|
Yazarlar İçin Makale Örneği / Example Article for Authors |
|
Example / ÖRNEK—1 ———————————————————————————————————————————————————
Determination of appropriate planting season, seedling type and wooden species for restoration of unproductive ecosystem at semi-arid zones
Ersin YÜCEL *1, Sezgin ÇELİK2, Kürşat ÖZKAN3, Semra SOYDAM 1
1 Anadolu University, Faculty of Science, Depart. of Biology, 26450, Eskisehir, Turkey 2 Kırıkkale University, School of Votional, Depart. of Technical Programs, Kırıkkale, Turkey 3 Suleyman Demirel University, Department of Soil Science and Ecology, Isparta, Turkey
*Corresponding author; Telephone: +90 (222) 3350585 ; Fax: + +90 3350585; E-mail address: bitkilerim@gmail.com
Abstract
Covered and bare rooted Black Pine (Pinus nigra ssp. pallasiana) and Toros Cedar (Cedrus libani) seedling were planted to model areas, which are determined at two different season, summer and autumn. Determined seedling characteristic (root distance, wet root heaviness, dry root heaviness, stem distance, stem caliber, wet stem heaviness, dry stem heaviness and life rate) related to planted seedling were evaluated at initial time, at the end of first and second vegetations period. At the end of research about unproductive forest ecosystem restoration period at semi-arid zone; we reached that if planting seasons were summer or autumn, wooden kinds were black pine or cedar, seedling type were poted or bare rooted weren’t found statistically significant (p<0.05) on seedling life rate and growing ability.
Key words: Forest, Ecosystem Restoration, Black pine, Reforestation
1. Introduction
Pinus nigra Arn. shows distribution in two small areas of Algeria and Morocco in the Northwest of Africa; in Europe, beginning from South and East Spain it is seen in south France Corsica and North east of Italy, in Austria, Yugoslavia, the Balkans, Crimea, Cyprus and Turkey are other distribution areas, and it is divided to five sub-species (Mirov, 1967; Richardson, 1998). P. nigra Arn. ssp. pallasiana (Lamb.) Holmboe which is one of these five sub-species known, shows a natural distribution in the Balkans, Crimea, South Carpats, Syria, Cyprus and Turkey (Richardson, 1998). Total forest area, in Turkey, is 20.2 million hectares. P. nigra ssp. pallasiana exists naturally on the 2.2 million hectares of this area and due to this widespread distribution, it has four varieties in Turkey; var. pallasiana, var. pyramidata, var. şeneriana, var. yaltırıkiana (Yaltırık, 1988) and has many geographical variations (Röhring, 1966; Yücel, 1999a). Additionally, there is one more suspicious variety (var. columnaris-pendula) which was introduced by Boydak (1989). P. nigra Arn. subsp. pallasiana (Lamb.) Holmboe var. şeneriana (Saatçioğlu) Yaltırık is endemic for Turkey and determined by the name of “P. nigra Arn. var. şeneriana Saatçioğlu”, being found for the first time in Bolu (Çaydurt) by Saatçioğlu (1955); later it is attached to the sub-species of “subsp. pallasiana” by Yaltırık (1988). P. nigra subsp. pallasiana var. şeneriana (Ebe Black Pine) is naturally found in Turkey often individually but rarely in small communities around Bolu (Çaydurt) Manisa (Alaşehir) and Kütahya (Tavşanlı, Domaniç, Aslanapa, Aydıncık). In general the tree has the appearance of a wide topped compact tree having many stems branching from the base with a round and spherical shape. Studies made were generally about its some biological properties and natural distribution (Alptekin, 1986), pollen morphology (Yaman and Sarıbaş, 1999), properties of seed germination (Yücel, 1997) and there is no study about its ecological properties. 26% of Turkey’s survey is covered forest and this forest’s 56% were composed of fallen fertility level of unproductive forest. Total 86.40 % (58.74 % sever) county soils threat erosion at different level. According to this; there is necessity to reforestation and erosion control performance at 13.2 million hectare of Turkey’s 20.2 million hectare forest areas (Anonymous, 1998). Reforestation is most important and maybe only one alternative for healing of forest areas and also controlling of erosion. ... The aim of this study is to determine the effect of planting season (summer or autumn), wooden species (Cedar or black pine) and seedling type (poted seedling or bare rooted seedling) on seedling life rate and growing at reforestation work on earning repeatedly unproductive forest ecosystem Middle Anatolia’s (Eskişehir) semi-arid zones.
2. Materials and methods
Poted and bare rooted Black pine and Taurus Cedar were chosen as researching material in this study. At the aim direction, which is determined, four sample areas were chosen at Middle-West Anatolia transition belt and studies were become dense in these areas. Chosen model areas were prepared for planting from June to November. Firstly; sap cover crop cleaned from all area for field preparation and then area was tined as 60 cm depth and 3 m width by angledozer. After this process, area was terraced which was called Gradoni Terrace, as 60 cm depth and 3 m width with double bottomed frow and prepared for planting (Özdemir, 1980). ... Measurements and evaluations were done at three period; just after seedlings were planted (I), at the end of vegetation period at same year (II), at the end of vegetation period at one year later (III). All data was transferred to computer and statistical analysis’ (discriminant analysis and matched exemplification t test) were done by SPSS program (Özdamar, 1999).
3. Results
Data, which achieved from measurement at just after seedlings were planted (I), at the end of vegetation period at same year (II) and at the end of vegetation period at one year later (III), were clustered three main titles.
3.1. At the begining (just after seedlings were planted) discriminant analysis results about seedling characteristics (I)
According to measurement, done at sample areas, at the beginning; result of discriminant analysis which’s aim were evaluate effects on seedling characteristics such as, root length , root wet heaviness, root dry heaviness, stem length, stem diameter, stem wet heaviness, stem dry heaviness (Figure 1).
Figure 1. The illustration of DA functions belonging to seedlings characters after plantation
Wilks’ lamda, khi kare and significance level which shows achievement of discrimination given in Table 1. These were belonged to 7 number of discriminant function achieved as defect as 1 from group number. First function’s weight in group was %62,3, second’s %24,5, third’s %8,5, fourth’s %3,1, fifth’s %1, sixth’s %0,5.
