TÜRKİYE CUMHURİYETİ ANKARA ÜNİVERSİTESİ

SAĞLIK BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

OTOPSİDE ALINAN BEYİN ÖRNEKLERİNDE

CIVA VE KURŞUN DÜZEYLERİNİN

BELİRLENMESİ

Seda KAYA

DİSİPLİNLERARASI ADLİ TIP ANABİLİM DALI

ADLİ KİMYA VE ADLİ TOKSİKOLOJİ PROGRAMI

YÜKSEK LİSANS TEZİ

DANIŞMAN

Prof. Dr. Tülin SÖYLEMEZOĞLU

2008- ANKARA

ii

TÜRKİYE CUMHURİYETİ ANKARA ÜNİVERSİTESİ

SAĞLIK BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

OTOPSİDE ALINAN BEYİN ÖRNEKLERİNDE

CIVA VE KURŞUN DÜZEYLERİNİN

BELİRLENMESİ

Seda KAYA

DİSİPLİNLERARASI ADLİ TIP ANABİLİM DALI

YÜKSEK LİSANS TEZİ

DANIŞMAN

Prof. Dr. Tülin SÖYLEMEZOĞLU

Bu tez “Toksik Metaller ve İz Elementlerin Sağlıklı ve Hasta Bireylerde Düzeyleri” başlıklı ve 2003K1201920-6 numaralı DPT Projesi kapsamında

desteklenmiştir.

