PDF ( 12 )

www.yunus.gov.tr
ISSN 1303 - 4456
Yunus Araþtýrma Bülteni 2014 (2): 71-91
Baskı Provası
Teknik Not
Technical Note
Aðýr Metallerin Ekosistem Tepkilerini Anlamaya Yönelik Karadeniz’in
Gösterge Organizmalarý Kullanýlarak Yapýlmýþ Çalýþmalar
Levent BAT1*, Oylum GÖKKURT BAKÝ2, Elif KARAKAÞ1, Ayþah VÝÞNE1, Çaðlayan OKKAY1
1
2
Sinop Üniversitesi Su Ürünleri Fakültesi Temel Bilimler Bölümü 57000 Sinop
Sinop Üniversitesi Meslek Yüksekokulu Çevre Saðlýðý Programý 57000 Sinop
* Sorumlu yazar: Tel: +90 368 287 62 54 (3312Faks: +90 368 287 62 68
e-posta: [email protected]
Geliþ Tarihi: 21.01.2014
Kabul Tarihi: 21.04.2014
Abstract
Studies to understand Ecosystem Responses of Heavy Metals using indicator organisms of the Black Sea
The European Parliament published in the field of Marine Environment Policy Marine Strategy Framework Directive
(MSFD), ecological quality and integrity in estuarine, the coastal and open ocean systems, has been developed to protect
and restore. MSFD is based on the principle of ecosystem-based management takes into account all pressures of the seas
and approaches to the sea regionally. The purpose of the directive in the EU by 2020 is to ensure Good Environmental
Status of the seas (GES). In particular Bulgaria and Romania after they join the European Union countries, the Black Sea
has become important for Europe. The Black Sea is one of the unique in the world an inland sea connected to the small
Sea of Marmara by the narrow Bosporus Strait; Strait of Dardanelles further connects to the Aegean Sea. For this reason,
there is very little natural circulation is self-cleaning ability remains limited. Turkey poured into the Black Sea off the
coast of the Sakarya, Kýzýlýrmak, Yeþilýrmak, from the West, the Danube, from the North Dnieper and Dniester Rivers
with a million tons of organic waste into the Black Sea basin are carrying the item and other terrestrial origin. One of the
important pollutants due to heavy metals toxic property of natural concentrations of negatively affecting the ecosystem
when they take on the biological activities of the organisms that make up the food chain, the balance between biota and
the environment corruption and adversely affects the people at the top of the food chain. This review covers the studies of
heavy metals has been using the indicator organisms of the Black Sea to understand the ecosystem response. The results
of the studies discussed and made suggestions.
Keywords: Marine Strategy Framework Directive, Black Sea, indicator species.
Özet
Avrupa Parlamentosunu Deniz Çevresi Politikalarý alanýnda yayýmladýðý Deniz Stratejisi Çerçeve Direktifi (DSÇD)
geçiþ suyu, kýyý ve açýk deniz sistemlerinde, ekolojik kalite ve bütünlüðü korumak ve eski haline getirmek için
geliþtirilmiþtir. DSÇD ekosistem tabanlý yönetim prensibine dayanýr, deniz üzerindeki tüm baskýlarý dikkate alýr ve
denizlere bölgesel yaklaþýr. Direktifin amacý 2020 yýlýna kadar AB Denizlerinde Ýyi Çevresel Durumu (ÝÇD)
saðlamaktýr. Özellikle Bulgaristan ve Romanya’nýn da Avrupa Birliði ülkeleri arasýna katýlmalarýndan sonra Karadeniz
Avrupa için de önemli bir hale gelmiþtir. Dünyadaki sayýlý iç denizlerden biri olan Karadeniz, dar bir boðazla yine
kendisi gibi bir iç deniz olan Marmara Denizi’ne, oradan da Ege Denizi’ne açýlmaktadýr. Bu nedenle doðal dolaþýmý çok
az olduðundan kendi kendini temizleme yeteneði sýnýrlý kalmaktadýr. Karadeniz’e dökülen nehirler güneyden Sakarya,
Kýzýlýrmak, Yeþilýrmak, batýdan Tuna, kuzeyden Dinyeper ve Dinyester beraberinde milyonlarca ton organik maddeyi
ve diðer karasal kökenli atýklarý Karadeniz havzasýna taþýmaktadýrlar. Toksik özelliði nedeniyle önemli kirleticilerden
biri olan aðýr metaller doðal konsantrasyonlarýnýn üzerine çýktýklarýnda ekosistem bireylerinin biyolojik aktivitelerini
olumsuz yönde etkileyerek besin zincirini oluþturan canlýlar arasýndaki dengenin bozulmasýna neden olmakta ve
ortamdaki tüm canlýlarý ve besin zincirinin tepesindeki insaný olumsuz yönde etkilemektedir. Bu derleme aðýr metallerin
ekosistem tepkilerini anlamaya yönelik Karadeniz’in gösterge organizmalarý kullanýlarak yapýlmýþ çalýþmalarý
kapsamaktadýr. Çalýþmalardan elde edilen sonuçlar tartýþýlmýþ ve önerilerde bulunulmuþtur.
Anahtar Kelimeler: Deniz Stratejisi Çerçeve Direktifi, Karadeniz, gösterge tür.
© Su Ürünleri Merkez Arastýrma Enstitüsü Müdürlügü, Trabzon
72
Giriþ
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Avrupa Parlamentosunu 2008/56/EC
Direktifi ve Konseyin 17 Haziran 2008
tarihinde Deniz Çevresi Politikalarý alanýnda
yayýmladýðý eylem çerçevesi (Deniz Stratejisi
Çerçeve Direktifi), geçiþ suyu, kýyý ve açýk
deniz sistemlerinde, ekolojik kalite ve
bütünlüðü korumak ve eski haline getirmek
için geliþtirilmiþtir. DSÇD ekosistem tabanlý
yönetim prensibine dayanýr, deniz üzerindeki
tüm baskýlarý dikkate alýr ve denizlere bölgesel
yaklaþýr. Direktifin amacý 2020 yýlýna kadar AB
Denizlerinde Ýyi Çevresel Durumu (ÝÇD)
saðlamaktýr.
ÝÇD ekolojik olarak çeþitlilik gösteren,
dinamik, temiz, saðlýklý ve verimli deniz
sularýnýn çevresel durumudur (DSÇD Madde
3(5)).Çevresel durum kavramý, denizel
ekosistemlerinin yapýsýný ve iþlevselliðini,
doðal fizyografik, coðrafi ve iklimsel faktörler
ve bunun yaný sýra söz konusu bölgedeki insan
faaliyetlerinden doðan fiziksel ve kimyasal
koþullar ile birlikte deðerlendirir. DSÇD, EK1’de verilen 11 niteliksel iyi çevresel durum
tanýmlayýcýlarý kullanarak, 2020 yýlýna kadar,
denizel ortamdaki ÝÇD’nu elde etmek için
meydana getirilen denizel stratejilerin geliþimi
için bir çerçeve meydana getirir (Tablo 1). Ayný
direktifin EK-3 içeriðinde, denizel ortamlara
olabilecek baskýlar (sualtý gürültüsü, çöp,
besleyici element girdisi, yerel olmayan
türlerin giriþi, balýkçýlýk, vd.) ifade edilmiþtir.
Tablo 1. 11 ÝÇD tanýmlayýcýsý
Komisyon kararý 2010/477/EU (DSÇD, 8
ve 9 numaralý “iyi çevresel durum tanýmlayýcýsý: kirleticiler ve etkileri” deðerlendirme
kýstas ve göstergelerini ifade etmektedir.
Tanýmlayýcý 8 ve 9 sýrasýyla Tablo 2 ve Tablo 3’
de verilmiþtir.
20
) Bölüm A’daki 3. ve 4. maddelere bakýnýz
3. Ýyi Çevre Durumu, ilgili tüm insan
aktivitelerinin, denizel ortamý koruma ve
muhafaza etme þartýna uygun olarak ve denizel
mal ve hizmetlerin þimdiki ve gelecekteki
nesiller tarafýndan sürdürülebilir olarak kullanýlmasý kavramýna göre gerçekleþtirilmesini
gerektirir (Direktif 2008/56/EC Madde 1 e
göre).
Ýyi Çevre Durumu için ölçütler uygulanýrken deðerlendirme ve izlemenin hedeflenmesi gerektiði ve denizel ekosistem ve bileþenleri üzerine etkiler ve tehlikelerin önemi
dikkate alýnarak faaliyetlerin buna göre öncelik
sýrasýna alýnmasý unutulmamalýdýr. Bununla
birlikte, Direktif 2008/56/EC Madde 8(1)(b)(ii)
de bahsedilen denizel ekosistem üzerindeki
etkilerin esas birikmiþ ve sinerji etkileri dikkate
alýnarak deðerlendirme yapýlmasý önemlidir.
4. Çevresel durumun genel olarak geniþ
bir çizelgede izlenmesi için bazen bilgi
gereksinimleri ve ilgili denizel sularýn coðrafik
kapsamý arasýndaki iliþki dikkate alýnarak,
seçilmiþ bazý ölçütlerin ve göstergelerin ilk
adým olarak uygulanmasý uygun olabilir.
Böylece, çevresel özellikler ve/veya insan
baskýsý açýsýndan etkilerin ve tehlikelerin önemi
ile ilgili olarak daha detaylý deðerlendirmelerin
gerekli olduðu durumlar ya da özellikli
bölgelerin belirlenmesi mümkün olacaktýr.
Madde 2(35)
35. Çevresel kalite standardý, insan
saðlýðý ve çevrenin korunmasý amacýyla belirli
bir kirletici ya da kirletici grubunun suda,
sedimanda ya da biyotadaki konsantrasyonunun aþýlmamasý anlamýna gelmektedir.