Table 1. Wilks lambda
According to first function has the most weight in-group, root length (mm) and stem length (mm) are the most effective changeable in separation. In addition, according to second function, most stem wet heaviness (gr) and root wet heaviness are the most effective changeable in separation.
3.2. Discriminant analysis results concerning seedling characteristics at the end of first vegetation period (II)
Results of discriminant analysis, done for evaluate the applications (1-8) effect’s on seedling characteristics; root length, root wet heaviness, root dry heaviness, stem length, root collar diameter, stem wet heaviness, stem dry heaviness (Table 2).
Table 2. Classification results
4. Conclusions
In this research, 8 applications’ effects on seedling characteristics (including planting season, tree species and seedling type) were evaluated in respect of 3 different period. At the end of total evalution of measured seedling characteristics, just after planting 60%, at the end of firs vegetation period 47.5% and second vegetation period 45% successes were achieved. Accordingly, seedling type had no effect on seedling growth, actuality of poted seedlings height advantage removing from setting of test to end of 2. vegetation period showed parallelism with other research in area (Yücel, 2002). At the end of research including two vegetation’s value, at reforestation working on restoration duration of unproductive ecosystem at semi-arid zones; planting season (winter or spring), tree species (Cedar or Black pine) and seedling type (poted or bare rooted) had no effect on seedling grow.
Acknowledgements I would like to thank the Board of the Research Fund of the Anadolu University for supporting this study financially (AÜAF, 981008).
References
Anonymous. 1995. Orman bakanlığında yeni yapılanma. Orman Bakanlığı Yayınları 15, Ankara. Çelik, S., Özkan, K., Yücel, E. 2008. Morphological variation and plant nutrients effects of two taxonomically distant Centaurea species. Asian Journal of Chemistry. 20/4. 3171-3181. Johnson, A.H., Siccama, T.G., Wang, D., Turner, R.S., Baringer, T.H. 1981. Recent changes in pattern of tree growth rate in the New Jersey pine lands. Journal of Environmental Quality. 10. 427-430. Mullin, R.E. 1971 Some effects of root dipping, root exposure and extended planting dates . Chroon. 47. 90-93. Richardson, D. M. 1998. Ecology and biogeoraphy of Pinus. Cambridge University Press, Cambridge. Rook, D.A. 1977. Effects of undercutting and wrenching on growth of Pinus seedlings. J. Appl. Ecol. 8/2. 477-490. Yücel, E. 1998. Galanthus gracilis’in yeni bir yayılış alanı ve ekolojik özellikleri. Ekoloji (Çevre Dergisi). 8/29: 3-5. Yücel, E. 2000. Effects of different salt, nitrate and acid concentrations on the germination of Pinus sylvestris seeds, In (Ed.) Gözükırmızı, N., Proceedings of the 2nd Balkan Botanical Congress, Istanbul, Turkey. Volume II, 129-136. Yücel, E. 2002. Türkiye’de yetişen çiçekler ve yerörtücüler. Etam Matbaa, Eskişehir. Yücel, E., Ocak, A., Özkan, K., Soydam, S. 2006. Türkiye’de süs bitkileri olarak yetiştirilen ağaçlar ve çalılar. (Ed.) Zambak, E., III. Ulusal Süs Bitkileri Kongresi, İzmir. 66-77. ………………………………………………………………………………………………………………... ÖRNEK-2
TÜRKÇE YAZILMIŞ MAKALELER İÇİN ÖRNEK- ————————————————————————————————
Myriophyllum spicatum (Spiked water-milfoil) as a biomonitor of heavy metal pollution in Porsuk Stream/Turkey
Ersin YÜCEL *1, Erhan EDİRNELİOĞLU 1, Semra SOYDAM 2, Sezgin ÇELİK 3, Güler ÇOLAK 4
1 Anadolu University, Science Faculty, Department of Biology, Eskişehir, Turkey 2 Niğde University, Arts and Sciences Faculty, Department of Biology, Niğde, Turkey 2 Kırıkkale University, School of Votional, Depart. of Technical Programs, Kırıkkale, Turkey 4 Eskişehir Osmangazi University, Arts and Sciences Faculty, Eskişehir, Turkey
*Corresponding author; Telephone: +90 (222) 3350585 ; Fax: +90 (222) 3350585 ; E-mail address: bitkilerim@gmail.com
Abstract In this study, heavy metal (Fe+2, Cd+2, Ni+2, Pb+2 and Zn+2) pollution in Porsuk Stream was aimed to biomonitorized by Myriophyllum spicatum (Spiked water-milfoil, Eurasian water milfoil) which is hydrophilic macrophyte. Furthermore, usability of Spiked water-milfoil as absorbent was investigated for clean up the heavy metal polluted area. Toward determined aims; total eigth sampling area were determined from Porsuk Stream origin to Eskişehir city line and investigation was concentrated on these areas. In this study, we determined that ordinarily 20.4-209.7, 20.5-740 and 40.5-988.5 ppm iron (Fe+2); 0.5- 7, 0.5-2 and 0.5-3 ppm cadmium (Cd+2); 85-1006, 27-204.5 and 28.5-312.5 ppm nickel (Ni+2); 16-404 ppm, 13-302,5 and 1-235 ppm lead (Pb+2) and also 18-589, 60-235.5 and 110-465.5 ppm zinc (Zn+2) in base mud, stem and leaves. When all data considered, heavy metal pollution above permitted rates was observed in Porsuk stream. We determined that, Spiked water-milfoil absorb heavy metals and can use for clean up polluted water.
