Akarsu Ekosistemlerinin Ötrofikasyon Oluşumuna Karşı Hassasiyeti: Sarıçay ve
Karamenderes Örnekleri
Esra KOÇUM
Çanakkale Onsekiz Mart Üniversitesi, Fen-Edebiyat Fak., Biyoloji Bölümü, Çanakkale, TÜRKİYE
*Sorumlu Yazar Geliş Tarihi : 03.11.2009
e-posta: kocuej@gmail.com Kabul Tarihi : 01.12.2009
Özet
Hidrolojik özelliklerinden dolayı akarsu ekosistemlerinin ötrofikasyon oluşumuna karşı dirençli sistemler oldukları yönündeki düşünce bu sistemlerinde antropojenik nitrojen ve fosfor yüküne karşı diğer sucul ekosistemler kadar hassas olduğunu gösteren çalışmalarla geçerliliğini yitirmiştir. Akarsu havzalarındaki tarım, kentleşme ve ormansızlaştırma gibi arazi kullanımı değişiklikleri bu ekosistemlerde ötrofikasyon oluşumuna yol açan en önemli sebeptir. Havzalarında insan eliyle oluşturulan değişiklikler nedeniyle akarsulara ulaşan yıllık fosfor yükünde küresel ölçekte endüstriyel devrim öncesine göre 3 katlık yıllık nitrojen yükünde ise en az 2 katlık artış meydana gelmiştir. Bu artışların akarsu içerisinde yine insan eliyle yapılan ve su akışı ile sedimentasyon rejimini değiştiren baraj, sulama kanalları ve göletlerin varlığının yol açtığı etkilerle birleşmesi akarsuları ötrofikasyon oluşumuna çok daha yatkın kılmaktadır. Akarsu ekosistemlerinin bu soruna karşı dayanıklılıkları başlıca drenaj alanlarının toprak ve kayaç yapısına, arazi kullanım şekline, su akış rejimine ve iklim özelliklerine bağlı olarak değişim gösterebilmektedir. Genel olarak doğal vejetasyon örtüsünün korunduğu ve daha az tarım arazisi bulunan havzalara sahip akarsulara ulaşan nitrojen ve fosfor girdisi daha düşük olurken kalkerli topraklarda fosforun daha fazla birikerek alıcı su kütlelerine geçişinin yavaşladığı bilinmektedir. Akarsu havzalarındaki insan nüfusu yoğunluğu da bu geçişi etkileyen bir diğer faktör olup artan nüfus yoğunluğu ile nehirlere karışan nitrojen ve fosfor yükünün arttığı bilinmektedir. Bu derleme çalışmasında akarsu ekosistemlerinin ötrofikasyon gelişimini etkileyebilecek genel özellikleri tartışıldıktan sonra her ikiside aynı coğrafi iklim kuşağında yer alan ve ötrofikasyon oluşumu potansiyelleri bakımından daha önce çalışılmış olan Sarıçay ve Karamenderes çayları bu açıdan birbirleri ile karşılaştırılmıştır.
Anahtar Kelimeler: ötrofikasyon, akarsu, havza, arazi kullanımı, toprak yapısı, iklim. Abstract
The opinion that owing to their hydrological characteristics lotic ecosystems are more resistant to eutrophication is no longer plausible due to studies showing that these ecosystems are also sensitive to the anthropogenic inputs of nitrogen and phosphorus much like the other aquatic ecosystems. Land use changes in their catchment due to transformation of natural ecosytems into agricultural land, urbanization and deforestration is the most important cause for the eutrophication of lotic ecosystems. The amount of annual inputs of phosphorus and nitrogen into lotic ecosystems has increased by three and two times, respectively due to human made changes in their catchments. These increases together with the effects caused by alternation of flow and sedimentation regime through building of dams, irrigation channels and impoundments by humans make lotic ecosystems more prone to eutrophication. The vulnerability of lotic ecosystems against this problem mainly varies depending on soil and geological characteristics and land use properties of their catchment, flow regime and climate. In general nitrogen and phosphorus inputs are lower into lotic ecosytems draining areas where natural vegetation is maintained and also accumulation of phosphorus in calcareous soils slows downs its leaching into receiving water bodies. Human population density in drainage areas of lotic ecosystems is another factor affecting amount of leaching and nitrogen and phosphorus loading increases with human population density. In this review after a discussion of general characteristics of lotic ecosystems affecting their eutrophication potentials two lotic ecosystems, Sarıçay and Karamenderes rivers both are in the same geographic climate zone and were previously studied for their eutrophication potentials were compared for their vulnerability to eutrophication.