2008- ANKARA

ii

KABUL VE ONAY

iii

İÇİNDEKİLER

Kabul ve Onay ii

İçindekiler iii

Önsöz vii

Simgeler ve Kısaltmalar viii

Şekiller ix

Çizelgeler x

1. GİRİŞ 1

1.1. Cıva 1

1.1.1. Cıvanın Özellikleri ve Kullanım Alanları 1

1.1.1.1. Tıbbi Uygulamalar 3

1.1.2. Cıvanın Sağlık Üzerine Etkileri 4

1.1.2.1. Cıva Nedenli Ölümler 4

1.1.2.2. Sistemik Etkiler 5

1.1.2.2.1. Solunum Etkileri 5

1.1.2.3. Kardiyovasküler Etkiler 7

1.1.2.4. Gastrointestinal Etkiler 7

1.1.2.5. Hematolojik Etkiler 8

1.1.2.6. Renal Etkiler 9

1.1.2.7. Endokrin Etkiler 10

1.1.2.8. Dermal Etkiler 11

1.1.2.9. Nörolojik Etkiler 11

1.1.3. Cıvanın Toksikokinetiği 12

iv

1.1.3.1. Absorbsiyon 13

1.1.3.2. Dağılım 14

1.1.3.3. Metabolizma 15

1.1.3.4. Eliminasyon ve Boşaltım 16

1.1.4. Cıvanın Farmakokinetiği 16

1.2. Kurşun 19

1.2.1. Fiziksel ve Kimyasal Özellikleri 19

1.2.2. Kurşunun Kullanım Alanları 20

1.2.3. Kurşunun Sağlık Üzerine Etkileri 20

1.2.3.1. Ölüm 20

1.2.3.2. Sistemik Etkiler 21

1.2.3.2.1. Solunum Sistemi Etkileri 21

1.2.3.2.2. Kardiyovasküler Etkiler 21

1.2.3.2.3. Gastrointestinal Etkiler 22

1.2.3.2.4. Hematolojik Etkiler 22

1.2.3.2.5. Hepatik Etkiler 23

1.2.3.2.6. Renal Etkiler 23

1.2.3.3. Reprodüktif Etkiler 23

1.2.3.4. Gelişimsel Etkiler 24

1.2.3.5. Nörolojik Etkiler 24

1.2.3.5.1. Yetişkinlerde Nörolojik Etkiler 24

1.2.3.5.2. Yetişkinlerde Nörodavranışsal Etkiler 24

1.2.4. Kurşun Toksikokinetiği 25

1.2.4.1. Absorbsiyon 26

v

1.2.4.2. Dağılım 28

1.2.4.2.1. Kanda Kurşun 28

1.2.4.2.2. Kemikte Kurşun 29

1.2.4.3. Metabolizma 30

1.2.4.4. Boşaltım 30

1.3. Beyin Bariyer Sistemleri 30

1.4. Atomik Absorbsiyon Spektroskopisi 32

1.4.1. Atomik Absorbsiyon Spektroskopisinin Temel İlkeleri 32

1.4.2. Atomik Spektranın Doğası 35

1.4.2.1. Absorbans – Konsantrasyon Bağıntısı 36

1.4.2.1.1. Lambert Kuralı 36

1.4.2.1.2. Beer Kuralı 36

1.4.2.2. İyonlaşma 37

1.4.2.3. Atomlaştırma 38

1.4.2.3.1. Grafit Fırınlı Atomlaştırıcı 38

1.4.2.3.2. Buhar Oluşturma 41

2. GEREÇ VE YÖNTEM 43

2.1. Gereçler 43

2.1.1. Analiz Örnekleri 43

2.1.2. Kullanılan Araç ve Gereçler 48

2.1.3. Kullanılan Kimyasal Maddeler 48

2.2. Yöntem 49

2.2.1. Beyin Doku Örneklerinin Alınması 49

2.2.2. Analiz Öncesi Ön İşlemler 49

vi

2.2.3. Analiz İşlemleri 50

2.2.3.1. Cıva Analizi 50

2.2.3.2. Kurşun Analizi 53

3. BULGULAR 55

3.1. Metal Düzeyleri ile Yaş Arasındaki İlişki 55

3.2. Metal Düzeyleri ile Yerleşim Yerleri Arasındaki İlişki 56

3.3. Metal Düzeyleri ile Mesleki Risk Arasındaki İlişki 56

3.4. Metal Düzeyleri ile Sigara Kullanımı Arasındaki İlişki 57

3.5. Metal Düzeyleri ile Beden Kitle İndeksi (BKİ) Arasındaki İlişki 58

3.6. Metal Düzeylerinin Birbirleri ile İlişkisi 58

4. TARTIŞMA 60

5. SONUÇ VE ÖNERİLER 64

ÖZET 65

SUMMARY 67

KAYNAKLAR 69

EKLER 85

ÖZGEÇMIŞ 88

vii

ÖNSÖZ

Yüksek lisans eğitimimin sonuna gelmiş bulunmaktayım. Bu zorlu yolda hedefime

ulaşmamda bana yardımcı olan, maddi ve manevi desteğini hiç eksik etmeyen,

kendilerine teşekkürü borç bildiğim insanlar oldu.

İlk olarak; akademik yaşantıma devam etmemde çok büyük payı olan, beni

yüksek lisans yapma konusunda cesaretlendiren, ilgisini, desteğini ve akademik

birikimlerini benden asla esirgemeyen, akademik hayatta ve özel yaşantımda bana

yol gösteren, kendime her zaman örnek aldığım, danışman hocam, Ankara

Üniversitesi Adli Tıp Enstitüsü Müdür Yardımcısı Sayın Prof. Dr. Tülin

SÖYLEMEZOĞLU’na

Tezim için gerekli olan biyolojik materyalleri temin eden Dr. B. Servet

İRİTAŞ’a;

Laboratuvar çalışmalarım süresince desteklerini esirgemeyen, bana güzel bir

çalışma ortamı sağlayan ve sundukları önerilerle bu tezin ortaya çıkmasını

kolaylaştıran çok sevgili arkadaşlarım Bayram Yüksel ve Vugar ALİYEV’e;

Tez çalışmalarım boyunca her zaman yanımda bulunan arkadaşlarım Aybike

DİP, Görkem MERGEN, Emrah DURAL, Ayşe KARAKUŞ, Zeliha

KAYAALTI’na;

Her zaman maddi ve manevi desteklerini üzerimde hissetmemi sağlayan sevgili

aileme;

Teşekkür ederim.

viii

SİMGELER VE KISALTMALAR

a Absorbsiyon Katsayısı (absorbtivite)