Key words: Myriophyllum spicatum, Biomonitor, Heavy Metal, Water Pollution, Porsuk Stream
---------- * ----------
Porsuk çayında ağır metal kirlilik düzeylerinin Myriophyllum spicatum (Başaklı Sucivanperçemi) bitkisi ile biyomonitörlenmesi
Özet Bu çalışmada, Porsuk Çayındaki ağır metal (Fe+2, Cd+2, Ni+2, Pb+2 ve Zn+2) kirliliği, sucul bir makrofit olan Myriophyllum spicatum (Başaklı sucivanperçemi, Avrasya sucivanperçemi) bitkisi ile biyomonitörlenmesi amaçlanmıştır. Ayrıca, ortamdan ağır metal kirliliğinin temizlenmesinde Başaklı sucivanperçemi’nin absorbant olarak kullanılabilirliği araştırılmıştır. Belirlenen amaçlar doğrultusunda; Porsuk Çayı’nın kaynağından, Eskişehir ili çıkışına kadar toplam sekiz örnekleme noktası belirlenmiş ve çalışmalar bu noktalarda yoğunlaşmıştır. Dip çamuru örneklerinde demir (Fe+2) 20,4-209,7 ppm, bitkinin gövde örneklerinde 20,5-740 ppm ve yaprak örneklerinde 40,5-988,5 ppm arasında; kadmiyum (Cd+2) dip çamurunda; 0,5-7 ppm, bitkinin gövde örneklerinde 0,5-2 ppm ve yaprak örneklerinde 0,5-3 ppm arasında; nikel (Ni+2) dip çamurunda 85-1006 ppm, bitkinin gövde örneklerinde 27-204,5 ppm ve yaprak örneklerinde 28,5-312,5 ppm arasında; kurşun (Pb+2) dip çamurunda 16-404 ppm, bitkinin gövde örneklerinde 13-302,5 ppm ve yaprak örneklerinde 1-235 ppm arasında; çinko (Zn+2) dip çamurunda 18-589 ppm, bitkinin gövde örneklerinde 60-235,5 ppm ve yaprak örneklerinde 110-465,5 ppm arasında olduğu tespit edilmiştir. Elde edilen sonuçlar topluca değerlendirildiğinde, Porsuk çayında izin verilebilir sınır değerlerin üzerinde bir ağır metal kirliliğinin olduğu görülmektedir. Ayrıca Başaklı sucivanperçemi bitkisinin ağır metalleri absorbe ettiği ve kirli su ortamlarının temizlenmesinde kullanılabilecek nitelikte olduğu belirlenmiştir.
Anahtar Kelimeler: Myriophyllum spicatum, Biyomonitor, Ağır Metal, Su Kirliliği, Porsuk Çayı
Giriş
Hızlı kentleşme, sanayi atıklarının kimyasal olarak arıtılmadan su sistemlerine verilmesi, tarım alanlarında yaygın ve aşırı miktarda pestisit kullanımı su kaynaklarının kirlenmesine neden olmuştur. Bu durum öncelikle tatlı su ekosistemlerinin ve dolaylı olarak da kirletilmiş suyu kullanan tarım alanları başta olmak üzere diğer ekosistemlerin bozulması sonucunu gündeme getirmiştir. Yıllar boyunca birçok ülkede olduğu gibi ülkemizin çevresel politikaları da bu problemlere kalıcı çözümler üretmeyi başaramamıştır (Kılıç vd., 2009). Porsuk Çayı, Murat Dağı’nın eteklerinden çıkarak öncelikle Kütahya ve sonrasında da Eskişehir ilini geçerek Sakarya Nehrine ulaşmaktadır. Porsuk Çayı Sakarya Nehrine dökülünceye kadar birçok yerleşim yeri, sanayi ve tarım alanlarından geçmektedir. Evsel ve sanayi atıkları, tarım alanlarındaki uygulamaları ve yağmur suları ile diğer kirletici unsurların Porsuk Çayına ulaşması neticesinde su kalitesi giderek bozulmaktadır. Bu çayın suları tarım alanlarında sulama amacıyla, arıtılarak şehir ve sanayide su ihtiyacını karşılamada kullanılmaktadır. Su ekosistemlerinde özellikle de tatlı su kaynaklarında, ağır metal miktarlarının yüksek olması gerek sucul organizmaların gerekse de insanların hayatlarını olumsuz yönde etkileyerek potansiyel bir tehlike oluşturmaktadır. Endüstriyel veya kentsel atık suları ile kirlenmiş akarsu ve göllerin tarımsal amaçla kullanılması sonucunda, topraklarda önemli düzeyde iz element ve ağır metal birikimi olduğu bilinmektedir. Canlı sisteme giren ağır metaller, besin zinciri ile bir organizmadan diğerine taşınarak canlı sistemlerde yüksek konsantrasyonlara ulaşmakta ve zararlarını yıllarca sürdürebilmektedir. Ağır metallerden kaynaklı kirlilik araştırmaları son dönemde birçok araştırıcıya konu oluşturmuştur (Yücel vd., 2008; Çavuşoğlu vd., 2009). Karasal sistemlerde ağır metal kirlilik düzeylerinin belirlenmesinde çeşitli bitkiler kullanılmaktadır (Bereket ve Yücel, 1990; Öztürk vd., 1994; Yücel, 1996; Öztürk vd., 2005; Gücel vd, 2009; Çelik vd., 2010). Benzer şekilde sucul bitkiler su kalitesinin arttırılması ve suda ağır metaller ile diğer kirleticilerin araştırılmasında monitör olarak kullanılmaktadırlar. Su içinde yaşayan makrofitlerin göllerdeki su kalitesi ve biyolojik yapı üzerinde büyük etkileri bulunmaktadır (Carpenter ve Lodge, 1986). Bazı sucul bitki türleri ağır metalleri bünyelerinde biriktirerek toplayabilmektedirler. Bu özelliklerinden dolayı sucul bitkilerin, ağır metallerin atık sulardan uzaklaştırılmasında bir yöntem olarak kullanılmaktadır (Lacher and Smith, 2002, Kuyucak ve Volesky, 1989). Biyolojik metodlar, sulu solüsyonlardan ağır metallerin kurtarılması ve uzaklaştırılmasında ucuz ve en etkin uygulamalardan biridir (Hashim ve Chu, 2003; Yan ve Viraraghavan, 2003; Sawidis ve ark., 1995). Yapılan bu