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
73
74
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Tablo 3. Tanýmlayýcý 9
2. Metal Kaynaklarý
2.1. Doðal Kökenli Metal Kaynaklarý
Akuatik ortamlara giren veya bu
ortamlarda bulunan aðýr metaller, doðal
kaynaklý veya insan kaynaklý olabilir. Doðal
kökenli kirlenme, nehirlerden, erozyondan,
deniz dibindeki volkanik hareketlerden ve
atmosferik taþýnýmlardan kaynaklanýr (Topçuoðlu, 2005). Aðýrmetaller A sýnýfý, sýnýr hattý
(geçiþ elementleri) ve B sýnýfý olarak 3 gruba
ayrýlmýþ ve bu sýnýflama birçok araþtýrýcý
tarafýndan kabul edilmiþtir (Phillips ve Rainbow, 1994). A sýnýfý metal iyonlarý (Ca, Mg, K,
Na gibi makro besleyici metaller) özellikle
oksijene baðlanýrken, B sýnýfý metal iyonlarý
(Cu+, Hg, Ag, Au, Pt gibi) nitrojen veya sülfür
atomlarýna baðlanýrlar. Sýnýr hattý metal iyonlarý
ise (Cu++, Zn, Cd, Fe, Co, Ni, Mn, As, Pb gibi
mikro besleyici elementler) ortasý davranýþ
gösterirler (Bat vd., 1998-1999a).
2.2. Ýnsan Kökenli Metal Kaynaklarý
Ýnsan kökenli metaller, tarýmsal alanlardan, kentsel alanlardan direk olarak sucul
sistemlere giriþ yaparlar. Tarýmsal alanlardan
giriþler, toprak erozyonu, nehir yataðý erozyonu, atýk yýðýnlarý, endirekt olarak atmosferden
topraklardan býrakýlma þeklinde olur. Kentsel
alanlardan giriþler, kanalizasyondan ve inþaat
alanlarýndan, endüstrilerden ve gemilerden vb.
kaynaklanýr. Genel kirletici kaynaklarý ikiye
ayrýlýr:
a. Noktasal Kaynaklar: Kirlenmenin
miktarý, meteorolojik faktörler tarafýndan
etkilenen, bir yýl boyunca debisi ve özelliði
tanýmlanabilen kaynaklardýr. Örneðin;
kentsel ve endüstriyel atýk sular (SedNet,
2004; Atay, 2009’dan).
b. Yayýlý (Daðýnýk) Kaynaklar: Yaðýþ gibi
meteorolojik etkenlerle deðiþen, dinamik
ve yayýlmýþ durumda olan kaynaklardýr.
En önemli yayýlý kaynaklar; yüzeysel akýþ
(atmosferik yaðýþtan kaynaklanan), yüzey
sularý, erozyon (metallerin aþýnýmýndan
kaynaklanan), kentsel alanlardan geçiþ
(atmosferik býrakýlma, trafik, korozyon)
ve birleþik sistem kanalizasyonlarýn
taþmasýdýr (SedNet, 2004; Atay,
2009’dan).
3. Toksik Madde ve Toksikoloji Nedir?
Organizmaya herhangi bir yolla girdiðinde
hayati deðiþikliklere neden olan maddelere
toksik madde denir. Organizmalara giren toksik
bir madde, kendine özgü etkisini gösterir ve ayný
zamanda bazý reaksiyonlar geçirerek elimine
edilir. Buna “toksikolojik devir” denir ve
toksikolojik devrin 5 safhasý bulunur, bunlar;
absorpsiyon (emilim), organizmada daðýlým,
birikim, deðiþim ve organizmadan atýlmadýr.
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Toksikoloji ise kimyasal maddelerin
canlý organizmalarda sistemler üzerinde
istenmeyen sonuçlar oluþturan etkilerini
inceleyen bilimdir. Denizel ekosistemde
bulunan herhangi bir kimyasal madde veya
kirletici bir organizmaya ancak belirli bir
düzeyin üzerinde ise zararlý etkisini gösterebilir. Toksikoloji bu kimyasal maddelerin
biyolojik sistemlere verdiði zararlý etkilerle
ilgili bir bilim dalýdýr (Bat vd., 1998-1999b).
Modern toksikoloji tüm bu etkileri inceler ve
ayný zamanda risk deðerlendirmesi ve toksisite
mekanizmalarý gibi konularý da içine alýr.
4. Akuatik Toksikolojinin Amacý
Yapýlan akuatik toksikolojik çalýþmalarýn birçok amacý bulunmaktadýr. Bunlar
arasýnda; toksik kimyasallarýn canlýlar üzerindeki etkilerini incelemek, bu etkilerin canlý
üzerinde meydana gelme, ortaya çýkma durumlarýný belirlemek, canlý için risk deðerlendirmesini yapmaktýr. Ayrýca kimyasal maddelerin çeþitli canlý türlerinin biyolojisinde meydana getirdiði zararlý etkilerini ortaya çýkarmak, konsantrasyon-tepki iliþkisini tespit
etmek ve toksisitenin meydana getirdiði
sonucu belirlemek ve nitelik ve niceliðini
tanýmlamak yapýlan çalýþmalarýn amaçlarý
arasýnda sýralanabilmektedir.
5. Ekotoksikolojik Çalýþmalar
Akuatik toksikoloji ekotoksikoloji
biliminin bir dalý olup kimyasal ve diðer
antropolojik (insan etkisiyle oluþan) veya
biyotik olmayan maddelerin akuatik organizmalara karþý toksik etkilerini kalitatif ve
kantitatif olarak inceleyen çalýþmalardýr (Bat
vd., 1998-1999b).
Toksik etkiler öldürücü olduðu gibi,
canlýlarýn büyüme, geliþme, üreme, fizyoloji,
biyokimyasý ve davranýþlarýnda deðiþikliklere
de neden olabilir. Akuatik toksikoloji akuatik
çevrenin parçalarý olan su, sediman ve besin
maddelerindeki kimyasal maddelerin konsantrasyonlarýyla da ilgilidir. Toksisiteyi ölçen bir
75
cihaz yoktur. Bir cihaz ile kimyasal maddelerin
konsantrasyonlarý ölçülebildiði halde ancak
yaþayan bir organizma kullanýlarak toksisite
ölçülebilir (Bat vd., 1998-1999b).
Deniz ortamýnýn kirleticilerden veya
toksik kimyasal maddelerden zarar görmesi
birçok faktörün etkisindedir. Bunlar: a) kirletici
veya atýklarýn fiziksel ve kimyasal özellikleri ve
onlarýn dönüþüm ürünleri, b) bu maddelerin
konsantrasyonlarý ve ekosisteme giriþ miktarlarý, c) bu maddelerin ortamda kalýþ süreleri ve
kaynaðýn tipi, d) ekosistemin özellikleri (pH
veya çözünmüþ organik madde gibi) ve e) bu
maddelerin ekosisteme döküldüðü yer ile olan
iliþkisi veya uzaklýðýdýr. Bu maddelerin akuatik
canlýlara olan toksikolojik etkileri de farklýlýk
gösterir (Bat vd., 1998-1999b).
Toksisite bir kimyasal maddenin yaþayan
bir organizmaya potansiyel olarak verdiði
zarardýr. Toksisite deney sonuçlarý genellikle
kimyasal maddelerin karþýlaþtýrýlmalarý þeklinde kullanýlmaktadýr. Akuatik organizmalar
bir kimyasal maddeye su veya sediman veya
besin yolu ile maruz kalabilirler.
6. Toksik Etkilerin Tipleri
Genel olarak akuatik organizmalar akut
(kýsa-süreli) ve kronik (uzun-süreli) olarak
kirleticilere maruz býrakýlýrlar. Akut toksik
etkiler 7-9 gün veya daha kýsa süreli olup
genellikle 96 saattir. Akut etkiler genellikle
öldürücü olarak incelenir. Kronik toksik etkiler
ise genellikle düþük konsantrasyonlardaki
kirleticilerin uzun süreli (hafta, ay, yýl) etkileri
incelenerek hesaplanýr. Bu süre pratikte en az
28 gün olarak uygulanýr. Kronik etkiler
öldürücü olabildiði gibi toksik olup öldürücü de
olmayabilir (Bat vd., 1998-1999b).
Toksik olup öldürücü olmayan etkiler ise
davranýþ (yüzme, beslenme, av-avcý iliþkisi,
kirleticilerden kaçýþ), fizyolojik (büyüme,
üreme ve geliþme), biyokimyasal (kan
enzimleri, iyon düzeyleri) ve histolojik
deðiþiklikler olarak gözlenir.
76
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
7. Deney Organizmalarýnýn Seçimi
Önceleri balýk türleri seçilirken þimdi
daha duyarlý olduklarý kanýtlanan omurgasýz
hayvanlar seçilmektedir. Genel olarak bu
organizmalarda aranan özellikler þöyledir (Bat
vd., 1998-1999b): a) Organizma ekolojik veya
ekonomik yönden öneme sahip olmalý; b) Geniþ
coðrafik daðýlým göstermeli ve yýlýn tüm
zamanlarýnda istenildiðinde bulunabilmeli; c)
Laboratuvar koþullarýna kolay alýþabilmeli veya
kültürü yapýlabilmeli; d) Kimyasal maddelere
karþý duyarlý olmalý; e) Kullanýlan bireylerin
genel olarak parazitten ve hastalýktan etkilenmemiþ olmasý ve fiziksel olarak herhangi bir
zarara uðramamýþ olmalý; f) Kullanýlacak tür
hakkýnda yeterli biyolojik ve fizyolojik bilgilere sahip olunmalý ve g) Kullanýlan deney o tür
için uygun olmalýdýr.
8. Akuatik Toksikolojinin Kýsa Tarihçesi
Ýnsanoðlu önce kimyasal maddeyi kullanmýþ daha sonra da onlarýn etkilerini incelemiþtir.