ALA δ-aminolevulinik asit

ALAD δ-aminolevulinik asit dehidrataz

ALAS δ-aminolevülinik sentaz

ATSDR Agency of Toxic Substances and Drug Registry

b Absorbsiyon Yolunun Uzunluğu

BKİ Beden Kitle İndeksi

BLL Kan Kurşun Seviyesi

BMI Body Mass Index

c Absorblama Yapan Atomların Konsantrasyonu

EP Eritrosit Protoporfirin

Hg Cıva

Io Gelen Işığın Şiddeti

It Geçen Işığın Şiddeti

Pb Kurşun

ppb Milyarda Bir Ölçütü

ppm Milyonda Bir Ölçütü

T3 3,5,3’-triiyodotironin

T4 Tiroksin

WHO Dünya Sağlık Örgütü

ix

ŞEKİLLER

Şekil 1.1. Havadaki, Sudaki ve Sedimentteki Cıva Dönüşümü (Stem ve ark.,

1996)……..................................................................................................3

Şekil 1.2. Tipik bir atomik absorpsiyon spektroskopisinin şematik gösterimi

(Varian Australia Pty. Ltd. (A.C.N. 004 559 540) 1997)……..….……..33

Şekil 1.3. Tipik bir atomik absorpsiyon kalibrasyon grafiği örneği...….…….…....34

Şekil 1.4. Bir atom için uyarılma, iyonlaşma ve emisyon basamakları..……..…...36

Şekil 1.5. Platform teknikli bir grafit tübün şematik gösterimi.…………...……....40

Şekil 1.6. 3-kanallı sistem olarak hidrür jenerasyonu için tasarlanmış Varian VGA-

77 buhar jenerasyon aksesuarı…………...................................……..42

Şekil 2.3. Cıva analizine ait kalibrasyon grafiği.…………………..………….…..51

Şekil 2.4. Kurşun analizine ait kalibrasyon grafiği.……………………………….53

x

ÇİZELGELER

Çizelge 2.1. Çalışılan örneklere ait sıra numaraları, cinsiyet, yaş, ikamet yeri,

meslek, sigara alışkanlığı ve beden kitle indeksi bilgileri.….............43

Çizelge 2.2. Mikrodalga fırına ait beyin dokusu yakma programı...……………..50

Çizelge 2.3. Cıva analizi için soğuk buhar yöntemli atomik absorpsiyon cihazında

uygulanan metod.……………...…………………………………….52

Çizelge 2.4. Kurşun analizi için grafit fırın teknikli atomik absorpsiyon cihazında

uygulanan metod.…………………………………...……………….54

Çizelge 3.1. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylerin yaşlarına ait

istatistiksel veriler.………………..…………………………………55

Çizelge 3.2. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylerin yerleşim

yerleri arasındaki ilişkiye ait istatistiksel veriler.......……………….56

Çizelge 3.3. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylerin meslek

grupları arasındaki ilişkiye ait istatistiksel veriler.……....………….57

Çizelge 3.4. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylerin sigara

kullanımı arasındaki ilişkiye ait istatistiksel veriler.…………..…….57

Çizelge 3.5. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylere ait BKİ

değerleri arasındaki ilişkiye ait istatistiksel veriler.…...…………… 58

Çizelge 3.6. Metallerin birbirine göre düzeylerinin korelasyonu …………....…..59

1

1. GİRİŞ

Çevre kirliliği toplumların önde gelen sorunlarından birisidir, metaller bozunmaya

uğramayan kalıcı kirlenme etkenlerinden olduğundan özellikle araştırılması gereken

toksik etkenlerdir. Bireylerin biyolojik materyallerinden yapılacak analizler

toplumların maruziyeti hakkında bilgilenmek açısından önemlidir. Kronik maruziyet

sonucu metaller dokularda biriktiklerinden ve her metalin dokulardaki birikimi de

farklı olduğundan araştırma için en uygun koşul otopsi olgularından elde edilecek

doku örnekleridir. Birçok ülke için; bireylerin tüm dokularında esansiyel iz

elementlerin olduğu kadar toksik metallerin de düzeyleri belirlenmektedir. Nörolojik

hastalıklarda (Yamada ve ark. 1986, Fung ve ark 1997, Shirabe ve ark.2002),

karaciğer hastalıklarında (Lech ve ark. 2007) bilinen metal maruziyeti olduğunda

(Opitz ve ark. 1996, Eto ve ark.2002, Bocio ve ark 2005, Guzzi ve ark. 2006,

Bjorkman ve ark.2007, ) veya maruziyet söz konusu olmadığında (Yoshinaga ve ark.