çalışmalar sucul bitkiler kullanılarak sediment ve sulardaki ağır metal kirliliğinin temizlenebileceğini göstermesi bakımından önemlidir. Başaklı sucivanperçemi (Myriophyllum spicatum), Avrupa, Asya ve Kuzey Afrika’da yayılış gösteren, tamamı su içinde olan, genellikle 0,5-4,57 m derinliğindeki sığ sularda yaşayan yerli bir bitkidir. Su içinde çok dallı bir yapıya sahip olup, 90 cm ile 3 m derinliğine kadar uzayabilmektedir (Aiken et al., 1979). Bitki bu özelliğinden dolayı birçok bitki ve balık türünün yaşaması için uygun bir ortam hazırlar. Başaklı sucivanperçemi; sucul, çok yıllık, su içerisinde serbest yüzebilen veya rizomlu otsu bir bitkidir. Yapraklar bir halkada 4 adet ve yaklaşık olarak 1,5-2,7 cm uzunluğunda ve çoğunlukla internodyumlardan daha kısadırlar. Brakteler basit, çiçeklerden kısa ve 5 adet, erkek çiçekteki petaller 2-2,5 mm kırmızımsı renktedir. Meyva fındıksı ve 4 karpellidir (Seçmen ve Leblebici, 1997). Bu bitki ülkemizde Tekirdağ’dan Mardin’e kadar; genelde göller, sulama kanalları ve yavaş akan derelerde yetişmektedir. Porsuk çayında kirlilik düzeylerinin belirlenmesine yönelik bazı hayvan ve bitki türlerinin kullanılabilirliliğine ilişkin çalışmalar bulunmaktadır (Saleh and Zeytinoğlu, 2001; Yücel vd., 1995). Ancak Porsuk Çayında ağır metal kirliliğinin biyomonitörlenmesinde Başaklı sucivanperçemi’nin kullanıldığına ilişkin bir çalışma bulunmamaktadır. Bu çalışmada, Porsuk Çayındaki ağır metal (Fe+2, Cd+2, Ni+2, Pb+2 ve Zn+2) kirliliğini belirlemede, sucul bir makrofit olan Başaklı sucivanperçemi bitkisinin biyoindikatör olarak kullanılması amaçlanmıştır. Ayrıca ortamdan ağır metal kirliliğinin temizlenmesinde Başaklı sucivanperçemi’nin absorbant olarak kullanılabilirliği araştırılmıştır.
2. Materyal ve yöntem
Belirlenen amaçlar doğrultusunda; Porsuk Çayı araştırma alanı, Başaklı Sucivanperçeminin gövde ve yaprakları araştırma materyali olarak seçilmiştir. Porsuk Çayı boyunca kayda değer uzaklıklarda yaygın olarak yetişiyor olması, örneklerin kolay bulunabilir ve tekrarlanabilir olması, gerektiğinde gelişiminin hızlı ve yetiştirilmesinin kolay olması gibi nedenler, bu bitkisinin çalışma materyali olarak seçilmesinde etken olmuştur. Araştırmada Porsuk Çayı’nın kaynağından, Eskişehir ili çıkışına kadar toplam sekiz örnekleme noktası belirlenmiş ve çalışmalar bu noktalarda yoğunlaşmıştır (Şekil 1). Örnekleme noktaları; Porsuk Çayı üzerinde Adaköy’den başlayarak, Kütahya girişi olarak Ağaçköy’den, Kütahya çıkışından, Porsuk Barajı girişinden, Eskişehir giriş olarak Orman Fidanlığından, Eskişehir merkez olarak Şeker Mahallesi ve Arıtma Tesislerine girmeden ve son olarak da Eskişehir çıkışı Alpu girişinden seçilmiştir (Tablo 1).
Şekil 1. Porsuk Çayı üzerinde seçilen örnekleme noktaları Figure 1. Chosen sample areas on Porsuk River
Tablo 1. Porsuk Çayı üzerinde seçilen örnekleme noktaları ve bunların kaynağa uzaklıkları Table 1. Chosen sample areas on Porsuk River and distances to origin
Dip çamuru ve bitki örnekleri aynı noktalardan ve su içinden alınmıştır. Araziden getirilen dip çamuru örnekleri laboratuvarda toz ve kimyasal etkilerden uzak bölgelerde hava kurusu haline getirilmiştir. Düzgün büyüme gösteren sağlıklı bireylere ait çok genç yada çok yaşlı olmayan yaprak örnekleri toplanarak yıkanmıştır. Daha sonra kurumaları sağlanan örnekler ve 0.1 mm elekten elenerek analizlere hazır hale getirilmiştir. Bitki gövde ve yaprak örnekleri ile dip çamuru örneklerinin kimyasal analizlerinde yaş yakma yöntemi kullanılmıştır (Halvin and Soltanpour, 1980). Ağır metal analizleri Perkin Elmer Optical Emission Spectrometer Optima 4300 DV cihazında yapılmıştır. Dip çamuru ve bitki örneklerinin kimyasal analizlere hazırlanması ve yaş yakma işlemleri Anadolu Üniversitesi Fen fakültesi Biyoloji Bölümün Bitki Ekolojisi Laboratuvarında, Optical Emission Spectrometer’deki okumalar ise Eskişehir Orman Toprakları ve Ekoloji Araştırma Enstitüsünde yapılmıştır. Elde edilen sonuçlar değerlendirilmesinde “SPSS 10.0” istatistik paket programı ve Microsoft Excel 2003 programı kullanılmıştır.
Bulgular
Belirlenen amaçlar doğrultusunda Porsuk Çayı üzeride seçilen sekiz örnekleme noktasından alınan; Başaklı sucivanperçemi bitkisinin gövdesi ve yaprakları ile dip çamuru örneklerinde ağır metal kirlilik düzeyleri belirlenerek aşağıda verilmiştir.
3.1. Demir (Fe+2) kirliliği ilişkileri
Örnekleme noktalarından alınan bitkinin gövde ve yaprakları ile dip çamuru örneklerinde saptanan demir (Fe+2) miktarlarının birbirlerinden farklı olduğu ve bu farkın istatistiksel olarak p≤0,05 düzeyinde anlamlı olduğu bulunmuştur (Tablo 2). Bitki yapraklarında bulunan demir miktarı ise, gövdede bulunan demir miktarından daha fazla olduğu görülmektedir.
