] http://en.wikipedia.org/wiki/Biomarker {Accessed 29th Octomber 2012}

[19] http://www.chronolab.com/hematology {Accessed 24th Octomber 2012}

[20] http://nancymarkle.com/liver.txt

[21] http://www.amazing-glutathione.com/what-are-antioxidants.html (24 Dhjetor 2012).


- 89 -

[22] http://www.ammkrks.net/repository/docs/raporti_ujrave 202010_shq.pdf


- 90 -

PËRMBLEDHJE

Lumi Sitnica, një nga lumenjtë më të rëndësishëm në Kosovë, rezulton i ndotur me metale të rëndë si: Pb (II), Cd (II), Cu (II), Cr (III, VI), Ni (II), Zn (II), Mn (II), dhe fenole.Mungesa e studimeve mbi efektet e ndotjes në biotën e këtij lumi të rëndësishëm, shtroi domosdoshmërinë e ndërmarrjes së një punimi të tillë, qëllimi i të cilit konsistonte në analizën e efekteve të ndotësve të ndryshëm, të pranishëm në ujin e lumit Sitnica dhe biotën e tij, duke përdorur një “bateri” biomarkerësh biokimikë, fiziologjikë dhe histologjikë. Për këtë, një total prej 42 individësh peshq (Fam. Cyprinidae), gjatë periudhave Mars-Maj dhe Gusht-Shtator, 2010-2012, janë mbledhur përmes teknikës së elektrofishing (Hans Grassl GmbH). Individët peshq janë mbledhur nga tri vend-mostrime përgjatë lumit Sitnica: Ferizaj, Plementin dhe Vragoli (të vlerësuara më parë si zona të ndotura).

U vlerësuan biomarkërët biokimikë si, niveli plazmatik i glukozës, proteinave totale, alaninë transaminazës hepatike -ALT, aspartat transaminazës hepatike-AST, si dhe enzimave të stresit oksidativ në gjak, si katalazë-CAT, superoksid dismutazë-SOD dhe Glutation-S-Transferazë-GST. Në zonat e ndotura, vlerat e glukozës plazmatike, enzimave hepatike dhe enzimave të stresit oksidativ në peshq, u gjetën sinjifikativisht më të larta (p<0.05) se ato të peshqve të referencës, çka i bën këta tregues, biomarkerë shumë të mirë të ndotjes së ujit.

Biomarkërët hematologjikë si profili “eritron” (llojet e ndryshme të eritrociteve si eritrocite të papjekura, ndërmjetës, pa bërthamë, të mikronukleuar, të degjeneruar apo të apoptozuar), faktori formë eritrocitar qelizor apo bërthamor treguan një ndryshim sinjifikativ në individët e zonave të ndotura në krahasim me ata të zonës së referencës, duke i bërë këta tregues shumë të rëndësishëm për vlerësimin e hershëm të përgjigjes fiziologjike të peshqve ndaj ndotjes në mjedisin ujor. Prania e mikronukleuseve, në një frekuencë të lartë, dëshmon prani të ndotjes gjenotoksike.

Struktura e indit të mëlçisë së peshqve, banorë të ujrave të lumit Sitnica, tregoi prani të ndryshimeve morfologjike degjenerative kryesisht në zonat e ndotura Vragoli dhe Plementin, në krahasim me zonën e Ferizaj, e cila rezulton më e pastër se dy zonat e tjera. Histopatologjia e mëlçisë së peshqve është një biomarker i mirë, dhe mund të përdoret për të hetuar ndotjen kimike në peshq.

Rezultatet e këtij studimi treguan se popullata e peshqve të lumit Sitnica po vuan efektet toksike të ndotjes multifaktoriale në zonë dhe se “bateria” e biomarkerëve biokimikë, fiziologjikë dhe histopatologjikë të përdorur në këtë studim ofron një mënyrë të shpejtë, të thjeshtë dhe me kosto të ulët për vlerësimin e efekteve subletale të ndotjes, me qëllim ndërhyrjen me masa bioshëndetsuese për ruajtjen in-situ të biotës lumore.

Fjalë kyç: Lumi Sitnica, bateri biomarkerësh, profili eritron, anomali eritrocitare, enzimat antioksidante të mbrojtjes, ruajtja in-situ.


- 91 -

ABSTRACT

The Sitnica River, one of the most important River in Kosovo, is surrounded by agricultural land and settlements with untreated wastewater discharge from industrial plants positioned downstream. Experimental results show that Sitnica River water is polluted of heavy metals Pb (II), Cd (II), Cu (II), Cr (III, VI), Ni (II), Zn (II) and Mn (II), and phenols. The concentration level of phenols measured in Vragoli and Plementin sampling sites and heavy metal concentration in all sampling sites along the Sitnica River exceeds allowed values of the fourth category of the quality of surfaced waters. However, no studies on the effects of pollution on Sitnica River biota have been conducted so far. Therefore the current study represents the first effort to analyze effects of different pollutants on Sitnica river biota using a “battery” of biochemical, physiological and histological biomarkers. A total of 42 fish individuals (Fam. Cyprinidae), were collected at three sampling sites (Ferizaj-S1, Vragoli S-2 and Plementin S-3) alongside Sitnica River, Kosovo during March-May and August-September periods, 2010-2012. Blood parameters such as erythrone profile, plasmatic glucose levels, total protein, hepatic enzymes (ALT and AST), antioxidant enzyme activity (plasmatic CAT, SOD and GST) and histological structure of fish liver, were measured and analysed.