Bu maddelerin birçok organizmaya olan zararlý
etkileri bilinmesine raðmen 1940 ve 1950 li
yýllara kadar toksisite çalýþmalarý hemen hemen
hiç yapýlmamýþtýr. II. Dünya Savaþý önceleri
bazý araþtýrýcýlar özellikle balýklarda metallerin
toksik etkilerini incelemiþlerdir. Savaþ sonrasý
da özellikle Ýngiltere, Amerika Birleþik Devletleri ve Kanada'da birçok toksisite laboratuvarlarý kurulmuþtur. Baþta bu ülkeler ve bazý
Avrupa ülkeleri de artan kimyasal madde
atýklarýndan sonra toksisite çalýþmalarýna hýzlý
bir þekilde yönelmiþlerdir. 1970'li yýllarýn sonu
ve 1980'li yýllarýn baþlarýnda toksisite çalýþmalarý son derece artmýþ ve American Public
Health Association (APHA), the American
Society for Testing and Materials (ASTM), the
U.S. Environmental Protection Agency (U.S.
EPA), the U.S. Army Corps of Engineers of
Materials the UK Ministry of Agriculture
Fisheries and Food (MAFF), the Paris
Commission (PARCOM), the Society of
Environmental Toxicology and Chemistry
(SETAC) ve the Water Research Centre (WRC)
gibi uluslararasý kuruluþlar bir dizi standart
metotlar geliþtirmiþlerdir. Günümüzde hala
kabul edilen tek bir standart metot yoktur. Her
ülke kendi deneylerini yaparak standartlar
geliþtirmektedirler. Toksisite deneylerinde
aranýlan sorular þöyledir: a) Kullanýlan toksik
madde organizmayý öldürebilir mi veya hangi
konsantrasyonlarda öldürücüdür? b) Organizmalarýn tüm yaþam dönemindeki veya bir
bölümündeki toksik fakat öldürücü olamayan
etkileri nelerdir? c) Hangi atýk ya da bileþiði
daha toksiktir? d) Hangi organizma daha
duyarlýdýr? e) Hangi çevresel koþullarda atýklar
daha toksiktir? f) Atýk veya abiyotik maddeler
çevreye girdiði zaman canlýlara olan toksisiteleri
deðiþir mi? g) Atýklar veya saf bileþikleri
standartlara uygun mu deðil mi? h) Alýcý
sistemler ne kadar etkilenir? ve ý) Atýklarýn kýsa
süreli etkileri nelerdir? Bu sorulara hala cevaplar
aranmaktadýr. Bunun amacý da çevreyi atýklardan koruma, atýklarýn toksisitelerinin karþýlaþtýrýlmasý, organizmalarýn duyarlýlýklarýnýn
karþýlaþtýrýlmasý sonuç olarak da atýklarýn yönetmeliðe uygun olarak deþarj edilmesidir. Toksisite birçok mevcut tekniklerden biri olup
toksisite deneyleri tüm bu sorulara cevap
veremeyebilir (Bat vd., 1998-1999b).
Günümüzde 9 milyon kimyasal madde
olduðu ve bunun yalnýzca 76000' inin günlük
yaþamda kullanýldýðý bilinmektedir (Cairns ve
Mount, 1990). Özellikle kýyýsal ve açýk denizler
türlü kirleticilerle etkilenmektedirler. Bunlarýn
en önemlileri de aðýr metallerdir (Phillips, 1980;
Bryan, 1984). Toksisite deneylerinde kullanýlan
toksik maddeler genellikle metaller ve bileþikleri (Zn, Cu, Cd, Hg, Pb vb.), inorganik maddeler
(fosfor, nitrojen, klor, bor, sülfid vb.), organik
maddeler (aromatik hidrokarbonlar, petrol
ürünleri, sentetik deterjanlar vb.), pestisidler ve
radyonükleitlerdir (Laws, 1981; Phillips ve
Rainbow, 1994). Bu derlemede aðýr metaller
seçilmiþtir. Çünkü aðýr metallerin akuatik
organizmalara olan toksik etkileri bilinmekte ve
literatürlerde gerekli bilgiler detaylý olarak yer
almaktadýr (Bat vd., 1998a; Bat ve Raffaelli,
1998; Bat vd., 2009).
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
9. Karadeniz Kýyýlarýndan Biyoindikatör
Olarak Örneklenen Organizmalarda Yapýlan Ekotoksikolojik Çalýþmalar
Akuatik toksikoloji yeni bir bilim dalý
olduðundan Amerika Birleþik Devletleri ve
Kanada gibi bazý geliþmiþ ülkelerin dýþýnda tam
olarak oturtulmuþ bir metodoloji bulunmamaktadýr. Ülkemizde þu aþamada toksik
çalýþmalar özellikle Karadeniz kýyýlarýndan
örneklenen organizmalar ile yapýlan çalýþmalar
yok denecek kadar azdýr. Karadeniz’den
toplanan omurgasýz türlerle yapýlan ekotoksikolojik çalýþmalar aþaðýda özetlenmiþtir.
9.1. Çinko ve Bakýrýn Keþiþ Yengeci Diogenes
pugilator (Roux)'a Toksisitesi
Bat vd. (1998b) yaptýklarý çalýþmada
Sinop Yarýmadasý’nýn belirlenen istasyonundan
ilkbahar ve yaz aylarýnda 1-2 m derinliklerinden
toplam 1200 adet Diogenes pugilator
toplanmýþtýr. Toplanan bu organizmalarýn
%62.5’inin Hinia reticulata ve %37.5’inin de
Cerithium vulgatum kabuklarýný tercih ettikleri
bulunmuþtur. Laboratuvar koþullarýnda hayvanlar su sýcaklýðý 24ºC±2, tuzluluðu ‰17 ve
oksijen doygunluðu %60’ýn üzerinde olan
tanklarda tutulmuþlardýr. Laboratuvarda kullanýlan deniz suyu 45µm’lik filtreden geçirtilerek
bundan daha büyük organizmalarýn ve parçacýklarýn uzaklaþtýrýlmasý saðlanmýþtýr. Hayvanlar bu tanklarda en az 5 gün laboratuvar koþullarýna alýþtýrýlmak için bekletilmiþlerdir. Sedimanda organizmalarýn toplandýðý istasyondan
örneklenmiþ ve 1mm’lik elekten yýkanarak tüm
deney için eþit büyüklüðe getirilmiþ ve
sedimandaki tüm makrofauna uzaklaþtýrýlmýþtýr. Her metal için (çinko için ZnCl2 ve
bakýr için CuSO4.5H2O) distile su kullanýlarak
1000 ppm’lik stok çözelti hazýrlanmýþ ve bu
stok çözeltilerden deniz suyu ile seyreltilerek
çinko için 0 (kontrol), 5, 10, 20, 50 ve 100 µg Zn
l-1 ve bakýr için 0 (kontrol), 1, 5, 10, 20, 50 ve
77
100 µg Cu l-1 deney solüsyonlarý hazýrlan-mýþtýr.
Bakýr ve çinkonun deniz suyunda çökelmesini
önlemek amacýyla solüsyonlar hafifçe
asitleþtirilmiþ ancak asla pH 7’nin altýna
düþürülmemiþtir (Ahsanullah, 1976; Ahsanullah
vd., 1981).
Her bir konsantrasyon için 8 cm çapýnda
ve 14 cm derinliðinde 6 adet, kontrol içinse 10
adet deney kabý kullanýlmýþtýr. Bu kaplarýn
yarýsýna 150 ml temiz sediman kabýn dibine 2 cm
derinlik oluþturacak þekilde eklenmiþtir. Kaplarýn diðer yarýsýna ise sediman eklenmemiþtir.
Her bir kaba hazýrlanmýþ solüsyonlardan 400 ml
konmuþtur. Kontrol kaplara ise 400 ml temiz
deniz suyu eklenmiþtir. Yanlardan direkt olarak
ýþýk gelmesini önlemek amacýyla tüm kaplarýn
dýþý siyah naylon ile örtülmüþtür. Havalandýrma
Pastör pipeti ile saniyede 5 ya da 6 kabarcýk
verilmiþ ve sediman yüzeylerinin hava
kabarcýklarýndan etkilenmemesi saðlanmýþtýr.
Deneyde kullanýlan hayvanlar (1.5-2.5 cm
uzunluðunda) rastgele tanklardan seçilerek
beþer adet deney kaplarýna konmuþtur. Bir saat
sonra anormal hareket eden veya saðlýklý
olmayan tüm hayvanlarý alýnmýþ yerine yenisi
eklenmiþtir.
Deney 96 saat sürdürülmüþ ve deney
süresince hayvanlara yiyecek verilmemiþtir. Her
kap günlük olarak kontrol edilmiþ ve ölen
organizmalar kaplardan alýnarak not edilmiþtir.
Finney (1971)’in probit analizi kullanýlarak her
metal için hem sedimanýn varlýðýnda hem de
sedimanýn yokluðundaki öldürücü konsantrasyon (LC50) deðerleri hesaplanmýþtýr. Ölmüþ
olan hayvanlar kabuklarýndan çýkarýlmýþ ve
önceden darasý alýnmýþ kaplara konarak 70°C’de
48 saat kurutulmuþtur. Daha sonra tartýlarak her
bir konsantrasyon için ortalama kuru aðýrlýklar
hesaplanmýþ ve konsantrasyonlar arasýndaki
ortalama aðýrlýklarýn istatistiksel olarak farklý
olup olmadýðý varyans analizi (ANOVA) ile
hesaplanmýþtýr (Zar, 1984).
78
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Sonuç ve Tartýþma
Yaþama oraný sedimanlý ve sedimansýz
deniz suyundaki bakýr ve çinkonun artmasý ile
azalmýþtýr. Ancak Diogenes pugilator sedimanýn varlýðýnda bakýr ve çinkodan daha az
etkilenmiþtir (Þekil 1).
Sedimansýz deniz suyundaki bakýr ve
çinkonun yüksek konsantrasyonlarýnda hayvanlar diðerlerine saldýrmýþ ve diðer kabuk-
larýn içlerine girmeye çalýþmýþlardýr veya
kabuklarýndan çýkmaya çalýþmýþlardýr.