Tablo 2. Başaklı sucivanperçemi’nin gövdesi, yaprakları ve dip çamurunda demir (Fe+2) kirliliği ilişki düzeyleri Table 2. Correlation degrees of iron (Fe+2) pollution and Spiked water-milfoil‘s stem, leaves and base mud
* p≤0,05
Başaklı sucivanperçemi’nin gövdesi, yaprakları ve dip çamurunda bulunan demir miktarları arasında istatistiksel olarak; ikinci derece bir denklemle ifade edilebilen bir ilişki bulunmuştur (Şekil 2). Buna göre dip çamurundaki demir miktarının artışına bağlı olarak bitkide bulunan demir miktarı da artış göstermektedir. Bu sonuca göre ortamdaki demir kirliliği, bitki tarafından da önemli ölçüde temizlenmektedir.
Şekil 2. Başaklı sucivanperçemi’nin gövde ve yaprakları ile dip çamurunda demir (Fe+2) kirliliği dağılımı ve ilişki modeli Figure 2. Distribution of iron (Fe+2) pollution in Spiked water-milfoil‘s stem, leaves and base mud and correlation model
Dip çamuru örneklerinde saptanan demir miktarları ile kaynaktan uzaklık arasında istatistiksel olarak pozitif yönlü p≤0,05 düzeyinde bir ilişki bulunmuştur (Tablo 3). Ancak gövde ile yaprak örneklerinde ölçülen demir değerleri ile kaynaktan uzaklık arasında istatiksel bakımdan anlamlı bir ilişki bulunamamıştır. Porsuk barajı girişinde oldukça yüksek ölçülen demir kirlilik düzeyleri baraj çıkışında düşmüştür. Buna göre barajda demirin bir kısmı organizmalar bir kısmı da sedimentler tarafından tutulmaktadır. Belirlenen 8 örnekleme noktasından alınan bitkinin gövdesi ile dip çamuru örneklerinde saptanan demir miktarları ile kaynaktan uzaklık arasında istatistiksel olarak pozitif yönlü bir ilişki bulunmuştur (Tablo 3). Ancak yaprak örneklerinde ölçülen demir değerleri ile kaynaktan uzaklık arasındaki ilişki anlamlı bulunmamıştır.
Tablo 3. Dip çamuru, Başaklı sucivanperçemi’nin gövdesi ve yaprağında ölçülen demir (Fe+2) değerleri ile kaynaktan uzaklık ilişkisi Table 3. Correlation between distance of origin and measured iron (Fe+2) pollution in Spiked water-milfoil‘s stem, leaves.
* 0,05 düzeyinde anlamlı bir ilişki; ** 0,01 düzeyinde anlamlı bir ilişki 3.2. Kadmiyum (Cd+2) kirliliği ilişkisi
Elde edilen veriler topluca değerlendirildiğinde bitkinin gövdesi, yaprakları ve dip çamurunda bulunan kadmiyum (Cd+2) konsantrasyonlarının birbirlerinden farklı olduğu ve bunun istatistiksel olarak anlamlı olduğu bulunmuştur (Tablo 4). Buna göre ortamdaki kadmiyum kirliliği dip çamurunda yoğunlaşırken, bitki tarafından da önemli ölçüde alındığı anlaşılmaktadır. Ancak yaprakta bulunan kadmiyum birikimi gövdede bulunan miktardan daha fazla olmakla birlikte aralarındaki ilişki istatiksel bakımdan anlamlı bulunmamıştır. Buna göre kadmiyum bitkinin gövde ve yaprakları tarafından yaklaşık birbirine yakın oranlarda biriktirilmektedir.
Tablo 4. Başaklı sucivanperçemi’nin gövde ve yaprakları ile dip çamurunda kadmiyum (Cd+2) kirliliği ilişki düzeyleri Table 4. Correlation degrees of cadmium (Cd+2) pollution and Spiked water-milfoil‘s stem, leaves and base mud
* p≤0,05
Tüm örnek alanlardan elde edilen veriler topluca değerlendirildiğinde bitkinin gövdesi, yaprakları ve dip çamurunda bulunan kadmiyum miktarları arasında, istatistiksel olarak; ikinci derece bir denklemle ifade edilebilen bir ilişki bulunmuştur (Şekil 3). Buna göre dip çamurundaki kadmiyum miktarına bağlı olarak, bitkide bulunan kadmiyum miktarı da artış göstermektedir.
