PDF ( 12 )
Transkript
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: leventbat@gmail.com 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.