LC50 deðerleri ve % 95 güvenirlik sýnýrlarý
Tablo 4’de verilmiþtir. Bu veri Diogenes
pugilator türünün çinkoya bakýra göre daha az
duyarlý olduðunu göstermiþtir. Bakýr çinko ile
birlikte eklendiðinde Diogenes pugilator’un
ölüm oranlarýnýn arttýðý gözlenmiþtir (Þekil 2).
Þekil 1. Diogenes pugilator türünün sedimanlý ve sedimansýz deniz suyunda çinko ve bakýra 96 saat maruz kaldýktan
sonraki ölüm yüzdesi (Bat vd.,1998b).
Tablo 4. Sedimanlý ve sedimansýz çinko ve bakýr ile kirletilmiþ deniz suyuna 96 saat maruz býrakýlan Diogenes
pugilator’un LC50 deðerleri (mg l-1), eðim (b), %95 fiducial limitleri (FL), %95 güvenirlik (CL) limitleri,
intercept (a) ve X2 deðeri (Bat vd.,1998b).
Þekil 2. Deniz suyunda çinko ve bakýra ayný anda maruz býrakýlan Diogenes pugilator türünün ölüm oraný (%)(Bat
vd.,1998b).
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Sedimanlý ve sedimansýz çinko ve bakýr
(X) ile kirletilen deniz sularýna maruz býrakýlan
Diogenes pugilator türlerinin kuru aðýrlýklarý da
(Y) etkilenmiþtir. Bu (Y=aXb) formülü ile
modellenerek Þekil 3 de verilmiþtir. Ölmüþ
hayvanlarýn kuru aðýrlýðý deniz suyundaki metal
konsantrasyonlarýnýn artmasýyla azalmýþtýr, bu
da yüksek konsantrasyonlarda istatistiksel
olarak daha önemli olmuþtur. Hayvanlarýn
baþlangýç kuru aðýrlýklarý 0.076 g ±0.005 olup
deneyin sonunda sedimanlý olan kontrol kaplarýnda 0.074 g ±0.0030 sedimansýz kontrol
kaplarýnda ise 0.0067 g ±0.0025 olarak
bulunmuþtur. Bu da sedimansýz olan kontrol
kaplarýnda bile aðýrlýk kaybý olduðunu kanýtlamýþtýr.
Bat vd. (1998b)’nýn yaptýklarý bu çalýþma
Diogenes pugilator’un deniz suyundaki metallere duyarlý olduðunu göstermiþtir. LC50 sonuçlarý bakýrýn çinkodan daha toksik olduðunu
göstermiþtir. Çinko (100mg/l) ve bakýrýn (50
mg/l) yüksek konsantrasyonlarýnda 96 saat
sonra hiç bir canlý yaþamamýþtýr. Buna karþýlýk
düþük konsantrasyonlarda daha fazla hayvan
yaþamýþtýr. Çinkonun 5 mg/l den ve bakýrýn 1
mg/l den daha az konsantrasyonlarýnda ölüme
rastlanýlmamýþtýr. Bu çalýþma ayný zamanda
sedimanýn varlýðýnýn LC50 deðerlerini etkile-
79
diðini kanýtlamýþtýr. Bu metallerin sediman
tarafýndan alýnmasýndan dolayý sudaki konsantrasyonlarýnýn azalmýþ olmasýyla açýklanabilir
(Pesch ve Morgan, 1978; Pesh,1979; Bat vd.,
1998a). Alternatif olarak hayvanlarýn doðal
habitatý olan sedimanýn yokluðu onlarda stres
yapmalarýndan kaynaklanabilir (Bat ve Raffaelli, 1998; Bat vd., 1998a). Bununla beraber bu
çalýþmada keþiþ yengeçlerinin yaþama oraný hem
sedimanlý hem de sedimansýz kontrol gruplarýnda % 100 olmuþtur. Ancak yüksek konsantrasyonlarda hayvanlar kendi kabuklarýndan
çýkma eðilimi göstermiþlerdir. Bu da doðada bu
hayvanlar için predatörlerden dolayý risk
oluþturmaktadýr.
Bu çalýþmada keþiþ yengeçleri yine
sedimanýn yokluðunda varlýðýna göre daha fazla
aðýrlýk kaybýna uðramýþlardýr. Bu durum yine
hayvanlarýn strese maruz kalmalarýyla açýklanabilir. Sedimanýn olmamasý hayvanlarý sürekli
olarak hareket etmeye zorlamýþ bu da fazla
enerji sarf etmelerine neden olmuþtur. Böylece
hayvanlar bitkin düþmüþler ve aðýrlýk kaybý
olmuþtur. Yine sediman varlýðýnda ise hayvanlar
sedimandaki organik maddeleri besin olarak
kullanmasý halinde sediman parçacýklarýnýn
baðýrsakta olmasý o hayvanlarýn kuru aðýrlýðýnda
bir artýþa neden olmaktadýr.
Þekil 3. Sedimanlý ve sedimansýz bakýr ve çinko ile kirletilmiþ deniz suyuna maruz býrakýlan Diogenes pugilator
türlerinin ortalama kuru aðýrlýklarý (Bat vd.,1998b).
80
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Doðada kimyasal maddeler karmaþýk
halindedir. Bu kimyasal maddelerin iki veya
daha fazlasýnýn birlikte olan etkilerinin tek tek
olan etkilerinden farklý olan biyolojik etkileri
toksikolojik etki (tesir) olarak adlandýrýlýr. Bu
yüzden çinko ve bakýrýn birlikte etkileri
incelenmiþtir. Birçok çalýþmada aðýr metallerin
birlikte etkileri sinerjistik etki (Negilski vd.,
1981) veya artan etki (Thorp ve Lake,1974)
veya antagonizm etki (Oakden vd.,1984; Bat
ve Raffaelli,1998) olarak görülmüþtür. Bu
çalýþmada Negilski vd. (1981)’nýn bulduðu
gibi çinko ve bakýr birbirlerini sinerjistik
olarak etkilemiþtir. Yani iki kimyasal maddenin
birlikteki etkileri bu maddelerin tek tek
etkilerinin toplamýndan fazla olmuþtur. Diðer
bir deðiþle çinko ve bakýrýn birlikteki toksik
etkileri tek tek toksik etkilerinden daha fazla
olmuþtur.
9.2. Çinko, Bakýr ve Kurþunun Idotea baltica
(Crustacea, Isopoda)'lara Toksisitesi
Bat vd., (1999a)’nýn yaptýklarý bu
çalýþmada Sinop Yarýmadasý körfezinin
mediolittoral zonundan yüzlerce Idotea baltica
çürümekte olan yosunlarýn aralarýndan toplanan organizmalar cinsiyetlerine göre ayrýlmýþ
erkekler (12-15 mm uzunluðunda) ve diþiler
(8-11 mm uzunluðunda) su sýcaklýðý 16°C de
laboratuvar koþullarýna 1 hafta süreyle
alýþtýrýlmýþtýr. Bu sürede hayvanlar taze deniz
marulu ile (Ulva lactuca) beslenmiþlerdir.
Erkek organizmalarýn ortalama kuru aðýrlýklarý
12 mg yaþ aðýrlýklarý ise 42 mg, diþilerin ise
ortalama kuru aðýrlýklarý 6 mg ve yaþ aðýrlýklarý
ise 19 mg olarak ölçülmüþtür. Stok solüsyonlar
çinko için (ZnCl2), bakýr için (CuSO4.5H2O) ve
kurþun için Pb (NO3)2 ilehazýrlanmýþtýr. Her
metal için hazýrlanan konsantrasyonlar 0.01,
0.05, 0.1, 0.5, 1, 10 ve 20 mg l-1 olup kontrol
için temiz deniz suyu kullanýlmýþtýr. Tüm
kontrol ve deney kaplarý hava pompalarýyla
havalandýrýlmýþlardýr. Deney kaplarý 1 litrelik
olup buna 800 ml solüsyon eklenmiþtir.
Kontrol için ayný miktardaki temiz deniz
suyu kullanýlmýþtýr. Stok tanklarýndan saðlýklý
ve aktif organizmalar seçilerek deney kaplarýna
konmuþtur. Çinko, bakýr ve kurþunun her
konsantrasyon serisi için 3 tekerrür kullanýlmýþ,
her deney kabýna ya 10 diþi ya 10 erkek ya da 5
diþi 5 erkek konmuþtur. Suyun ortalama
sýcaklýðý 15±1 °C, tuzluluðu ‰ 17±1, pH
8.0±0.2 ve çözünmüþ oksijen 6.8±0.3 mg l-1
olarak ölçülmüþtür. Hayvanlar günlük olarak
kontrol edilmiþ ve ölenler toplanarak not
edilerek öldürücü süreleri hesaplanmýþtýr.
Öldürücü Süre (LT50): Belirli bir konsantrasyonda organizmalarýn %50 sinin öldüðü
süredir. Ölen hayvanlarda mümkün olabilecek
morfolojik deðiþiklikler steromikroskop ile
incelenmiþtir. Farklý deney gruplarý ve cinsiyetler arasýndaki ölüm oranlarýnýn karþýlaþtýrýlmasý tek-yönlü varyans analizi (ANOVA) ile ölçülmüþtür (Zar, 1984).
Sonuç ve Tartýþma
Kontrol kaplarýndaki ortalama LT50 deðerleri diþiler için 85±8 gün ve erkekler için
80±6 gün bulunmuþtur ve cinsiyetler arasýndaki
farklýlýk istatistiksel olarak farklý bulunmamýþtýr. Yaþama oraný çinko, bakýr ve kurþun
konsantrasyonlarýnýn artmasýyla azalmýþtýr.