Şekil 3. Başaklı sucivanperçemi’nin gövdesi, yaprakları ve dip çamurunda bulunan kadmiyum (Cd+2) kirliliği dağılımı ve ilişki modeli Figure 3. Distribution of cadmium (Cd+2) pollution in Spiked water-milfoil‘s stem, leaves and base mud and correlation model
4.Tartışma ve sonuçlar
Porsuk Çayında ağır metal kirliliğinin saptanması amacıyla Başaklı Sucivanperçemi (Myriophyllum spicatum) gövde ve yaprakları biyomonitör olarak kullanılmıştır. Aynı noktalardan dip çamuru örnekleri de alınarak kimyasal analize tabi tutulmuştur. Ayrıca kaynaktan uzaklaştıkça elde edilen veriler ile mesafe arasında istatistiksel olarak anlamlı bir ilişkinin olup olmadığı da araştırılmıştır. Porsuk çayında kirli bölgelerden alınan Rana ridibunda kan örneklerinde mikronükleus oluşumunda bir artış olduğu ve bunun endüstriyel ve tarımsal kirlenmenin organizmalar üzerinde klastojenik etkiler gösterdiği, dolayısıyle bölgede yaşayan insan topluluğu üzerinde de benzer etkilerin olabileceği bildirilmektedir (Saleh and Zeytinoğlu, 2001). Yapılan bir diğer çalışmada ise ağır metal kirliliğini saptamak amacı ile biyoindikatör olarak Phragmites australis ve Sparganium erectum yaprakları kullanılmış ve Porsuk çayında ağır metal (Cd, Zn, Cu, Pb) kirlilik düzeylerinin kabul edilebilir sınırların çok üzerinde olduğu bulunmuştur (Yücel vd., 1995). Güney-Batı Polonya’da yapılan benzer bir çalışmalarda, Potamogeton pectinatus ve Myriophyllum spicatum’un ağır metal içeriği araştırılmış ve M. spicatum’da Cd+2 miktarı 7.1-8.8 mg/kg, Ni+2 miktarı 18-19 mg/kg, Pb+2 miktarı 469-850 mg/kg ve Zn+2 miktarı 313-315 mg/kg; Potamogeton pectinatus’da Cd+2 miktarı 1.1-1.5 mg/kg, Ni+2 miktarı 57-59 mg/kg, Pb+2 miktarı 151-237 mg/kg ve Zn+2 miktarı 246-272 mg/kg olarak bulunmuştur (Samecka-Cymerman ve Kempers, 2004). Bu çalışma sonuçları ile Polanya’da ölçülen değerler karşılaştırıldığında; Porsuk Çayında, bitkide bulunan Cd+2 miktarının daha düşük, Ni+2, Pb+2 ve Zn+2 miktarlarının daha yüksek olduğu görülmektedir. Sıvacı vd.(2004), Myriophyllum spicatum ve M. triphyllum türleri kullanılarak ağır metallerden kadmiyumun ortamdan uzaklaştırılmasını incelemiş ve bu türlerin ağır metallerin uzaklaştırılmasına katkıda bulunabileceğini bildirmişlerdir. Yapılan bir diğer araştırma da ise; Myriophyllum spicatum bitkisinin maksimum adsorbsiyon kapasitesini; Cu+2 için 10.37 mg/g, Zn+2 için 15.59 mg/g ve Pb+2 için 46.49 mg/g olarak tespit edilmiştir (Keskinkan vd., 2003). Toprakta izin verilebilir sınır demir (Fe+2) değeri 50 mg/kg olarak; bitkide izin verilebilir demir sınır değerleri ise 50-150 mg/kg arasında olduğu bildirilmektedir (Fergusson, 1990; Baumbach, 1996; Boşgelmez vd., 2001; Romheld and Marschner, 1991). Bu çalışmada; dip çamuru örneklerinde ölçülen demir değerleri; 20,4-2097 ppm arasında, Başaklı Sucivanperçemi gövde örneklerinde 20,5-740 ppm ve yaprak örneklerinde 40,5-988,5 ppm arasında tespit edilmiştir. Elde edilen veriler izin verilen sınır değerler ile karşılaştırıldığında, Porsuk çayında, bitkide izin verilen sınır değerler üzerinde ve yoğun bir demir kirliliği olduğu görülmektedir. Kaynaktan uzaklaştıkça dip çamuru ve bitkinin gövde örneklerinde ölçülen demir değerlerinde artış olduğu, elde edilen veriler ile mesafe arasında istatistiksel olarak p≤0,05 düzeyinde anlamlı bir ilişki bulunduğu belirlenmiştir. Başaklı Sucivanperçemi yaprak örneklerinde ölçülen demir değerleri ile kaynaktan uzaklık arasında ise istatistiksel olarak anlamlı bir ilişki bulunmamaktadır. Toprakta izin verilebilir sınır kadmiyum (Cd+2) değerleri 1-3 mg/kg arasında olmaktadır (Anonim, 1986; Fergusson, 1990; Baumbach, 1996; Boşgelmez et al., 2001; Romheld ve Marschner, 1991). Bitkide izin verilebilir kadmiyum sınır değerleri ise 0,03-3 mg/kg arasındadır (Markert,1994; Bergman,1983; Ross,1994; Fergusson, 1990; Baumbach, 1996; Boşgelmez et al., 2001; Romheld ve Marschner, 1991). Bu çalışmada; dip çamuru örneklerinde ölçülen kadmiyum değerleri; 0,5-7 ppm arasında, Başaklı Sucivanperçemi bitkisinin gövde örneklerinde 0,5-2 ppm arasında ve yaprak örneklerinde 0,5-3 ppm arasında olduğu tespit edilmiştir. Ölçülen değerler doğrultusunda; Kütahya giriş, Kütahya çıkış ve Porsuk Barajı girişinden alınan dip çamuru örneklerinde kadmiyum kirliliğinin sınır değerlerin üzerinde olduğu tespit edilmiştir. Porsuk barajına kadar göreceli olarak artan kadmiyum miktarının, baraj çıkışından itibaren daha düşük sevilerde olduğu görülmektedir. Bu da kadmiyumun bir şekilde barajda tutulduğunu göstermektedir. Bitkinin gövde ve yaprak örneklerinde ölçülen kadmiyum değerleri ise izin verilebilir sınır değerlerin üzerine çıkmadığı görülmüştür. Tüm sonuçlar kaynaktan uzaklık bakımından değerlendirildiğinde; dip çamuru, bitkinin gövde ve yaprak örneklerinde ölçülen kadmiyumun değerleri ile kaynaktan uzaklık arasında istatistiksel olarak anlamlı bir ilişki bulunamamıştır. Toprakta izin verilebilir sınır nikel değerleri 30-75 mg/kg olmaktadır (Anonim, 1986; Baumbach, 1996; Boşgelmez vd, 2001; Romheld ve Marschner, 1991). Bitkide izin verilebilir Ni+2 limit değerleri 25-40 mg/kg arasında