In highly polluted sites (Vragoli and Plementin), a significantly increase in glucose levels was observed (p<0.05). In addition, hepatic alanine transaminase (ALT) and aspartate transaminase (AST) levels were also significantly increased in response to pollution stress (p<0.05). Analysis of blood smears revealed different types of erythrocyte abnormalities, like dividing, micro- nucleated and apoptotic erythrocytes, hemolysed cells, cells with chromatin condensation and deformed red blood cells. We found that glucose, ALT, AST and erythrone profile are very good biomarkers of physiological responses to water pollution and can be successfully used as biomarkers of early detection of pollution effects on fresh water biota.

Activities of three antioxidant defense enzymes as catalase (CAT), superoxide dismutase (SOD), and glutathione-S-transferase (GST) in the fish blood from polluted sites of Vragoli and Plementin were significantly higher (p<0.001) than Ferizaj one. This finding can be explained by the fact that Ferizaj is a source of the river site, so is less contaminated than the two other sites. These three enzymes constitute a sensitive biochemical biomarker and therefore can be used for detection of chemical pollution in fish. Hystopathological examination of liver from the fish taken in the polluted sites revealed significant morphological alterations of the tissue, like nuclear hydropic vacuolisation, nuclear karyopicknosis and karyolysis and hepatocyte necrosis.

As conclusion, fish population of Sitnica River, Kosovo, is coping with a multifactorial water pollution and therefore using a “battery“ of biochemical, physiological and histopathological biomarkers as shown by this study, offers an earlier, easier, and cheaper method to evaluate the in-situ sub-lethal effects of pollution, and help with undertaking precaution bioremediation measures to ensure in-situ conservation of biota river.

Key words: Sitnica River, battery of biomarkers, erythrone profile, erythrocyte abnormalities, antioxidant defense enzymes, in-situ conservation.


- 92 -

PUBLIKIMET:

Morina V, Aliko V, Gavazaj F, Kastrati Dh . “Use of blood parameters as biomarkers of contaminant exposure in Fish specimens from Sitnica river, Kosovo” prezentuar në International Conference on Towards future sustainable development, mbajtur në Shkodra, Shqipëri, 16 - 17 Nëntor 2012, dhe publikuar në Proceeding book (IC 2012) Shkodër, Albania, faqe 352-359.

Morina V, Aliko V, Eldores S, Gavazaj F, Ferizi Rr, Kastrati Dh. “Physiological response of fish to water pollution in Sitnica River (Kosovo)” Indian Streams Research Journal, ISSN: 2230-7850, Volume 3, Issue 1, 2013, Impact factor

Morina V, Aliko V, Eldores S, Gavazaj F, Maxhuni Q, Kastrati Dh, Cakaj F “Evaluation of environmental pollution applying oxidative stress biomarkers as biondicator of water pollution in fish from Sitnica river in Kosovo” Polish Journal of Environmental Studies, Volume 22 No 5, Issue , 2013, Impact factor

Morina V, Aliko V, Eldores S, Gavazaj F, Kastrati Dh, Cakaj F, “Histopathologic Biomarker of Fish Liver as Good Bioindicator of Water Pollution in Sitnica River, Kosovo ” published at The Global Journal of Science Frontier Research Agriculture and Veterinary.Volume 13 issue 5 version 1.0 Year 2013.Publisher: Global Journal Inc (USA).Online ISSN:2249-46268 Print ISSN:0975-5896.

PJESËMARJA NË KONFERENCA:

Me sukses kam ndjekur dhe përfunduar: International Conference “Towards future sustainable development”, mbajtur në Shkodër, Shqipëri më 16 - 17 Nëntor 2012.

Me sukses kam ndjekur dhe përfunduar: International Conference “The Seventh International Annual Meeting of Alb-Science Institute” mbajtur në Shkup, Maqedoni, 29 - 31 Gusht 2012

Me sukses kam ndjekur dhe përfunduar: International Congress “KISCOMS III- MACEDONIA 2012, Ohër, Maqedoni, 9 -13 Maj, 2012.

Me sukses kam ndjekur dhe përfunduar: International Conference “The Sixth International Annual Meeting of Alb-Science Institute” mbajtur në Prishtinë, 1 - 4 Shtator 2011.

Me sukses kam ndjekur dhe përfunduar: International Conference “The Fifth International Annual Meeting of Alb-Science Institute” mbajtur në Tiranë, Shqipëri, 2 – 5 Shtator, 2010.

Me sukses kam ndjekur dhe përfunduar: International Congress “International First Pharmaceutical Congress mbajtur në Prishtinë, Kosovë, 23 - 24 Prill, 2010.


- 93 -

doktoratura valon morina, fakulteti i shkencave i natyrore

Documents