Ortalama LT50 deðerleri ve standart hatalar (SE)
hem diþi hem de erkek Idotea için Þekil 4’de
verilmiþtir. Kurþun çinko ve bakýra göre daha az
toksik olmuþtur. Bu sonuçlar diðer bazý
çalýþmalarla benzerlik göstermiþtir (De Nicola
Gidudici vd., 1987, 1992).
Idotea baltica türlerinin diþileri erkeklerine göre daha uzun bir yaþama oranýna sahip
olmuþlardýr (Þekil 4). Ancak yüksek konsantrasyonlarda (1-20 mgl-1), LT50 deðerlerinde
istatistiksel olarak bir farklýlýk görülmemiþtir.
Yaþama oranlarý erkeklerde diþilere göre çinko,
bakýr ve kurþunun 0.01-0.5 mgl-1 deðerlerinde
daha az olmuþtur. Sonuç olarak erkekler diþilere
göre daha duyarlý bulunmuþtur.
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
81
Þekil 4. Zn, Cu ve Pb un farklý konsantrasyonlarýna maruz býrakýlan Idotea baltica türlerinin diþi ve erkeklerinde LT50
deðerleri (Bat vd., 1999a).
82
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
9.3. Çinko, bakýr ve kurþunun Amfipod
Echinogammarus olivii, Ýsopod Sphaeroma
serratum ve Dekapod Palaemon elegans
Türlerine Akut Toksisitesi
Bat vd., (1999b) yaptýklarý bu çalýþmada,
Echinogammarus olivii ve Sphaeroma serratum türlerini Sinop Yarýmadasýnýn Yuvam
istasyonunun ölittoral ve infralittoral zonlarýndan Ulva lactuca ve Enteremorpha sp.
türlerinin çürüyen yapraklarý aralarýndan elle,
Palaemon elegans türü ise Akliman istasyonunun kayalýk bölgelerinden el kepçesi ile
toplanmýþtýr. Toplanan hayvanlar laboratuvarlara tanklar içerisinde getirilmiþ ve 15°C
sýcaklýktaki alýþtýrma tanklarýnda en az 7 gün
süreyle bekletilmiþlerdir. Tüm deney süresince
ortalama sýcaklýk 15°C ± 2°C, tuzluluk 17 ppt
olarak bulunmuþ, deney kaplarý sürekli
havalandýrýlmýþtýr. Amfipod ve isopodlara
temiz Ulva lactuca yiyecek olarak verilmiþ,
dekapod karidesler ise her iki günde bir
kurutulmuþ Gammarus sp. (ham protein min.
32%, ham yað min. 4%, ham karbonhidrat
maksimum 5%, nem maksimum 10%, ham
kuru madde maksimum 12%) ile beslenmiþtir.
Yiyecekler yüzücü tipte olup suyu bulandýrmamýþtýr. Hayvanlar beslendikten sonra tüm
artýklar bir sifon yardýmýyla toplanmýþtýr. Stok
solüsyonlar çinko için (ZnCl2), bakýr için
(CuSO4.5H2O) ve kurþun için Pb (NO3)2 ile
hazýrlanmýþtýr. Bakýr ve çinkonun deniz
suyunda çökelmesini önlemek amacýyla
solüsyonlar hafifçe asitleþtirilmiþ ancak asla
pH 7’nin altýna düþürülmemiþtir (Ahsanullah,
1976; Ahsanullah vd., 1981). Stoklar daha
sonra kullanýlýncaya kadar karanlýkta 4°C de
bekletilmiþtir. Hazýrlanan hiç bir solüsyon 2
günden fazla bekletilmemiþtir. Hayvanlar
çinko, bakýr ve kurþun 0.001 ile 20 mg l-1
arasýnda deðiþen konsantrasyonlara maruz
býrakýlmýþlardýr. Statik akut biyolojik deneyler
için 5 farklý konsantrasyon ve kontrol serileri
kullanýlmýþtýr.
Çinko, bakýr ve kurþun için her konsantrasyon serisi 3 tekerrürden oluþmuþ ve her
deney kabýna 20 adet Echinogammarus olivii,
20 adet Sphaeroma serratum ve 5 adet
Palaemon elegans ilave edilmiþtir. Her
toksisite deneyi 96 saat sürmüþ ve mortalite
günde iki kez kontrol edilmiþtir. Ölen
organizmalar kaplardan toplanmýþtýr. Eðer
kontrol kaplarýnda ölüm %10’u aþmýþsa deney
yeniden yapýlmýþtýr. Deney süresince ortalama
sýcaklýk 15°C ± 1, çözünmüþ oksijen 85% ± 6,
tuzluluk 17 ‰ ± 1 ve pH 8.10 ±0.20 olarak
ölçülmüþtür. Konsantrasyonlara karþý ölüm
oranlarýnýn grafiði çizilerek LC50 deðerleri her
tür için hesaplanmýþtýr. Bunun için Finney
(1971) in probit analizi kullanýlmýþtýr.
Sonuç ve Tartýþma
Bakýr, çinko ve kurþun için 96 saat LC50
deðerleri Tablo 5’de verilmiþtir.
Tüm organizmalar için bakýr, çinko ve
kurþun konsantrasyonlarýnýn artmasýyla ölüm
oranlarý da artmýþtýr. Sphaeroma serratum
türleri hariç hiç bir kontrol kabýnda ölüm
gözlenmemiþtir. Sphaeroma serratum türlerinde yaþama oraný %93 olarak bulunmuþtur.
Ölüm oranýnýn yalnýzca %7 ile EPA /COE
protokolü tarafýndan önerilen ölüm oranýndan
(% 90) daha düþük olmasý bu deneyin
saðlamlýðýný ortaya koymuþtur (American
Society for Testing and Materials, 1990).
Tablo 5. Amfipod, isopod ve dekapod kabuklular için %95 fiducial limitleriyle (FL) birlikte 96-saatlik LC50
deðerleri (mgl-1) (Bat vd., 1999b).
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Sphaeroma serratum türlerindeki ölümlerin onlarýn yarý ýslak kayalýk zonlarýndaki
habitatlarýndan ileri geldiði kanýsýna varýlmýþtýr. Doðal koþullarda bu organizmalar
zaman zaman su dýþýna çýkarak beslenmekte
ancak laboratuvar koþullarýnda doðal ortamý
bulamadýðýndan strese giren hayvanlarda ölüm
görülebilmektedir (Holmström ve Morgan,
1983a,b; Lawrie, 1996; Bat vd., 1998a).
Laboratuvarda kabýn dýþýna çýkmayý baþaran
Sphaeroma serratum türleri tekrar kabýn
içerisine giremediðinden kap dýþýnda ölü
bulunmasý bunu açýklamaktadýr. Tablo 5’ten de
görülebileceði gibi bakýr en toksik metal olmuþ
bunu kurþun ve çinko izlemiþtir. Bakýrýn 10 mg
-1
l konsantrasyonunda tüm türlerde 24 saat
içerisinde %100 ölüm gözlenmiþtir.
Amfipod Echinogammarus olivii en
duyarlý organizma olarak tespit edilmiþ olup
metallere en toleranslý organizma ise dekapod
Palaemon elegans olmuþtur. Nugegoda ve
Rainbow (1988 ve 1995) Palaemon elegans
türleri yüksek konsantrasyonlardaki çinkoya
maruz býrakýlsalar bile bu metali regüle
edebileceklerini göstermiþlerdir. Yine Nugegoda ve Rainbow (1989) dekapodlarda çinko
alýmý ve regülasyonlarýnýn türlere ve çevrenin
fiziko-kimyasal özelliklerine baðlý olduklarýný
belirtmiþlerdir.
Ülkemizde özellikle örnekleri topladýðýmýz bu yörede Palaemon elegans türü insan
gýdasý olarak tüketilmemektedir. Ancak besin
83
zincirinin önemli bir halkasýný ve birçok
ekonomik balýklarýn besinini oluþturmasý ve
olta balýkçýlýðýnda bu türlerin yem olarak
kullanýlmasýndan dolayý insanlar için oldukça
önem teþkil etmektedirler.
Echinogammarus olivii ve Sphaeroma
serratum ayný habitattan toplanmýþ olmalarýna
raðmen onlarýn 96-h LC50 deðerleri farklý
bulunmuþtur (Tablo 5). Bu da ayný ortamda ve
çevre þartlarýnda olsalar dahi deniz canlýlarýnýn
ayný toksik maddeye farklý olarak tepki
gösterdiklerini kanýtlamaktadýr.
9.4. Çinko ve Kurþunun Poliket Solucaný
Hediste diversicolor Türüne Toksisitesi
Çinko ve kurþunun Poliket (Hediste
diversicolor Müller 1776)’a toksisitesi baþlýklý
çalýþmada temiz sedimanlý deniz suyundaki
çinko ve kurþunun akut toksisitesi 10 ve 28
günlük statik biyolojik deneylerle ölçülmüþ ve
öldürücü konsantrasyon (LC50) hesaplanmýþtýr
(Bat vd., 2001a).
Çinko ve kurþun konsantrasyonlarýnýn
artmasýyla ölüm oraný da artmýþtýr. Bu tür için
çinko kurþundan daha toksik olmuþtur.
Sonuçlar ayný zamanda küçük solucanlarýn
büyüklerine oranla çinko ve kurþuna daha
duyarlý olduklarýný göstermiþtir. Farklý büyüklükteki poliket türünün sedimanlý ve sedimansýz ortamda 10 ve 28 günlük hesaplanmýþ LC50
deðerleri Tablo 6’da verilmiþtir (Bat vd.,
2001a).