1990, Bush ve ark.1995, García ve ark. 2001, Rahil-Khazen ve ark. 2002)

toplumdaki bireylerin beyin dokusunda birçok ülkede metal düzeyleri ölçülmüştür.

Beyin metaller arasında özellikle cıva, kurşun, manganez, alüminyum ve arsenik için

hedef dokudur.

1.1. Cıva

1.1.1. Cıvanın Özellikleri ve Kullanım Alanları

Cıva çevrede doğal olarak bulunan bir metaldir. Metalik veya elementel cıva (Hgo)

cıvanın doğal yollarla açığa çıkan ana formudur. Cıvanın (Hg+1) ve (Hg+2)

değerlikleri diğer kimyasallarla bağ oluşturabilir. Cıva +2 değerlik basamağında

kararlıdır. Bir çok anorganik ve organik cıva bileşikleri merkürik (divalan)

katyondan oluşurlar (ATDSR, 1999). Cıva, akışkanlığı, yüksek yüzey gerilimi ve

diğer metallerle alaşım oluşturabilme yeteneği gibi benzersiz özellikleri nedeniyle

2

endüstride birçok kullanım alanına sahiptir. Bununla beraber, cıvanın yerel kullanımı

1970’lerin başından beri düşmeye başlamıştır. Cıvanın çoğu formunun yüksek

toksisitesi nedeniyle birçok alandaki kullanımı kaldırılmıştır (ATDSR, 1999).

Absorbsiyon olduğu zaman, metalik ve anorganik cıva yükseltgenme-

indirgenme döngüsüne girer. Metalik cıva kırmızı kan hücrelerinde ve akciğerlerde

divalan anorganik katyonuna yükseltgenir. Merkürik bileşiklerine maruziyet

sonucunda absorbe olan divalan katyon metalik ve monovalan formlara indirgenir ve

metalik cıva buharı olarak eksalasyonla dışarı atılır. Protein sülfidril gruplarının

varlığında merkürik cıva (Hg+) oransız bir şekilde bir divalan katyona (Hg+2) ve bir

temel oksidasyon basamağına (Hg0) dönüşür. Divalan anorganik cıvanın metil cıva

ve fenil cıvaya dönüşmesi muhtemelen absorbsiyondan hemen sonra gerçekleşir

(ATSDR1999).

Cıva alkali bataryalarda kullanılan önemli bir elementtir. Geçmişte, cıva

bataryalarda aşırı miktarda kullanılmıştır, bununla birlikte, Avrupa, Japonya ve

Amerika Birleşik Devltelerindeki alkali batarya üreticileri bataryalardaki cıva

içeriğini %0.1’den %0.025’e düşürmüşlerdir. Bu düşme batarya endüstrisinde

kullanılan cıva miktarının her yıl 4 metreküp ton azalmasına neden olacaktır (Cole ve

ark. 1992; Reese 1990). Cıva oksidin galvanik hücrelerin üretimindeki ticari önemi

çinko veya kadmiyum katotlarıyla cıva oksit anodu olarak birleşmesi nedeniyle

artmaktadır. Bu küçük, düğme şeklindeki bataryaların voltajı akım boyunca sabit

kalmaktadır. Bataryalar, işitme aygıtlarında, dijital saatlerde, cep hesap

makinelerinde ve güvenlik tesisatlarında kullanılır (IARC, 1993) fakat son

zamanlarda cıva içermeyen bataryaların kullanımı artmıştır. Bazı elektrik

lambalarında cıva buharı kullanılır. Bu lambalar verimli, dayanıklı ve diğer

endüstriyel lambalara göre watt başına daha fazla lümen üretirler (Drake 1981). Cıva,

vinil klorür ve üretan köpük gibi polimerlerin oluşum reaksiyonunda katalizör görevi

görür. Deniz suyundan klor ve kostik soda (NaOH) hazırlanmasında da katalizör

görevi yapar. Bu işlemde, cıva, sodyum ve kloru ayıran hareketli katot olarak

bulunur (Rieber ve Haris 1994). Buradaki cıva %95 verimlilikle tekrar kullanılabilir

(Drake 1981).