Keywords: eutrophication, lotic ecosystems, drainage area, land use, soil structure, climate.
GİRİŞ
Sucul ekosistemlerin nitrojen ve fosforlu bitki besinlerince (nutrient) zenginleşmesi sonucu birincil üretim miktarı artarak organik madde üretimi ile tüketimi arasındaki denge bozulur. Ötrofikasyon olarak adlandırılan bu durum küresel ölçekteki yaygınlığı, biyoçeşitlilik ve element döngüleri üzerindeki olumsuz etkileri, yol açtığı ekonomik kayıplar ile daha gözle görülebilir sonuçları olan suyun renk ve kokusundaki değişimler, anokziya, toplu omurgalı ve omurgasız
ölümleri nedenleriyle iklim değişimi ile birlikte en fazla ilgi gören küresel çevre sorunlarından birisidir [1]. İlk kez 19.yy.da göl ekosistemlerinde tespit edilip üzerinde çalışılmaya başlanan ötrofikasyon oluşumunun bugün kıyısal sularda da yaygın olduğu bilinmektedir [2]. İlgili bilim çevrelerinde akarsu ekosistemlerinin morfolojik, hidrolojik ve fiziksel özellikleri nedeniyle bu soruna karşı duyarlı olmadıkları yönündeki egemen görüş nedeniyle ötrofikasyonun akarsular için de bir sorun olabileceği gerçeği göz ardı edilmiştir. Ancak akarsularında nitrojen ve fosfor yüklenmesine karşı hassas olduğunu gösteren
artan sayıdaki çalışma ile bu sistemlerinde lentik ve kıyısal ekosistemler gibi ötrofikasyona karşı hassas oldukları kabul edilmektedir [3,4]. Farklı akarsuların ötrofikasyona karşı hassasiyet düzeylerinin aynı olup olmadığını anlamak için bir akarsu ekosisteminde ötrofikasyon oluşumunun nelere bağlı olduğunu öncelikle havza ölçeğinde daha sonra akarsu ekosistemi içerisinde ele almak gerekmektedir.
Akarsu ekosistemlerinde ötrofikasyon oluşum mekanizmasına havza ölçeğinde bir bakış
Karadan suya madde ve su taşınımı konusundaki işlevlerinden dolayı akarsuların sucul ve karasal ekosistemleri birbirlerine bağlayan köprü işlevi görmeleri onları aynı zamanda drenaj havzalarındaki insan aktivitelerine karşı hassas hale getirmektedir. Akarsuları etkileyen belli başlı insan etkileri suyun akış rejimini değiştiren, barajlar, kanallar inşa edilmesi ve akarsu havzasındaki arazi kullanım özelliklerini değişimi ile buraya ulaşan madde miktarındaki değişimlerdir. Endüstriyel devrim öncesine göre insan aktiviteleri sonucu karasal nitrojen döngüsündeki nitrojen miktarında 2 katlık [5], fosfor miktarında ise % 75 lik [6] artışlar meydana gelmiştir. Bunun anlamı yüzey sularına karışan ve oradan akarsularca kıyısal sulara taşınan N ve P miktarının artmasıdır [7]. Akarsudaki birincil üretim miktarını artırıp artırmayacağı yani ötrofikasyona yol açıp açmayacağı ise bir çok faktöre bağlıdır. Bu faktörler göl ve rezervuar ekosistemlerinde iyi anlaşılmış olmakla birlikte aynı durum akarsular için geçerli değildir. Bir akarsu ekosisteminde ötrofikasyon oluşup oluşmayacağının anlaşılması için öncelikle havza ölçeğinde besin taşınımı ve tutulumu ile her ikisindeki yer ve zamana bağlı değişimin ortaya konulması gerekir [8]. Böylece akarsulara olan besin girdisi ile bundaki değişimler tahmin edilip buna uygun tepki (ötrofikasyon) modelleri geliştirilebilir.