Tablo 6. Farklý büyüklükteki Hediste diversicolor türünün sedimanlý ve sedimansýz ortamda 10
ve 28 günlük LC50 deðerleri
84
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
9.5. Bakýr ve kurþunun Deniz Karidesi
Palaemon adspersus Rathke, 1837 (Decapoda: Palaemonidae)'lara Tek Tek ve Birlikte
Etkisi
Bakýr ve kurþunun ayrý ayrý ve birlikte
deniz karidesi Palaemon adspersus Rathke,
1837 (Decapoda: Palaemonidae) türü üzerine
etkileri statik biyolojik deneylerle LC50 ve
LT50 deðerleri hesaplanarak çalýþýlmýþtýr (Bat
vd., 2001b). Bu organizmalarýn hayatta kalma
süreleri bakýr ve kurþun konsantrasyonlarýnýn
artmasýyla azalmýþtýr. Bakýr, kurþuna göre 4.25
kez daha toksik bulunmuþtur. Metallerin
birlikte etkileri denendiðinde, beklenen ölümler gözlenen ölümlere benzerlik göstermemiþtir, buradan metal çiftlerinin birbirlerini
etkilediði sonucuna varýlmýþtýr. Bakýr ve
kurþunun karýþýmlarýnýn toksisitesi metalin
gücünü gösteren toksik-birim kavramý kullanýlarak da deðerlendirilmiþtir. Tablo 7 deniz
karidesi Palaemon adspersus türünün bakýr ve
kurþun LC50 deðerlerini göstermektedir (Bat
vd., 2001b).
Bakýr kurþuna göre daha toksik bulunmuþtur. Kurþun bakýr ile beraber olduðunda
deniz karidesinin toksisitesini azaltýcý yönde
etki göstermiþtir.
9.6. Bazý aðýr metallerin Akdeniz midyeleri
(Mytilus galloprovincialis Lamarck, 1819)’nin
Büyümelerine Etkileri
Farklý büyüklüklerdeki Akdeniz midyeleri (Mytilus galloprovincialis Lamarck, 1819)
Cu, Pb ve Zn ile kirletilmiþ deniz suyuna 96 saat
maruz býrakýlarak etkileri incelenmiþ ve Tablo
8’de sonuçlar verilmiþtir (Bat vd., 2013a).
Bu çalýþmada küçük bireylerin orta ve
büyük boylardaki bireylere göre daha dayanýklý
olduklarý görülmüþtür. Ayrýca sedimanýn varlýðý
50-80 mm büyüklüklerindeki Mytilus galloprovincialis türlerinin 96 saatlik ve 28 günlük
yaþama oranlarýný artýrmýþtýr (Bat vd., 2013a).
Tablo 7. Palaemon adspersus türünün LC50 deðerleri (mg l-1) (Bat vd., 2001b)
Þekil 5. Farklý konsantrasyonlarda bakýr ve kurþunun ayrý ayrý ve birlikte ortalama LT50 deðerleri ve standart hatalarý (C=
kontrol) (Bat vd., 2001b).
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
85
-1
Tablo 8. Mytilus galloprovincialis türünün 96-h LC50 deðerleri (mg.l )
(Bat vd., 2013a).
10. Öneriler
Organizmalarýn toplanmasýnda uygun
metodlarýn kullanýmýna ve toplanan örneklerin
herhangi bir fiziksel bozukluklarý olmamasýna
dikkat edilmelidir. Toplanan organizmalar
daha sonra laboratuvar þartlarýna alýþtýrýlmalýdýrlar. Hangi organizma deney için kullanýlacaksa alýþtýrma tanklarýnda yalnýzca ayný türe
ait bireylerin olmasýna dikkat edilmelidir.
Ayrýca organizmaya baðlý olarak doðada
bulunduðu ortama benzer bir ortam yaratýlmalýdýr. Örneðin bentik organizmalar kullanýlacaksa tankýn dibine temiz sediment ilave
edilmelidir. Bunun dýþýnda O2, sýcaklýk, pH,
sedimentin organik madde miktarý gibi önemli
parametreler ölçülmeli ve o tür için en uygunu
seçilmelidir. Eðer kýsa süreli deney yapýlacaksa deneyden 2 gün önce ve deney süresinde
yemleme yapýlmamalýdýr. Eðer uzun süreli
deney yapýlacaksa genelde 2 günde bir taze
yem verilmelidir. Yemin cinsi türlere göre
deðiþiklik gösterebilir. Etcil organizmalar
kullanlacaksa temiz bölgeden toplanmýþ midye
veya kasaptan alýnan ciðer çekilerek verilebilir.
Otcul organizmalar kullanýlacaksa temiz
bölgeden toplanmýþ algler taze olarak
verilebilir (örneðin Ulva sp.). Verilen besinin
hiçbir toksik madde ile bulaþtýrýlmamýþ
olmasýna özen gösterilmelidir. Yem verildikten
sonra hemen tankýn veya kablarýn suyu
deðiþtirilmelidir. O2, pH, sýcaklýk gibi parametrelerin ayný deðerleri korunmalýdýr. Kullanýlan tank, kab ve ekipmanlar temiz olmalý
herhangi bir hastalýk veya parazit bulaþtýrýlmamalýdýr. Deney organizmalarý mümkün
olduðunca strese sokulmamalýdýr. Kullanýlacak deney solüsyonlarý titizlikle hazýrlan-
malýdýr. Kontrol için temiz solusyonlar kullanýlmalýdýr. Kullanýlacak kap büyüklükleri
türlere göre deðiþmekle beraber birçok omurgasýz organizma için 1 litrelik olmalý ve içine
800 ml lik solusyon eklenmelidir. Her bir kaba
yine organizmanýn büyüklüðüne göre uygun
sayýda birey konmalýdýr. Ýstatiksel açýdan iyi
sonuç alýnabilmesi için 10 veya 20 eðer
organizma büyük ise 5 adet konulmasý þarttýr.
Kullanýlan organizmalar saðlýklý ve aktif olmalý
ve stok tankýndan rastgele seçilmelidir. Her bir
konsantrasyon ve kontrol için en az 3
mümkünse 5 tekerrür yapýlmalýdýr. Tekerrür
sayýsýnýn çokluðunun daha saðlýklý sonuç
verdiði unutulmamalýdýr.
Deney süresince kontrol ve deney
organizmalarý hergün sayýlmalý ve kullanýlan
solusyonlarýn fiziko-kimyasal parametreleri de
ölçülmelidir. Ayrýca hazýrlanan konsantrasyonlar deneyin baþý ve sonunda kontrol
amacý ile ölçülmelidir. Eðer konsantrasyonlarda kayýp varsa, ölçülen deðerlerin
ortalamalarý esas alýnabilir. Kullanýlan stok ve
standartlar titizlikle hazýrlanmalý ve kontrol için
kullanýlan sousyonlar temiz olmalý ve herhangi
bir kirleticiyle bulaþtýrýlmamalýdýr. Eðer deneylerde deniz organizmalarý kullanýlacaksa
kontrol için temiz deniz suyu kullanýlmalýdýr.
Bunun için temiz bölgeden alýnan sular
kullanýlmalý ve su filtre edilmelidir.
Stok çözeltiler bidistile su ile ve
standartlar da eðer deniz organizmalarý için
hazýrlanacaksa temiz ve filtre edilmiþ deniz
suyu ile hazýrlanmalýdýr. Kontrol kablarýndaki
organizmalarýn ölüm oraný deney süresi
bitiminde % 10'u geçiyor ise deney tekrar
edilmelidir.
86
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Deney ve kontrol kablarýndaki çözünmüþ
oksijen miktarý en az % 60 veya üstü olmalý, pH,
tuzluluk ve sýcaklýk gibi önemli parametreler
organizmalarýn doðal ortamýndaki gibi ayarlanmalýdýr. Hangi deney metodu seçilecekse o
metodun tüm þartlarý deney öncesi hazýrlanmalýdýr. Deney organizmalarý belirli aralýklarla
hep ayný zamanda kontrol edilmeli ve kayýt
tutulmalýdýr (Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 1976; Swartz
vd., 1985; American Society for Testing and
Materials, 1990; U.S. Environmental Protection
Agency and U.S. Army Corps of Engineers,
1991; Bat ve Raffaelli, 1998).
Akuatik toksikoloji yeni bir bilim dalýdýr.
Baþta Amerika Birleþik Devletleri ve Kanada
olmak üzere Ýngiltere, Fransa, Hollanda,
Portekiz ve Almanya gibi Avrupa ülkelerindeki
uluslararasý birçok kuruluþ ve üniversitelerin
ilgili bölümleri toksisiti deneyleri yaparak
standart(lar) geliþtirmekte ve toksik maddeler
için önlemler almaktadýrlar (Hill vd., 1993;
Thain vd., 1994). Ülkemizde 1955 yýlýnda
Türkiye Tabiatý Koruma Derneði kurulmuþ,
daha sonra Türkiye Çevre Koruma ve
Yeþillendirme Derneði, Doðal Hayatý Koruma
Derneði ve 1978 yýlýnda ise Türkiye Çevre
Sorunlarý Vakfý kurulmuþtur (Kocataþ, 1996).
Bununla beraber üniversitelerin bünyelerinde
biyolojik birikim çalýþmalarý yeterince yapýlmýþ
ve halen yapýlmaktadýr (Bat ve Öztürk, 1997; Bat
vd., 1996, 1999c, 2000, 2012b,c, 2013b). Fakat
ülkemizde þu aþamada toksik çalýþmalar yok
denecek kadar azdýr.
11. Genel Deðerlendirme
Ekotoksikoloji iki veya daha fazla
faktörün bir aradaki etkilerini hem öldürücü hem
de kronik etkiler açýsýndan uzun süreli olarak
ekosistem üzerinde inceleyen bilim dalý olup
amacý doðal sistemleri korumak, ekosistemde
bulunan organizmalarýn saðlýklý olarak neslinin
devamýný saðlamak ve ekosistemin kalitesinin
bozulmasýný önlemektir. Kalitesi bozulan çevrenin canlýlarý ile birlikte tekrar eski haline
gelmesi hemen hemen imkansýzdýr. Bozulan
çevrenin düzeltilmesine çalýþýlmasý bile ekonomik açýdan oldukça yüksektir. Bunun için
çevreyi tahrip etmeden koruma yollarýna
gidilmelidir. Toksisite deneyleri bu yollardan biri
olup gerek laboratuvar koþullarýnda veya yapay
sistemlerde gerekse doðada yapýlabilir (Bat vd.,
1998-1999b). Bunun için öncelikle ülkemiz
sularýndan toksik çalýþmalara uygun türler
seçilmeli ve farklý kirleticiler kullanýlarak deneyler yapýlmalý, diðer çalýþmalarla karþýlaþtýrýlmalý
ve standartlar geliþtirilmelidir. Böylece çevremizin korunmasý ve ülkemiz sularýnýn Ýyi
Çevresel Durumu (ÝÇD) için önemli ölçüde katký
saðlanmýþ olunacaktýr.