3

1.1.1.1. Tıbbi Uygulamalar

Metalik cıva, diğer metallerle alaşım oluşturabilme özelliği nedeniyle dental

dolgularda kullanılır. Dünya Sağlık Örgütü (WHO) (1991) endüstrileşmiş ülkelerde

toplam cıva alımının %3’ünün dental amalgamlardan kaynaklandığını belirtmiştir.

1992 dental üreticileri temel alınarak amalgam (karışım); yaklaşık olarak %50

metalik cıva, %35 gümüş, %9 kalay, %6 bakır ve eser miktarda çinkodan oluştuğu

belirtilmiştir. 30 yıl öncesine kadar, cıva bileşiklerinin farmasötik alandaki

kullanımları yaygındı. Organik cıva bileşikleri antisifilitik ilaçlarda ve bazı

laksatiflerde kullanılıyordu. Fenilcıva asetat, kontraseptif jel ve köpüklerde ve

dezenfektan olarak kullanılmıştır (IARC, 1993). Fakat daha sonraki yıllarda, cıva

içeren farmasötikler yerini daha etkili ve daha az toksik alternatiflerine bırakmıştır.

Termometre ve manometre gibi medikal aletlerde sıcaklık ve basıncı ölçmek için

metalik cıva kullanılmaktadır (Carrico 1985).

Şekil 1.1. Havadaki, Sudaki ve Sedimentteki Cıva Dönüşümü

4

1.1.2. Cıvanın Sağlık Üzerine Etkileri

İnhalasyon maruziyeti ile ilgili çalışmaların çoğu metalik cıva buharı maruziyetiyle

ilgilidir. Fazla seviyelerde metalik cıva buharının inhale edilmesi hem hayvanlarda

hem de insanlarda sistemik toksisiteyle ilişkilendirilir. İndüklenmiş-metalik cıvanın

temel hedef organları böbrekler ve santral sinir sistemidir. Yüksek maruziyetlerde

solunum, kardiyovasküler ve gastrointestinal etkiler de görülür. Metalik cıvanın bir

kısmı buharlaşır (Milne ve ark. 1970) veya buharın dental amalgamdan

kaynaklandığı durumlarda tükürükte çözünebilir (WHO, 1991).

Anorganik cıva tuzlarının (Hg(II) veya Hg(I) tuzları, oksit) inhalasyonu

sonrasında etki seviyeleri hakkında yapılmış çalışma yoktur. Organik cıva

bileşiklerinin inhalasyon yoluyla maruziyeti hakkındaki bilgiler vaka raporlarıyla

sınırlıdır ve gastrointestinal, renal, musküler ve nörolojik etkiler sadece kalitatif

olarak mevcuttur. Çoğu durumda, maruziyete uğramış kişideki etkilerin doğrudan

olarak cıva maruziyetinden kaynaklanıp kaynaklanmadığını belirlemek zordur

(ATSDR, 1999) .

1.1.2.1. Cıva Nedenli Ölümler

Metalik cıva buharının konsantrasyonu belirtilmemiş olmakla beraber, akut

maruziyet süresinin uzun olmasına bağlı olarak insanda ölümle sonuçlanmış bir kaç

çalışma rapor edilmiştir (Campbell 1948; Kanluen ve Gottlieb 1991; Matthes ve ark.

1958; Rowens ve ark. 1991; Soni ve ark. 1992; Taueg ve ark. 1992; Teng ve Brennan

1959; Tennant ve ark. 1961). Tüm vakalarda ölüm solunum yetersizliğinden

kaynaklanmıştır. Vakaların tümünde, metalik cıvanın ısıtılması sonucunda yüksek

seviyede cıva buharı oluştuğu belirlenmiştir.

Hayvan çalışmalarında, metalik cıva buharı maruziyeti sonucunda gerçekleşen

ölüm durumları maruziyet süresiyle sınırlıdır (Ashe ve ark. 1953; Christensen ve ark.