Havza ölçeğinde ele alındığında akarsulara ulaşan besin miktarı başlıca, havza büyüklüğü/ akarsu çatallanma oranı ile toprak, kayaç yapısı, yağış rejimi ve arazi kullanımı özelliklerince belirlenmektedir. Bu özelliklerden akarsu havza yüzölçümü ve çatallanma oranı arttıkça akarsuya ulaşan besin miktarı da artmaktadır. Havza toprak ve kayaç yapısı ele alındığında tarımsal topraklara uygulanan gübre miktarının yüzdesi olarak killi-tınlı topraklardan alıcı su kütlelerine olan nitrojen taşınımı % 10 ile % 40 arasında değişim gösterirken bu değerin kumlu topraklarda % 25 ile % 80 aralığında değiştiği [9] görülmektedir. Volkanik kayaç yapısı üzerindeki ormanlık alandan olan toplam fosfor taşınımının (ort.= 4,7 kg P km-2 yıl-1) tortul kayaç
yapısına sahip alandan olana (ort.= 11,7 kg P km-2 yıl -1) göre daha düşük olduğu [10] ve kalkerli havzaya
sahip olan akarsulardaki fosfor yoğunluğunun kalkerli olmayan havzaya sahip akarsulardakinden çok daha düşük olduğunu [11] gösteren çalışmalar mevcuttur.
Ötrofikasyon sorunu ele alınırken tarımsal alanlardan olan fosfor kayıpları gittikçe artan bir ilgi görmekte olup bunun nedenlerinden birisi bu kayıpların yüzey sularına olan toplam fosfor girdisi içerisindeki payıdır. Avrupa Çevre Ajansı verilerine göre AB ülkelerinde sulara karışan toplam fosforun yarısı tarımsal kaynaklı olup [12] bu oran noktasal kaynaklardan olan fosfor girdisinin azaltıldığı ülkelerde daha yüksektir [13]. Fosfor kayıplarını ilgi odağı yapan diğer bir neden ise hem göl/rezervuar hem de akarsu sistemlerinde askıda klorofil a miktarının artan fosfora tepki olarak tahmin edilebilir değişimler göstermesi [14,15,16] ve nehirlerde toplam fosfor ile askıda klorofil a seviyeleri arasında doğrusal bir ilişkinin bulunmasıdır [17]. Bu nedenlerle tarımsal alanlardan olan fosfor kayıpları AB tarafından 2015 yılı itibarıyla yüzey suları için ulaşılması istenen “iyi ekolojik durum” hedefine ulaşmak için gerekli olan entegre havza yönetiminin önemli bir parçası olarak görülmelidir.
Arazi kullanımı ile ilgili özellikler
Göl ve akarsu havzalarında insanların neden olduğu arazi kullanımı değişiklikleri yüzey sularına olan nitrojen ve fosfor girdisini arttırmaktadır [18]. Genellikle doğal orman örtüsünün, sulak alanların korunduğu havzaya sahip akarsulara ulaşan besin girdisi düşük olurken doğal vejetasyon örtüsünün yerini tarım/otlatma alanlarının ya da kent ve yolların aldığı havzaların N ve P tutma kapasitesi azalmakta [örn; 19], ormanlık alanların yok edildiği havzalardan olan kayıplar ise artmaktadır [20]. Kentleşmenin yoğun olduğu havzalardaki insan nüfusu yoğunluğu ise akarsulara giren besin miktarını arttıran başka bir faktördür. Tarım, havza alanlarındaki insan faaliyetleri içerisinde akarsulara besin girişini arttıran en önemli etkendir. Bunun nedeni artan insan nufusunun gıda gereksinimin karşılanması için gün geçtikçe daha fazla alanın tarıma açılması [21] ve verimliliğin artırılması için kullanılan gübre miktarındaki artış [22] ile birçok akarsuyun geçtiği ova ve delta alanlarının verimli tarım arazileri ile kaplı olmasıdır. Son 10-20 yıllık süreçteki araştırmalar tarımsal uygulamaların (gübreleme, sulama) arazi ve çiftlik ölçeğinde meydana gelen besin kayıpları ile N ve P besin elementlerinin hangi kimyasal formda topraktan aşınıma uğradığını belirleyen en önemli etken olduğu [23] ile yüzey ve deniz sularına karışan nitrojenin 2/3 ü ile fosforun 1/3 ünden sorumlu olduğunu ortaya koymuştur [24]. 2000 yılı hesaplamalarına göre tarımda kullanılan yıllık nitrojen ve fosfor miktarlarının küresel ölçekte nehirlerce taşınan miktarlarının 2,42 ve 0,83 katına eşit olup elli yıllık süreçte bu miktarlarda iki katlık artış beklenilmektedir [22].
Bütün akarsular ötrofikasyon oluşumuna karşı aynı düzeyde mi duyarlıdır?