olmaktadır (Fergusson, 1990; Baumbach, 1996; Romheld ve Marschner, 1991). Bu çalışmada; dip çamuru örneklerinde ölçülen nikel (Ni+2) değerleri; 85-1006 ppm arasında, Başaklı Sucivanperçemi’nin gövde örneklerinde 27-204,5 ppm arasında ve yaprak örneklerinde 28,5-312,5 ppm arasında tespit edilmiştir. Elde edilen sonuçlar karşılaştırıldığında, dip çamurunda ölçülen değerlerin izin verilebilir sınır değerden yaklaşık 13 kat; bitki örneklerinde ölçülen nikel miktarının ise 7 kat daha fazla olduğu görülmektedir. Buna göre porsuk çayında yoğun bir şekilde nikel kirliliği olduğu ve bazı önlemler alınmasının zorunlu olduğu açıkça görülmektedir. Kaynaktan uzaklaştıkça dip çamuru ve bitkinin gövde örneklerinde ölçülen nikel değerlerinde artış olduğu, elde edilen veriler ile mesafe arasında istatistiksel olarak p≤0,05 düzeyinde anlamlı bir ilişki bulunduğu belirlenmiştir. Bitkinin yaprak örneklerinde ölçülen nikel değerleri ile kaynaktan uzaklık arasında ise istatistiksel olarak anlamlı bir ilişki bulunamamıştır. Toprakta izin verilebilir sınır kurşun değerleri 50-100 mg/kg olarak (Anonim, 1986; Fergusson, 1990; Boşgelmez vd., 2001; Romheld ve Marschner, 1991); bitkide izin verilebilir kurşun sınır değerleri ise 1 ppm olarak bildirilmiştir (Markert, 1994; Bergman, 1983). Bu çalışmada; dip çamuru örneklerinde ölçülen kurşun (Pb+2) değerleri; 16-404 ppm arasında, Başaklı Sucivanperçemi’nin gövde örneklerinde 13-302,5 ppm arasında ve yaprak örneklerinde 1-235 ppm arasında tespit edilmiştir. Bitkinin gövde ve yaprak örneklerinin kimyasal analizi sonucunda elde edilen değerler izin verilebilir sınır değerlerin oldukça üzerinde bulunmuştur. Elde edilen sonuçlar karşılaştırıldığında, dip çamurunda ölçülen kurşun miktarının izin verilebilir sınır değerden yaklaşık 4 kat; bitki örneklerinde ölçülen kurşun miktarının ise 302 kat daha fazla olduğu görülmektedir. Su kaynağından uzaklık ile; dip çamuru ve Bitkinin gövde ve yaprak örneklerinde ölçülen kurşun değerleri arasında istatistiksel olarak pozitif yönde p≤0,05 düzeyinde anlamlı bir ilişki bulunduğu belirlenmiştir. Buna göre kaynaktan uzaklaştıkça kurşun kirliliği de artmaktadır. Toprakta izin verilebilir sınır çinko değerleri 150-300 mg/kg (Anonim, 1986; Fergusson, 1990; Baumbach, 1996; Boşgelmez vd., 2001; Romheld ve Marschner, 1991); bitkide izin verilebilir çinko limit değerleri 80-200 mg/kg arasında olması gerektiği bildirilmektedir (Fergusson, 1990; Baumbach, 1996; Boşgelmez vd., 2001; Romheld ve Marschner, 1991). Bu çalışmada; dip çamuru örneklerinde ölçülen çinko (Zn+2) değerleri; 18-589 ppm arasında, Başaklı Sucivanperçemi’nin gövde örneklerinde 60-235,5 ppm arasında ve yaprak örneklerinde 110-465,5 ppm arasında tespit edilmiştir. Kütahya çıkış ve Porsuk Barajından alınan dip çamuru ve bitkinin gövde örneklerinde, Kütahya giriş, Kütahya çıkış, Porsuk Barajı ve Eskişehir çıkıştan alınan bitkinin yaprak örneklerinde ölçülen çinko değerleri izin verilebilir sınır değerlerin üzerinde bulunmuştur. Elde edilen sonuçlar karşılaştırıldığında, dip çamurunda ölçülen çinko miktarının izin verilebilir sınır değerden yaklaşık 1,9 kat; bitki örneklerinde ölçülen çinko miktarının ise 2,3 kat daha fazla olduğu görülmektedir. Su kaynağından uzaklaştıkça dip çamuru ve bitkinin gövde ve yaprak örneklerinde ölçülen çinko değerleri arasında istatistiksel olarak pozitif yönde p≤0,05 düzeyinde anlamlı bir ilişki olduğu belirlenmiştir. Bu sonuca göre Porsuk çayının kaynağından uzaklaştıkça çinko kirliliği de artmaktadır. Kıta içi su kaynaklarının su kalite kriterlerine göre Porsuk çayı; Ağaçköy Regülatöründen Kütahya Belediyesi Atık Su Arıtma Tesislerine kadar 1. sınıf (temiz su) fosfor açısından 2. sınıf, daha sonra birçok parametreler açısından 4. sınıf (çok kirlenmiş su) yani hiçbir amaçla kullanılmaması gerekli su durumuna gelmekte ve bu şekilde Porsuk Barajı rezervuarına girmekte; Porsuk Baraj çıkışında ise Amonyak ve Fosfor bakımından ancak 3. sınıfa düşmekte; Eskişehir Bölümünde ise Eskişehir Büyükşehir Belediyesi Evsel Atıkların hemen öncesinde temiz (2. sınıf) olan değerler, Eskişehir Şeker Fabrikaları ve Eskişehir Belediyesi Evsel Atıklarından hemen sonra çok kirlenmiş (4. sınıf) değerlere ulaşmaktadır (Anonim, 2008). Bu sonuçlara göre Porsuk çayı bir çok parametre açısından çok kirlenmiş (4. Sınıf) su kalitesinde olup hiçbir amaçla kullanılmaması gerekli su durumunda olmasına karşın tarımsal amaçlı kullanılmasının yanı sıra, Eskişehir’in içme-kullanma suyu olarak kullanılıyor olması insan sağlı açısından önemli risk oluşturmaktadır. Yapılan bu araştırma sonucunda elde edilen sonuçlar topluca değerlendirildiğinde, Porsuk çayında izin verilebilir sınır değerlerin üzerinde bir ağır metal kirliliğinin olduğu saptanmıştır. Ayrıca Başaklı Sucivanperçemi (Myriophyllum spicatum) bitkisinin ağır metalleri absorbe ettiği ve kirli su ortamlarının temizlenmesinde kullanılabilecek özelliklere sahip olduğu belirlenmiştir.
Teşekkürler
Makalenin yayına hazırlık aşamasındaki katkılarından dolayı Doç.Dr. Yunus DOĞAN’a ve Doç Dr. Aykut GÜVENSEN’e teşekkür ederiz.