1937; Livardjani ve ark. 1991). Sıçan, kobay ve fareler için, dökülen cıva

5

damlacıklarının yayılan, konsantrasyonu belli olmayan, metalik cıva buharına

dönüşmesi sonucunda 24 – 48 saatlik maruziyeti takiben ciddi pulmoner ödem

nedeniyle ölüm gerçekleşmiştir (Christensen ve ark. 1937). 2 saat süreyle 27 mg/m3

elementel cıva buharına maruz kalan sıçanlarda 15 günlük gözlemi takiben 32

sıçanın 20’sinin ölümüyle sonuçlanmıştır (Livardjani ve ark. 1991b). Tavşanlar

metalik cıva buharına karşı daha az hassasiyet gösterirler. 30 saat boyunca 28,8

mg/m3’lük metalik cıvaya maruz bırakılan 2 tavşandan, birisinin ölümüyle

sonuçlanmış, 20 saat veya daha az süre maruz bırakılan tavşanlarda ölüm

gözlenmemiştir (Ashe ve ark. 1953).

Alkil cıva bileşikleri nedeniyle oluşan organik cıva buharı inhalasyonunu

takiben oluşan mesleki maruziyetlerde ölümler bildirilmiştir. Ölüm nedeni

bildirilmemiştir fakat çoğu kişinin gelişen şiddetli nörotoksisite sonrasında öldüğü

belirtilmiştir (Hill 1943; Hook ve ark. 1954). 4–5 aylık dietil cıva buharı maruziyeti

(tahmini maruziyet seviyesi: 1 – 1,1 mg/m3) 2 kadının ölümüyle sonuçlanmıştır (Hill

1943). Ölüm nedeni belirtilmemekle beraber kadınlarda görülen semptomlar cıva

toksisitesiyle uyuşmuş ve otopsiler belirgin gastrointestinal hasarı göstermiştir.

Gastrointestinal etkilerin doğrudan olarak cıva maruziyetinden kaynaklanıp

kaynaklanmadığı kesin değildir. 41 yaşında 3 – 4 yıldır alkil cıva bileşiklerini tohum

ekiminde kullanan bir erkek dökülmüş sıvı alkil cıvayı temizledikten yaklaşık olarak

3 ay sonra ölmüştür (Hook ve ark. 1954). 57 yaşında 5 yıldır kereste için alkil cıva

hazırlanması işini yapan bir kadın nörolojik toksisite gelişiminden kısa bir süre sonra

ölmüştür (Lundgren ve Swensson 1949). 39 yaşında 6 – 7 sezondur tohumlara

fenilmerkürik asetat uygulayan bir çiftçi ciddi nörolojik toksisite gelişmesini takiben

bir kaç ay sonra ölmüştür (Brown 1954). 4 sıçan 22 gün boyunca konsantrasyonu

belli olmayan metil cıva iyodür buharına maruz bırakılmış ve ciddi ataksi gelişmesini

takiben kısa bir süre içerisinde ölümler gerçekleşmiştir (Hunter ve ark. 1940).

1.1.2.2. Sistemik Etkiler

1.1.2.2.1. Solunum Etkileri

6

İnsanlarda, akut, yüksek seviyeli metalik cıva buharı maruziyetinin solunum sistemi

semptomları üzerinde belirgin etkileri vardır. En çok bildirilen semptomlar öksürük,

dispne ile daralma veya göğüste yanma hissidir (Bluhm ve ark. 1992a; Gore ve

Harding 1987; Haddad ve Sternberg 1963; Hallee 1969; Kanluen and Gottlieb 1991;

King 1954; Lilis ve ark. 1985; Matthes ve ark. 1958; McFarland ve Reigel 1978;

Milne ve ark. 1970; Rowens ve ark. 1991; Snodgrass ve ark. 1981; Soni ve ark.

1992; Taueg ve ark. 1992; Teng ve Brennan 1959; Tennant ve ark. 1961). X ışınları

analizinde akciğerlerde pnömonit görülmüştür (Bluhm ve ark. 1992a; Garnier ve ark.

1981; Gore ve Harding 1987; Hallee 1969; King 1954; Soni ve ark. 1992; Tennant ve

ark. 1961). Aynı zamanda pulmoner fonksiyonlar da zarar görebilir. Hava yollarında

tıkanma, daralma (Snodgrass ve ark. 1981) ve vital kapasitede azalma (Lilis ve ark.