Havza ölçeğinde bir akarsuya olan besin girişini etkileyen faktörlerin ortaya konulmasından sonra bir
akarsuyu besince zenginleşmeye karşı hassas kılan faktörlerin de anlaşılması ile akarsularda ötrofikasyon oluşum mekanizması ortaya konulabilir. Ötrofikasyonun oluşması için öncelikle akarsuya ulaşan besinlerin birincil üretici canlılar tarafından kullanılması gereklidir. Bu ise başlıca besinlerin akarsu kanalı içerisindeki kalış süresine ve bunların birincil üretici canlılarca kullanımını etkileyen ışık yoğunluğu gibi bir başka faktörün sınırlayıcı olmamasına bağlıdır.
Akarsularda su akış hızı ve su konaklama süresindeki heterojenlik besinlerin ve birincil üreticilerin kalış süresini etkileyerek planktonik canlıların populasyon büyüklüğünü belirleyen bir mekanizmadır [25,26,27,28]. Akış rejimi akarsuya karışan besinlerin ve bu besinleri kullanan birincil üretici canlıların burada kalış süresini ve ayrıca birincil üretici canlılarla beslenen avcı komünitesi tür kompozisyonu belirlediği için bir akarsuyun ötrofikasyon oluşumuna ne denli açık olduğunun anlaşılmasında anahtar role sahiptir [29]. Akarsu içerisinde planktonik alg biyokütlesinin artması için alg hücrelerinin akıntı ile sürüklenmeden önce yeterli sayıda bölünme geçirip populasyonlarını büyütmeleri gereklidir. Suyun konaklama süresinin alglerin bölünme süresinden az olduğu durumda ise alg populasyonları taşınarak seyreltilir ve biyokütle artışı meydana gelmez. Büyük ve derin akarsularda suyun konaklama süresi uzun olduğu için fitoplankton biyokütlesi artışları özellikle orta ve ağız kesimlerde meydana gelir [30]. Akarsu kanalı morfolojisi de suyun akış rejimini etkilediği için dolaylı olarak besin ve alglerin konaklama süresini de etkileyebilir. Kanalın daraldığı yerlerde hız artarken genişlediği ya da büklümler yaptığı yerlerde düşer ve konaklama süresi uzar. Akarsuların üzerine inşa edilen barajlar, sulama kanalları ya da yine insan eli ile yapılan ve kanal şeklini değiştiren diğer mühendislik çalışmaları
da (gölet yapmak gibi) suyun akış hızını değiştirerek alg biyokütlesi birikimini etkileyebilir. Akış hızı ile klorofil a miktarı arasında negatif korelasyon olduğunu gösteren birçok çalışma mevcuttur [örn., 31]. Akarsuların besince zenginleşmeye verecekleri tepkiyi belirleyen diğer bir faktörde ışıktır. Konaklama süresinin durgun sulara göre kısa olmasının yanısıra yanal erozyon ve sürekli akıntı nedenleriyle akarsular göllere göre birincil üretim miktarının ışık yoğunluğu tarafından daha fazla sınırlandırılma olasılığının olduğu ortamlardır [32]. Alg gelişiminin ışık tarafından sınırlanması özellikle ormanlık alanlardan geçen akarsularda görülür. Üzeri ya da kenarları vejetasyonla kaplı olmayan akarsularda ise gölgelenme miktarı düşeceğinden ışık sınırlaması azalır ve alg sayısal artışlarına rastlanır [8]. İnsan eliyle akarsu kenar vejatasyonunun yok edilmesi ve ormansızlaştırma akarsulardaki gölgelenmeyi azaltarak bunları ötrofikasyona daha yatkın kılmaktadır.
Ötrofikasyon potansiyeli bakımından Sarıçay ve Karamenderes çaylarının karşılaştırılması
Sarıçay ve Karamenderes çayları Kaz Dağı’ndan doğup Çanakkale Boğazı’na dökülürler (Şekil 1). Sarıçay 40 km uzunluğunda olup 393,78 km2 havza alanına
sahipken [33] 110 km uzunluğundaki Karamenderes’in havza yüzölçümü 1960 km2 dir [34]. Sarıçay havzasının
jeolojik özellikleri (Çizelge 1) ağırlıklı olarak Tersiyer yaşlı andezit ve tüfler ile Paleozoik metamorfik kayaçlar ve Tersiyer tortul kayaçları şeklinde tanımlanırken [33] Karamenderes havzasının jeolojik yapısını Paleozoik ve Mezozoik kristalize kireçtaşı ve serpentin oluşumları, Tersiyer volkanik kayaçlar ile daha genç alüvyon, kum, kil ve kireçtaşı birikimleri karekterize etmektedir [35].