1 = Eðer bakýr doðal olarak bulunursa yiyeceklerde daha yüksek düzeylerde izin verilir.
2 = Doðal olarak 50 mg.kg-1 çinkodan daha fazla içerirse yiyeceklerde daha fazla düzeylerde izin verilir.
3 = Türk Gýda Kodeksi gýda maddelerindeki bulaþanlarýn maksimum limitleri hakkýnda Teblið
(Teblið No: 2008/26)’in yürürlükten kaldýrýlmasýna dair Teblið (Anonim, 2012).
4= Kahverengi yengeç hariç
5= Yengeç ve yengeç benzeri kabuklularda
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
1 = Türk Gýda Kodeksi gýda maddelerindeki bulaþanlarýn maksimum limitleri hakkýnda
Teblið (Teblið No: 2008/26)’in yürürlükten kaldýrýlmasýna dair Teblið (Anonim, 2012).
87
88
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
EK 3 tamamlayýcý bilgiler
*Türkiye’de günlük dip balýðý tüketimi: 4 g bu haftada 28 g (FAO, 2010) etmektedir. Haftalýk ve günlük alýmý
hesaplamak için aþaðýdaki formüllerden yararlanýlýr.
EWI: metal mg kg x 28 g /1000 g
EDI: metal mg kg x 4 g /1000 g
Ayný þekilde Türkiye’de günlük pelajik balýk tüketimi: 11 g bu haftada 77 g (FAO, 2010) etmektedir. Haftalýk ve
günlük alýmý hesaplamak için aþaðýdaki formüllerden yararlanýlýr.
EWI: metal mg kg x 77 g /1000 g
EDI: metal mg kg x 11 g /1000 g
Teþekkür: Bu “Teknik Not”un bu hale gelmesinde katkýda bulunan hakemlere teþekkürlerimizi
sunarýz.
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Kaynaklar
Ahsanullah, M. 1976. Acute toxicity of cadmium and
zinc to seven invertebrate species from Western
Port, Victoria. Aust. J. Mar. Freshwater Res., 27:
187-196.
Ahsanullah, M., Negilski, D.S. ve Mobley, M.C. 1981.
Toxicity of zinc, cadmium and copper to the
shrimp Callianassa australiensis.I. Effect of
individual metals. Mar. Biol., 64: 299-304,
American Society for Testing and Materials, 1990.
Standard guide for conducting 10-day static
sediment toxicity tests with marine and estuarine
amphipods. ASTM E 1367-90. American Society
for Testing and Materials, Philadelphia, PA, pp.
1-24.
Anonim, 1995. Canlý (taze), soðutulmuþ ve
dondurulmuþ kabuklu ve yumuþakçalarda,
kimyasal, toksikolojik ve mikrobiyolojik kabul
edilebilir deðerler. Yayýmlandýðý R. Gazete:
10/03/1995-Sayý:22223, Teblið No:95/6533.
Anonim, 2011. Türk Gýda Kodeksi Bulaþanlar
Yönetmeliði. Yayýmlandýðý R. Gazete: 29/12/
2011 - Sayý : 28157 (3. Mükerrer) EK-1.
Anonim, 2012. Türk Gýda Kodeksi gýda maddelerindeki
bulaþanlarýn maksimum limitleri hakkýnda Teblið (Teblið No: 2008/26)’in yürürlükten kaldýrýlmasýna dair Teblið. Yayýmlandýðý R. Gazete:
08/03/2012-Sayý: 28227, Teblið No: 2012/21.
Atay, Þ. 2009. Kirlenmiþ su ortamýnýn ekotoksikolojik
olarak incelenmesi, MSc. thesis. Samsun,
Ondokuz Mayýs Üniversitesi
Bat, L., Öztürk, M. ve Öztürk, M. 1996. Heavy metal
amounts in some commercial teleost fish from
the Black Sea. O.M.Ü. Fen Dergisi, 7 (1): 117135.
Bat, L. ve Öztürk, M. 1997. Heavy metal levels in some
organisms from Sinop Peninsula of the Black
Sea. Tr. J. Engineering and Environ. Sci., 21: 2933.
Bat, L. ve Raffaelli, D. 1998. Sediment toxicity testing:
A bioassay approach using the amphipod Corophium volutator and the polychaete Arenicola
marina. J. exp. mar. Biol. Ecol., 226: 217-239
Bat, L., Raffaelli, D. ve Marr, I.L. 1998a. The
accumulation of copper, zinc and cadmium by the
amphipod Corophium volutator (Pallas). J. exp.
mar. Biol. Ecol., 223 (2): 167-184.
Bat, L., Çulha,M., Akbulut, M., Gündoðdu, A. ve
Sezgin, M. (1998b). Toxicity of zinc and copper
to the Hermit Crab Diogenes pugilator (Roux).
Turkish J. Mar. Sci., 4, 39-48.
Bat, L., Gündoðdu, A. ve Öztürk, M. 1998-1999a. Aðýr
89
metaller. (Heavy metals). S.D.Ü. Eðirdir Su
Ürünleri Fak. Der., 6, 166-175.
Bat, L., Öztürk, M. ve Öztürk, M. 1998-1999b. Akuatik
toksikoloji. (Aquatic toxicology). S.D.Ü. Eðirdir
Su Ürünleri Fak. Der., 6, 148-165.
Bat, L., Sezgin, M., Gündoðdu, A. ve Çulha, M. 1999a.
Toxicity of zinc, copper and lead to Idotea baltica
(Crustacea, Isopoda). Tr. J. Biology, 23 (4), 465472.
Bat, L., Gündoðdu, A., Sezgin, M., Çulha, M., Gönlügür,
G. ve Akbulut, M. 1999b. Acute toxicity of zinc,
copper and lead to three species of marine
organisms from Sinop Peninsula, Black Sea. Tr. J.
Biology, 23 (4), 537-544.
Bat, L., Gündoðdu, A., Öztürk, M. ve Öztürk, M. 1999c.
Copper, zinc, lead and cadmium concentrations in
the Mediterranean mussel Mytilus galloprovincialis Lamarck 1819 from Sinop coast of the
Black Sea. Tr. J. Zoology, 23: 321-326.
Bat, L., Gönlügür, G., Andaç, M., Öztürk, M. ve Öztürk,
M. 2000. Heavy Metal concentrations in the Sea
Snail Rapana venosa (Valenciennes, 1846) from
Sinop Coasts of the Black Sea. Turkish J. Mar. Sci.
6 (3): 227-240.
Bat, L., Gündoðdu, A., Akbulut, M., Çulha, M. ve
Satýlmýþ, H.H. 2001a. Toxicity of Zinc and Lead
to the Polychaete Worm Hediste diversicolor.
Turkish J. Mar. Sci., 7: 71-84.
Bat, L., Bilgin, S., Gündoðdu, A., Akbulut, M. ve Çulha,
M. 2001b. Individual and combined effects of
copper and lead on the marine shrimp, Palaemon
adspersus Rathke, 1837 (Decapoda: Palaemonidae). Turkish J. Mar. Sci., 7: 103-117.
Bat, L., Gökkurt, O., Sezgin, M., Üstün, F. ve Sahin, F.
2009. Evaluation of the Black Sea land based
sources of pollution the coastal region of Turkey.
The Open Marine Biology Journal, 3: 112-124.
Bat, L., Sezgin, M., Üstün, F. ve Þahin, F. 2012a. Heavy
Metal Concentrations in Ten Species of Fishes
Caught in Sinop Coastal Waters of the Black Sea,
Turkey. Turkish Journal of Fisheries and Aquatic
Sciences, 12: 371-376.
Bat, L. Þahin, F., Üstün, F. ve Sezgin, M. 2012b.
Distribution of Zn, Cu, Pb and Cd in the Tissues
and Organs of Psetta maxima from Sinop Coasts
of the Black Sea, Turkey. Marine Science, 2(5):
105-109.
Bat, L., Üstün, F. ve Gökkurt-Baki, O. 2012c. Trace
element concentrations in the Mediterranean
mussel Mytilus galloprovincialis Lamarck, 1819
caught from Sinop coast of the Black Sea, Turkey.
The Open Marine Biology Journal, 6: 1-5.
90
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Bat, L., Üstün, F., Gökkurt Baki, O. ve Þahin, F. 2013a.
Effects of some heavy metals on the sizes of the
Mediterranean mussel Mytilus galloprovincialis
Lamarck, 1819. (F-2012-949): Fresenius
Environmental Bulletin (FEB) 22 (7): 19331938.
Bat, L., Þahin, F., Sezgin, M., Üstün, F., Gökkurt Baki,
O. ve Öztekin, H.C. (2013b). Heavy metals in
edible tissues of the brown shrimp Crangon
crangon (Linnaeus, 1758) from the Southern
Black Sea (Turkey). J. Black Sea/Mediterranean
Environment, 19 (1): 70-81.
Bryan, G.W. 1984. Pollution due to heavy metals and
their compounds. In: O. Kinne (Ed.), Marine
Ecology. John Wiley and Sons Ltd., 5 (3): 12901430.
Cairns, J.Jr. ve Mount, D.I. 1990. Aquatic toxicology:
Part 2 of a four-part series. Environ. Sci. Technol.,
24: 154-161.