1985; McFarland ve Reigel 1978) bildirilmiştir. Lilis ve arkadaşları (1985) vital

kapasitedeki azalmayı maruziyetten sonra 11 ay boyunca gözlemlemişlerdir. Daha

ciddi durumlarda, solunumda güçlük, pulmoner ödem (alveolar ve interstisyel), lobar

pnömoni, fibroz ve bronş epitelinde deskuamasyon gözlenmiştir. Bronşlarda mukus

ve sıvı nedeniyle oluşan tıkanmayı takiben alveolar genişleme, amfizem,

pnömotoraks ve ölümle sonuçlanabilir (Campbell 1948; Gore ve Harding 1987; Jaffe

ve ark. 1983; Kanluen ve Gottlieb 1991; Matthes ve ark. 1958; Taueg ve ark. 1992;

Teng ve Brennan 1959; Tennant ve ark. 1961).

Yukarıdaki semptomların hangi maruziyet düzeylerinde gerçekleşeceği ile ilgili

çok az bilgi mevcuttur. Bununla beraber, cıva buharına 4-8 saat arasında 44,3

mg/m3’ün üstünde seviyelerde maruz kalan işçilerde göğüste acı, dispne, öksürük,

hemoptizi, pulmoner fonksiyonlarda azalma (vital kapasitenin düşmesi gibi), difüz

pulmoner sızıntı ve interstisyel pnömoni belirtisi görülür (McFarland ve Reigel

1978).

Bir kaç sezon boyunca fenilmerkürik asetatla çalışmış çiftçilerde dispne,

solunum depresyonu ve solunumun sık sık mukusla tıkanması gözlenmiştir (Brown

1954). Bir otopside iltihaplı bronkopnömoni görülmüştür. Fakat bunun fenil

merkürik asetatın solunum sistemine doğrudan ya da ikincil etkisi olup olmadığı

kesin değildir. Bir vaka rapor formunda, dört erkeğin bir kaç ay boyunca belirli

7

olmayan konsantrasyonda metil cıvaya maruz kaldığı fakat herhangi bir solunum

rahatsızlığı gözlenmediği bildirilmiştir (Hunter ve ark. 1940). Her iki çalışma da

maruziyet seviyeleri bilinmediği için sınırlıdır.

1.1.2.3. Kardiyovasküler Etkiler

İnsanlarda metalik cıva inhalasyonunu takiben kan basıncı ve kalp atışında artma

gözlenmiştir. Bu vakaların birinde, sinus taşikardi olarak ifade edilen, kalp atışında

artma gözlenmiştir (Soni ve ark. 1992). Uzun süreli mesleki maruziyetlerde kan

basıncında (Fagala ve Wigg 1992; Foulds ve ark. 1987; Friberg ve ark. 1953;

Karpathios ve ark. 1991; Taueg ve ark. 1992) ve kalp atışında artma gözlenmiştir

(Fagala ve Wigg 1992; Foulds ve ark. 1987).

Organik cıva bileşiklerinin inhalasyonu sonucu oluşan kardiyovasküler etkilere

neden olan sadece iki vaka vardır. Metil cıva bileşiklerine maruz kalan iki erkekte

kan basıncında artma bildirilmiştir (Hook ve ark. 1954).

1.1.2.4. Gastrointestinal Etkiler

Metalik cıva buharına inhalasyon yoluyla kronik maruziyet sonucunda

gastrointestinal etkilerin oluştuğuna dair birçok örnek vardır. Cıva

intoksikasyonunun en belirgin işareti oral mukoza yanmasıdır. Yüksek seviyede akut

maruziyetlerde diğer gastrointestinal etkiler karın ağrıları (Bluhm ve ark. 1992a;

Campbell 1948; Haddad ve Sternberg 1963; Milne ve ark. 1970; Teng ve Brennan

1959), bulantı ve/veya kusma (Haddad ve Sternberg 1963; Hallee 1969; Kanluen ve

Gottlieb 1991; Lilis ve ark. 1985; Milne ve ark. 1970; Rowens ve ark. 1991;

Snodgrass ve ark. 1981; Soni ve ark. 1992; Taueg ve ark. 1992) ve diyaredir (Bluhm

ve ark. 1992a; Kanluen ve Gottlieb 1991; Rowens ve ark. 1991; Taueg ve ark. 1992;

Teng ve Brennan 1959).

8

Organik cıva bileşiklerine maruz kalan bir kaç kişide gastrointestinal etkiler

bildirilmiştir (Brown 1954). Dietil cıva buharına mesleki maruziyete uğrayan iki

kadında ağız ve dişetinde iltihaplanma, tükürükte artma ve tanımsız gastrointestinal

bozukluk görülmüştür (Hill 1943).