Havzalarındaki insan kaynaklı etkiler ele alındığında (Çizelge 1) her iki akarsuyun akış rejimi üzerlerinde
ÖZELLİK SARIÇAY KARAMENDERES
Kaynak Kaz Dağları Kaz Dağları
Döküldüğü yer Çanakkale Boğazı Çanakkale Boğazı
Uzunluk (km) 40 110
Uzun yıllar ort. debi (m3 /sn) Min.=0 Mak.=11,90 Min.=0 Mak.= 30
Çatallanma oranı veri yok. 5
Havza yüzölçümü (km2) 393,78 1960
Jeolojik özellikler Volkanik, tortul, metamorfik kayaçlar, alüvyon.
Kristalin kireçtaşı, serpentin, volkanik kayaç, kireçtaşı.
En büyük yükselti (m) 833 (Dede Tepe) 1774 (Kaz Dağı) Başlıca insan kaynaklı stress faktörleri Baraj (2,218 hm3, 1973)
tarım, kentleşme, evsel, endüstriyel atık salınımı, kanal kenarı vejetasyonu temizliği
Tarım, baraj (3,82 hm3, 1996) sulama,
hayvancılık, ormancılık, mandıra, taş ocakları, sulak alan kurutma.
bulunan baraj nedeniyle bozulmaya uğramıştır. Sarıçay ve Karamenderes çaylarının maksimum debileri 11,90 m3sn-1 ve 30 m3sn-1 olup Sarıçay’da suyun konaklama
süresinin akış hızının daha düşük oluşu nedeniyle daha uzun olabileceği ortaya çıkmaktadır. Sarıçay havzasındaki diğer başlıca insan kaynaklı etkinlikler tarım, kentleşme, noktasal kaynaklardan olan evsel (kanalizasyon) atık salınımı, ormancılık ve otlatma olarak sayılabilir [36,37]. Karamenderes havzasında ise ağırlıklı olarak tarımsal faaliyetler yapılmakta olup bunun yanısıra otlatma, ormancılık, taş ocağı işletmeciliği [38,39] ve sulak alan kurutulması [40] diğer insan kaynaklı etkinlikleri oluşturmaktadır (Çizelge 1). Her iki akarsu havzasında da çoklu ve benzer nitelikte insan kaynaklı stress faktörlerinin mevcut olduğu görülmektedir.
İki akarsu ötrofikasyon özellikleri bakımından karşılaştırıldığında (Çizelge 2) amonyum, nitrat ve fosfat yoğunluklarının Sarıçay’da, silikat yoğunluğunun ise Karamenderes Çayı’nda daha yüksek olduğu görülmektedir. Molar TIN: PO43- ve TIN: SiO
2- oranları
ise her iki akarsu içinde potansiyel fosfat ve silikat sınırlamasının söz konusu olduğunu ve fosfor için bu olasılığın Karamenderes Çayı’nda daha güçlü hale geldiğini göstermektedir. Klorofil a miktarlarında Sarıçay’da hem yıllık varyasyonun hem de maksimum değerin Karamenderes Çayı’ndan daha yüksek olduğu (Çizelge 2) ve Karamenderes Çayı’ndakinin tersine klorofil a miktarının çayın ağzına doğru artan bir değişim gösterdiği görülmektedir (Şekil 2). Bu durum Sarıçay’da fitoplankton biyokütlesinin besince zenginleşmeye karşı daha fazla ve ağza doğru artış gösteren doğrultuda tepki verdiğini göstermektedir. Fitoplankton tür kompozisyonu
açısından nitel düzeyde bir karşılaştırma yapıldığında ise Karamenderes Çayı’nda çeşitliliğin daha yüksek olduğu ortaya çıkmaktadır. En yüksek klorofil a miktarının ölçüldüğü aylarda Sarıçay fitoplankton kominitesinde
Peridinium spp., Karamenderes Çayı’nda Stephanodiscus spp. üyelerinin baskın oldukları görülmüştür [34,41]).