COMMISSION REGULATION (EC) No 466/2001 of 8
March 2001 setting maximum levels for certain
contaminants in foodstuffs.
COMMISSION REGULATION (EC) No 1881/2006 of
19 December 2006 setting maximum levels for
certain contaminants in foodstuffs.
Council of Europe, 2001. Council of Europe’s policy
statements concerning materials and articles
intended to come into contact with foodstuffs.
Policy Statement concerning materials and
alloys. Technical Document. Guidelines on
metals and alloys used as food contact materials.
(09.03.2001), 67 pp., Strasbourg.
De Nicola Gidudici, M., Migliore, L., Guarino, S.M. ve
Gambardella, C. 1987. Acute and Long-term
Toxicity to Idotea baltica (Crustacea, Isopoda).
Mar. Poll. Bull., 18: 454-458.
De Nicola, M., Cardellicchio, N., Gambardella, C.,
Guarino, S.M. ve Marra, C. 1992. Effects of
Cadmium on Survival, Bioaccumulation,
Histopathology and PGM Polymorphism in the
Marine Isopod Idotea baltica. In: Ecotoxicology
of Metals im Invertebrates (Eds.) R. Dallinger
and P.S.Rainbow. A Special Publication of
SETAC, pp. 103-116.
FAO, 2010. The food consumption refers to the amount
of food available for human consumption as
estimated by the FAO Food Balance Sheets.
http://www.fao.org/home/en/
FAO/WHO, 2010. Summary report of the seventy-third
meeting of JECFA. Joint FAO/WHO Expert
Committee on Food Additives. Geneva,
Finney, D.J. 1971. Probit analysis. Cambridge
University Press, London.
Hill, I.R., Matthiessen, P. ve Heimbach, F. 1993.
Guidance document on sediment toxicity tests
and bioassays for freshwater and marine
environments. Society of Environmental
Toxicology and Chemistry, SETAC-Europe.
Holmström, W.F. ve Morgan, E. 1983a. Variation in the
naturally occurring rhythm of the estuarine
amphipod, Corophium volutator (Pallas). J. mar.
biol. Ass.UK., 63: 833-850.
Holmström, W.F. ve Morgan, E. 1983b. Laboratory
entrainment of the rhythmic swimming activity of
Corophium volutator (Pallas) to cycles of
temperature and periodic inundation. J. mar. biol.
Ass.UK., 63: 861-870.
Kocataþ, A. 1996. Ekoloji ve çevre biyolojisi. Ege
Üniversitesi Basýmevi, Bornova, Ýzmir. 564
Sayfa.
Lawrie, S. 1996. Swimming activity of the amphipod
Corophium volutator (Pallas). Ph.D. Dissertation,
University of Aberdeen, Scotland, U.K.
Laws, E.A. 1981. Aquatic pollution. A willeyinterscience publ., John Wiley and sons, Inc., New
York.
MAFF (Tarým, Ormancýlýk ve Balýkçýlýk Bakanlýðý)
(1995). Monitoring and surveillance of nonradioactive contaminants in the aquatic
environment and activities regulating the disposal
wastes at sea, of 1993, Directorate of Fisheries
research, Lowestoft, Aquatic Environment
Monitoring Report, No.44.
Negilski D.S., Ahsanullah, M. ve Mobley, M.C. 1981.
Toxicity of zinc, cadmium and copper to the
shrimp Callianassa australiensis. II. Effects of
paired and tried combinations of metals. Mar.
Biol., 64: 305-309.
Nugegoda, D. ve Rainbow, P.S. 198). Effect of a chelating
agent (EDTA) on zinc uptake and regulation
byPalaemon elegans (Crustacea: Decapoda). J.
Mar. Biol. Ass. U.K., 68: 25-40.
Nugegoda, D. ve Rainbow, P.S. 1989. Effects of salinity
changes on zinc uptake and regulation by the
decapod crustaceans Palaemon elegans and
Palaemonetes varians. Mar. Ecol. Prog. Ser., 51:
57-75.
Nugegoda, D. ve Rainbow, P.S. 1995. The uptake of
dissolved zinc and cadmium by the decapod
crustacean Palaemon elegans. Mar. Pollut. Bull.,
31(4-12): 460-463.
Oakden, J.M., Oliver, J.S., Flegal, A.R. 1984. EDTA
chelation and zinc antagonism with cadmium in
sediment: effects on the behavior and mortality of
two infaunal amphipods. Mar. Biol., 84: 125-130.
Bat vd. / Yunus Arþ. Bül. 2014 (2): 71-91
Official Journal of the European Communities
(22.12.2000). DIRECTIVE 2000/60/EC OF THE
EUROPEAN PARLIAMENT AND OF THE
COUNCIL of 23 October 2000 establishing a
framework for Community action in the field of
water policy. L 327:1-72.
Official Journal of the European Union (25.6.2008).
DIRECTIVES DIRECTIVE 2008/56/EC OF
THE EUROPEAN PARLIAMENT AND OF
THE COUNCIL of 17 June 2008 establishing a
framework for community action in the field of
marine environmental policy (Marine Strategy
Framework Directive). L 164: 19-40.
Official Journal of the European Union (24.12.2008).
DIRECTIVES DIRECTIVE 2008/105/EC OF
THE EUROPEAN PARLIAMENT AND OF
THE COUNCIL of 16 December 2008 on
environmental quality standards in the field of
water policy, amending and subsequently
repealing Council Directives 82/176/EEC,
83/513/EEC, 84/156/EEC, 84/491/EEC,
86/280/EEC and amending Directive 2000 / 60 /
EC of the European Parliament and of the Council. L 348: 84-97.
Official Journal of the European Union (2.9.2010).
COMMISSION DECISION of 1 September 2010
on criteria and methodological standards on good
environmental status of marine waters.
2010/477/EU, L 232:14-24.
Pesch, C.E. 1979. Influence of three sediment types on
copper toxicity to the polychaete Neantes
arenaceodentata. Mar. Biol., 52: 237-245.
Pesch, C.E. ve Morgan, D. 1978. Influence of sediment in
copper toxicity tests with the polychaete Neantes
arenaceodentata. Water Res., 12: 747-751.
Phillips, D.J.H. 1980. Quantitative aquatic biological
indicators. Their use to monitor trace metal and
organochlorine pollution. Applied Sci. Publ. Ltd.,
London.
Phillips, D.J.H. ve Rainbow, P.S. 1994. Biomonitoring of
trace aquatic contaminants. Environmental
Management Series, Chapman & Hall, London.
SedNet (European Sediment Research Network), 2004.
Contaminated Sediments in European River
Basins, Final Draft, Salomons, W., Brils, J. (Ed),
TNO, the Netherlands. http://www.sednet.org/,
(14.10.2008).
Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater, 1976. Part 800. Bioassay methods
for aquatic organisms. 14th ed., Amer. Publ.
Health Ass., Amer. Wat. Works Ass., Wat. Pollut.,
Fed., Washington DC. pp. 683-872.
Swartz, R.C., DeBen, W.A., Jones, J.K.P., Lamberson,
91
J.O. ve Cole, F.A. 1985. Phoxocephalid amphipod
bioassay for marine sediment toxicity. In:
Editörler: R.D. Cardwell, R. Purdy and R.C.
Bahner. Aquatic Toxicology and Hazard
Assessment: Seventh Symposium, ASTM STP
854, American Society for Testing and Materials,
Philadelphia, PA. pp. 284-307.
TGK, 2002. Türk Gýda Kodeksi gýda maddelerinde belirli
bulaþanlarýn maksimum seviyelerinin belirlenmesi hakkýnda Teblið. Yayýmlandýðý R. Gazete:
23/09/2002- Sayý: 24885 Teblið No: 2002/63.
TGK (2008).Gýda Maddelerindeki Bulaþanlarýn Maksimum Limitleri Hakkýnda Teblið. Yayýmlandýðý R.
Gazete: 17.05.2008- Sayý: 26879, Teblið No:
2008/26.
Thain, J., Matthiessen, P. Bifield, S. ve McMinn, W. 199).
Assessing sediment quality by bioassay in UK
coastal water and estuaries. Proceedings of the
Scientific Symposium on the North Sea Quality
Status Report, p.1-10.
Thorp, V.J. ve Lake, P.S. 197). Toxicity bioassay of
cadmium on selected freshwater invertebrates and
interaction of cadmium and zinc on the freshwater
shrimp, Parotya tasmoniensis Riek. Aust. J. Mar.
Freshwater Res., 25: 97-104.
Topçuoðlu, S. 2005. Denizel Biota Örneklerinde Aðýr
Metal Kontaminasyonu. In: Güven, K. C., Öztürk,
B.(Ed), Deniz Kirliliði Temel Kirleticiler ve
Analiz Yöntemleri, TÜDAV Yayýnlarý, Ýstanbul,
s.205-223.
U.S. Environmental Protection Agency and U.S. Army
Corps of Engineers, 1991. Evaluation of dredged
material proposed for ocean disposal. Testing
manual. EPA-503/8-91/001, Washington, DC.
WHO, 1989. Evaluation of certain food additives and
contaminants. Report of the Thirty-Third of the
Joint FAO/WHO Expert Committee on Food
Additives. Technical Report Series No. 776.
Geneva.
WHO, 1996. Trace elements in human nutrition and
health. ISBN 92 4 156173 4 (NLM Classification:
QU 130). Geneva.
WHO, 2000. Evaluation of certain food additives and
contaminants. Report of the Fifty-Third of the
Joint FAO/WHO Expert Committee on Food
Additives. Technical Report Series No. 896.
Geneva.
WHO, 2004. Evaluation of certain food additives and
contaminants. Report of the Sixty-First of the Joint
FAO/WHO Expert Committee on Food Additives.
Technical Report Series No. 922. Geneva.
Zar, J.H. 1984. Biostatistical analysis. Prentice Hall, Int.,
New Jersey, pp.718.