Kaynaklar
Anonim. 2008. Çevre ve Orman Bakanlığı DSİ Havza kirliliği konferansı. Güneş Ofset. İzmir. Aiken, S.G., Newroth, P.R, Wile I. 1979. The biology of Canadian weeds. 34. Myriophyllum spicatum L. Canadian Journal of Plant Science. 59. 201–215. Baumbach, G. 1996. Air Quality Control. Springer, Berlin. Bereket, G., Yücel, E. 1990. Monitoring of heavy metal pollution of traffic origin in Eskişehir. Doğa Türk Kimya Dergisi. 14/4. 266-271. Boşgelmez A., Boşgelmez İ.İ., Savaşçı S., Paslı N. 2001. Ekoloji–II Toprak. Başkent Klişe Matbaacılık. Ankara. Carpenter, S.R., Lodge, D.S. 1986. Effects of submersed macrophytes on ecosystem processes. Aquatic Botany 23. 341–370. Çavuşoğlu, K., Kılıç, S., Kılıç, M. 2009. Effects of lead (Pb) pollution caused by vehicles on the anatomy of pine (Pinus nigra Arn. subsp. pallasiana) and cedar (Cedrus libani A. Rich.) leaves. Biological Diversity and Conservation (BioDiCon), Volume 2/3. 92-98. Çelik S., Yücel E., Çelik S., Gücel S., Öztürk M. 2010. Carolina poplar (Populus x canadensis)as a biomonitor of trace elements in Black sea region of Turkey. Journal Of Environmental Biology. 31. 225-235. Gücel, S., Öztürk, M., Yücel, E., Kadis, C., Güvensen, A. 2009. Studies on trace metals in soils and plants growıng in the vicinity af copper mining area - Lefke, Cyprus. Fresenius Environmental Bulletin. Volume 18/3. 360-368. Halvin, J.L. Soltanpour P.N. 1980. A nitric acid plant tissue digest method for use with induvtively-coupled plasma spectrometry. Commun. Soil Sci. and Plant Anal. 11. 969-80. Keskinkan O., Göksu M.Z.L., Yüceer A., Başıbüyük M. Ve Forster C.F. 2003. Heavy metal adsorption characteristics of a submerged aquatic plant (Myriophyllum spicatum). Process Biochemistry 39.179-183. Kılıç S., Çavuşoğlu K., Kılıç M. 2009. The effects of lead (Pb) pollution caused by vehicles on the pollen germination and pollen tube growth of apricot (Prunus armeniaca cv. Sekerpare). Biological Diversity and Conservation (BioDiCon), Volume 2/3. 23-28 Kuyucak N, Volesky B. 1989. Biosorbents for recovery of metals from industrial solutions. Biotechnol Lett 1989;10:137-42. Lacher C, Smith RW. 2002. Sorption of Hg by Potamogeton natans dead biomass. Min Eng. 15:187-91. Markert, B. 1994. Plants of biomonitors-potential advantages and problems. In: Adriano, D.C., Chen, Z.S., Yang, S.S. (Eds.), Biochemistry of trace elements. science of technology letters, Nortwood, NY, pp. 601–613. Öztürk, M., Uysal, T., Güvensen, A. 1994. Lemna minor L.' ün su arıtımındaki rolü”. XII.Ulusal Biyoloji Kongresi, Edirne, Cilt III, 68-70. Öztürk, M., Alyanak, İ., Sakçalı, S., Güvensen, A. 2005. Multipurpose Plant Systems for Renovation of Waste Waters. The Arabian Journal for Science and Engineering,30:17-28. Romheld, V., Marschner, H. 1991. Function of micronutrients in plants. In: Mortvelt, J.J. (Eds.), Micronutrient in Agriculture, second ed. SSSA Book Ser. 4. SSSA. Madison, WI. Ross, M.S., 1994. Sources and form of potentially toxic metals in soil-plant ststems. In:Toxic Metals in Soil-Plant Systems (ed M.S.Ross) pp.3- 25. John Wiley, Chichester. Samecka-Cymerman A. and Kempers A.J. 1994. Toxic metals in aquatic plants surviving in surface water polluted by copper mining industry. Ecotoxicology and Environmental Safety. 59. 64–69 Saleh, K., Zeytinoğlu, H. 2001. Micronucleus test in peripheral erytrocytes of Rana ridibunda as an indicator of environmental pollution. A. Ü. Bilim ve Teknoloji Dergisi. Cilt 2/1. 77-82. Sawidis, T., Chettri, M.K., Zachariadis, G.A., Stratis, J.A. 1995. Heavy metals in aquatic plants and sediments from water systems in Macedonia. Greece. Ecotoxicol Environ Safety. 32. 73–80. Seçmen, Ö., Leblebici, E. 1997. Türkiye sulak alan bitkileri ve bitki örtüsü. E.Ü. Basımevi. İzmir. Sıvacı E.R., Sıvacı A., Sökmen M. 2004. Biosorption of cadmium by Myriophyllum spicatum L. and Myriophyllum triphyllum orchard. Chemosphere. 56. 1043–1048. Yan, G., Viraraghavan, T. 2003. Heavy-metal removal from aqueous solution by fungus Mucor rrouxii. Water Research. 37. 4486–4496. Yücel, E. 1996. Asya Servi Kavağı (Populus usbekistanica ssp. usbekistanica cv.“Afghanica”) kullanılarak Kütahya ilinde trafik kökenli Pb, Cd ve Zn kirliliğinin araştırılması”. Doğa Türk Botanik Dergisi. 20/2. 113-116. Yücel, E. Doğan, F., Öztürk, M.. 1995. Porsuk çayında ağır metal kirlilik düzeyleri ve halk sağlığı ilişkisi. Ekoloji (Çevre Dergisi). 17. 29-32. Yücel, E. Hatipoğlu A., Sözen E., Güner T. Ş. 2008. The effects of the lead (PbCl2) on mitotic cell division of Anatolian Black Pine (Pinus nigra ssp. pallasiana). Biological Diversity and Conservation (BioDiCon), Volume 1/2. 124-129. Yüce, G. 2007. Spatial distribution of groundwater pollution in the Porsuk river basin (PRB) Turkey. International Journal of Environment and Pollution. 30/3-4. 529 – 547. |
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