Denize doğru yatağının genişlemesi ile Sarıçay ağza yakın kısımda durgun su özelliği kazanmaktadır. Bu ağza yakın kısımlarına doğru karışan evsel atıkların (arıtılmamış lağım suları, deterjanlı sular) neden olduğu amonyum artışı ve fosfor ve nitrat miktarlarındaki ağza doğru olan artış ile birleştiğinde çayın aşağı kısmında yüksek fitoplankton biyokütlesi oluşumu için elverişli ortam oluşturmuştur. Karamenderes Çayı’nda ise su yine ağza doğru durgun özellik kazanmakla birlikte klorofil a seviyeleri Sarıçay’da ölçülen değerler ile karşılaştırıldığında çok daha düşüktür (Şekil 2). Diğer besin elementlerinin yoğunluğunun yüksek olması ve tatlı su ekosistemlerinde fosforun fitoplankton üretim ve biyokütlesi üzerinde genellikle sınırlayıcı olduğu [42] dikkate alındığında bunun olası nedeni fosfor miktarının düşük olmasının fitoplankton biyokütlesi oluşumu üzerinde sınırlayıcı bir etki oluşturmasıdır (Kocum ve Akgul 2009). İki akarsuyun havza jeolojik ve arazi kullanım özelliklerindeki benzerlikler göz önüne alındığında Sarıçay’ın ağzına yakın kısımlarındaki noktasal kaynaklardan suya karışan arıtılmamış kanalizasyon salınımı suya karışan fosfat ve amonyum çayın durgun özellik kazandığı bu kısmında, ışık yoğunluğunun elverişli olduğu dönemde yüksek fitoplankton biyokütlesi oluşumuna yol açmıştır [34].
Özellik Sarıçay Karamenderes
Işık geçirgenliği Secchi disk derinliği 0,25 - 1,06 m
Toplam katı madde 258 - 989 mg L-1 NH4+ (µM) 0,14 – 44,75 0,05 – 9,01 NO3- (µM) 411, 71 – 87,25 13,36 - 150 PO43- (µM) <0,1 – 13,15 <0,1 - 5 SiO2- (µM) 7,14 - 78,24 53 - 153 TIN: PO43- oranı 14 - 370 20 - 988
TIN: SiO2- oranı 3 - 32 <1 – 2,8
askıda klorofil a (µg L-1)
0,044 - 206 0,33 – 14,75 Nitel taksonomik
karşılaştırma
Sentrik diatome (Melosira
spp), rafid pennat diatome
üyeleri, dinoflajelliler (Peridinium spp.),
Chlorophycea (Chlamydomonas spp, Scenedesmus spp,
Pandorina spp,
Dictyosphaerium spp.),sentrik diatoma (Stephanodiscus spp.,
araphid diatome (Fragillaria, Synedra, Asterionella spp,), Synurophyceae (Synura spp.), Tribophyceae (Tribonema spp.)
Çizelge 2. Sarıçay ve Karamenderes çaylarınınÖtrofikasyon ile ilgili özelliklerinin karşılaştırılması (*)
* sayısal veriler Sarıçay için Temmuz 2000 ve Haziran 2001, Karamenderes için Mayıs 2004-Haziran 2005
döneminde ışık geçirgenliği hariç, aynı yöntemler ve ekipman kullanılarak ölçülen en düşük ve en yüksek değerlerdir
SONUÇ
İnsan kaynaklı bir stres kaynağı olan akarsularının N ve P içeren bitki besinlerince zenginleşmesinin hangi seviyede ötrofikasyona yol açacağı farklı akarsular arasında genel olarak havza büyüklüğü, havza jeolojik özellikleri, topografya, arazi kullanım özellikleri, akarsuda suyun konaklama süresi, su derinliği, ışık geçirgenliği gibi özelliklere bağlı olarak değişebilmektedir. Havzalarının doğal özellikleri aynı olmadığı için tüm akarsular aynı düzeydeki baskıya eşit seviyede bir besin zenginleşmesi tepkisi vermeyecektir.
Diğer yandan aynı düzeyde besince zenginleşmesine uğrayan akarsu ekosistemleri ise kendi içlerinde kanal morfolojisi, ışık geçirgenliği, su akış rejimi ve suyun konaklama süresi gibi özellikler bakımından farklı olacaklarından farklı düzeylerde tepki vereceklerdir. Sonuçta ortaya yüzey sularını havzaları ile birlikte ele alıp ötrofikasyona karşı hassasiyetleri bakımından farklı sınıflara ayırma zorunluluğu ortaya çıkmaktadır. Bu sınıflandırmanın yapılması ile akarsuların karşı karşıya kaldıkları insan kaynaklı stres faktörleri ile bunlara karşı hassasiyetleri ortaya çıkacağı için ekolojik açıdan işe yarar yönetim planlarının yapılması mümkün olacaktır.
Şekil 2. Sarıçay ve Karamenderes çaylarında klorofil a yoğunluğundaki mevsimsel değişim. Veriler Sarıçay için
Temmuz 2000 – Haziran 2001 dönemini kapsamaktadır (Kaynak: [34,41]).
KAYNAKLAR
[1] Howarth R, Anderson D, Cloern J, Elfring C, Hopkinson C, Lapointe B, Malone T, Marcus N, McGlathery K, Sharpley A, Walker D (2000) Nutrient Pollution of Coastal Rivers, Bays, and Seas. Issues in Ecology 7. Ecological Society of America.
[2] Vollenweider RA (1992) Coastal marine eutrophication: principles and control. In Marine Coastal Eutrophication. RA Vollenweider, R Marchetti, R Vicviani (eds.) pp. 1-20. Elsevier, Amsterdam.
[3] Smith VH, Tilman GD, Nekola JC (1999) Eutrophication: impacts of excess nutrient inputs on freshwater, marine, and terrestrial ecosystems. Environmental Pollution 100: 179-196.
[4] Smith VH, Joye SB, Howarth RW (2006) Eutrophication of freshwater and marine ecosystems. Limnol. Oceanogr. 51(1, part2): 351-355.
[5] Vitousek PM, Aber JD, Howarth RW, Likens GE, Matson PA, Schindler DW, Schlesinger WH, Tilman DG (1997). Human Alteration of the Global Nitrogen Cycle: Sources and Consequences. Ecological Applications 7(3): 737-750.
[6] Bennett EM, Carpenter SR, Caraco NF (2001) Human Impact on Erodable Phosphorus and Eutrophication: A Global Perspective.. BioScience 51(3): 227-234.
[7] Justic D, Rabalais NN, Turner RR, Dortsch Q (1995) Changes in nutrient structure of river-dominated coastal waters: stoichiometric nutrient balance and its consequences. Estuar. Coast. Shelf Sci. 40:339-356.
[8] Nijboer RC, Verdonschot PFM (2004) Variable selection for modelling effects of eutrophication on stream and river ecosystems. Ecological Modelling 177: 17–39
[9] Carpenter SR, Caraco NF, Correll DL, Howarth RW, Sharpley AN, Smith VH (1998). Nonpoint pollution of surface waters with phosphorous and nitrogen. Ecological Applications 8:559–568. [10] Dillon PJ, Kirchner WB (1975) The effect of
geology and land use on the export of phosphorus from watersheds. Water Res. 9:135-148.
[11] Jordan P, Menary W, Daly K, Kiely G, Morgan G, Byrne P, Moles R (2005) Patterns and processes of phosphorus transfer from Irish grassland soils to rivers – integration of laboratory and catchment studies. Journal of Hydrology (304): 20–34. [12] EEA (2005). Source apportionment of nitrogen and
phosphorus inputs into the aquatic environment. EEA report no. 7, pp. 1–48. European Environment Agency, Copenhagen, Denmark.
[13] Kronvang B, Vagstad N, Behrendt H, Bøgestrand J, Larsen SE (2007) Phosphorus losses at the
catchment scale within Europe: an overview. Soil Use and Management 23 (Suppl. 1): 104–116. [14] Basu BK, Pick FP (1996) Factors regulating
phytoplankton and zooplankton biomass in temperate rivers Limnol. Oceanogr 41(7): 1572-1577.
[15] Lohman K, Jones JR (1999) Nutrient-sestonic chlorophyl relationships in northern Ozark streams. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 56(1): 124-130.
[16] Dodds WK (2006) Eutrophication and trophic state in rivers and stream. Limnol. Oceanogr 51(1, part 2): 671-680.
[17] Van Nieuwenhuyse EE, and Jones JR (1996) Phosphorus–chlorophyll relationship in temperate streams and its variation with stream catchment area. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 53: 99–105.
[18] Dodds WK, Oakes RM (2006) Controls on Nutrients Across a Prairie Stream Watershed: Land Use and Riparian Cover Effects. Environmental Management 37(5): 634–646.
[19] Jarvie HP, Withers PJA, Hodgkinson R, Bates A, Neal M, Wickham HD, Harman SA, Armstrong L (2008) Influence of rural land use on streamwater nutrients and their ecological significance. Journal of Hydrology 350: 166– 186.
[20] Smith VH, Schindler DW (2009) Eutrophication science: where do we go from here? Trends in Ecology and Evolution 24(4): 201-207.
[21] Tilman D, Fargione J, Wolff B, D’Antonio C, Dobson A, Howarth R, Schindler D, Schlesinger WH, Simberloff D, Swackhamer D (2001) Forecasting Agriculturally Driven Global Environmental Change. Science 292:281-284.
[22] Turner RE, Rabalais N.N., Justic D, Dortch Q. (2003) Future aquatic nutrient limitations. Marine Pollution Bulletin 46:1032-1034.
[23] Withers PJA, Lord EI (2002). Agricultural nutrient inputs to rivers and groundwaters in the UK: policy, environmental management and research needs. Sci. Tot. Environ. 282: 9–24.
[24] OECD (2001) Environmental indicators for Agriculture. Volume 3. Methods and results. Agriculture and Food. OECD Publications Service, France. 400 p.
[25] Margalef R (1960) Ideas for a synthetic approach to the ecology of running waters. Int. Revue ges. Hydrobiol. 45: 133-153.
[26] Reynolds CS, Carling PA, Beven K (1991) Flow in river channels: new insights into hydraulic retention. Arch. Hydrobiol. 121: 171-179.
[27] Reynolds CS, Glaister MS (1993) Spatial and temporal changes in phytoplankton abundance in the upper and middle reaches of the River Severn. Arch. Hydrobiol. Suppl. 101: 1-22.
regained. In The ecological basis for river management, eds DM. Harper, AJD. Ferguson, pp. 161-174. Wiley, Chichester.
[29] Bunn SE, Arthington A (2002) Basic principles and ecological consequences of altered flow regimes for aquatic biodiversity. Environmental Management 30(4): 492–507.
[30] Hilton J, O’Hare M,. Bowes MJ, Jones JI (2006) How green is my river? A new paradigm of eutrophication in rivers. Science of the Total Environment 365 :66–83.
[31] Schmidt A (1994) Main characteristics of the phytoplank-ton of the Southern Hungarian section of the River Danube. Hydrobiologia 289: 97-108. [32] Che´telat J, Pick FR (2006) Potamoplankton size
structure and taxonomic composition:Influence of river size and nutrient concentrations. Limnol. Oceanogr., 51(1, part 2): 681–689
[33] Öztürk B, Erginal E (2001) Sarıçay Havzasının Jeomorfolojisi Turk Coğrafya Dergisi 36: pp.49– 86.
[34] Kocum E, Akgul F (2009) Evaluation of environmental degradation in the Karamenderes River in relation to anthropogenic stressors. Fresenius Environmental Bulletin 18 (5a): 762 – 769.
[35] Bilgin T (1969) Biga Yarımadası Güneybatı Kısmının Jeomorfolojisi. İstanbul Üniversitesi Yayınları, No:1433, Coğrafya EnstitüsüYayın No: 54.
[36] Aksoy T, Aydın M, Tuncel O, Oner O. (1997) ‘Saricay’ın kurtarılması’, Yerleşim ve Çevre
Sorunları Sempozyumu: Çanakkale İli, Dokuz Eylül Universitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü. [37] Ilgar R (2000) Çanakkale Boğazı ve çevresi
ekosisteminin coğrafi açıdan incelenmesi Doktora Tezi İstanbul Üniv. Deniz Bilimleri ve İşletmeciliği Enstitüsü. Denizel Çevre Ana Bilim Dalı. Deniz ve Kıyı Koruma Bilim Dalı, İstanbul.
[38] Scwaderer G (2003) Proposal for an effective concept for the Troad – a strategy for the preservation of an important ecological building block in the international system of bird migration In: Wagner GA, Pernicka, E, Uerpmann HP (eds.) Troia and the Troad Scientific Approaches. Springer Berlin Heidelberg New York, pp: 285 – 291. [39] Önder U, Baran S, Yorulmaz H (2005) Çanakkale
2004 Yılı İl Çevre Durum Raporu. T.C. Çanakkale Valiligi, İl Çevre ve Orman Müdürlüğü.
[40] Özcan H, Yiğini Y, Akbulak C, Erginal AE (2007) Monitoring and evaluation of land use changes and their effects on the environment in Kumkale Plain (Troy). In: Kappas M, Kleinn C, Sloboda B (eds.) Global Change Issues in Developing and Emerging Countries. Universitatsverlag Gottingen, 233-238. [41] Kocum E, Dursun O (2007) Monitoring of
Phytoplankton biomass and nutrients in a polluted stream. Int. J. Environment and Pollution. 29(4): 505-517.
[42] Doering PH, Oviatt CA, Nowicki BL, Klos EG, Reed LW (1995) ‘Phosphorus and nitrogen limitation of primary production in a simulated estuarine gradient’, Marine Ecology Progress Series 124:271–287.