1.1.2.5. Hematolojik Etkiler

Elementel cıva buharına yüksek konsantrasyonlarda ilk maruziyetin sendromları,

metal yorgunluğu, ateş, titreme ve lökosit sayısında artma olarak tanımlanabilen

“metal buharı” sendromlarına benzerdir. Nötrofili ile birlikte orta veya yüksek

lökositoz, metalik cıva buharına akut inhalasyon maruziyeti belirtisidir (Campbell

1948; Haddad ve Sternberg 1963; Hallee 1969; Jaffe ve ark. 1983; Lilis ve ark. 1985;

Matthes ve ark. 1958; Rowens ve ark. 1991).

Benzer şekilde, 12 yaşındaki bir kız çocuğunun 6 ay boyunca evde, dökülen

metalik cıvadan kaynaklanan cıva buharına maruz kalması sonucunda beyaz kan

hücrelerinde artma gözlenmiştir (Fagala ve Wigg 1992). Aynı şekilde cıva buharına

maruz kalmış bir ailenin 4 üyesinden ikisinde trombositopeni ve burun kanaması

gözlenmiştir (Schwartz ve ark. 1992).

Dental amalgamı olan gönüllülerle yapılan çalışma, dental amalgamı olmayan

kontrol grubuyla karşılaştırıldığında hemoglobin ve hematokritte belirgin bir düşüş,

korpüsküler hemoglobin konsantrasyonunda da bir artış bulunmuştur (Siblerud

1990). Tungsten çubuklar üreten bir fabrikada çalışan ve elementel cıvaya maruz

kalan işçilerde eritrositlerde δ-Aminolevulinik asid dehidrataz aktivitesinde azalma

gözlenmiştir (Wada ve ark. 1969). Azalma, idrardaki cıva artışıyla orantılıdır.

Fabrikada tahmin edilen cıva buharı maruziyeti seviyesi 0,1 mg/m3’den biraz

daha azdır. Fakat işçiler 0,106 – 0,783 mg/m3 cıva buharına maruz kalmışlardır,

maruziyete uğramayan işçilerle karşılaştırıldığında α2-makroglobülin ve bakırın

9

taşınması ve depolanmasında görev alan α-globulin proteini serüloplazminde belirgin

bir artış vardır (Bencko ve ark. 1990).

1.1.2.6. Renal Etkiler

Metalik cıvanın inhalasyon yoluyla maruziyetinde böbrek hassas bir hedef organdır.

Bu hassasiyetin bir kısmı cıvanın temel olarak böbreklerde akümüle olmasından

kaynaklanabilir. İnsanda akut yüksek konsantrasyonlu inhalasyon maruziyetinin hafif

geçici proteinüri veya idrar asit miktarında (Bluhm ve ark. 1992b; Soni ve ark. 1992)

hafif değişimlerden hematüri ve oligüriye kadar giden (Campbell 1948; Hallee 1969;

Snodgrass ve ark. 1981) dejenerasyonla birlikte akut renal yetmezliğe veya

proksimal sarmal tübüllerin (Campbell 1948; Jaffe ve ark. 1983; Kanluen ve Gottlieb

1991; Rowens ve ark. 1991) nekrozuna kadar geniş etkileri vardır. Bu durumların

gerçek maruziyet konsantrasyonları bilinmemektedir fakat idrar cıva

konsantrasyonunun 59 – 193 µg/saat kadar yüksek olduğu bildirilmiştir (Bluhm ve

ark. 1992b).

Birkaç çalışmadan elde edilen sonuçlar, kronik olarak cıva buharına maruz

kalan işçilerde renal toksisite oluştuğunu göstermiştir (Barregard ve ark. 1988;

Bernard ve ark. 1987; Buchet ve ark. 1980; Cardenas ve ark. 1993; Danziger ve

Possick 1973; Ehrenberg ve ark. 1991; Kazantzis ve ark. 1962; Langworth ve ark.

1992; Piikivi ve Ruokonen 1989; Roels ve ark. 1982; Stewart ve ark. 1977; Stonard

ve ark. 1983; Sunderman 1978; Tubbs ve ark. 1982). Bu raporların bazıları

proteinürisi olan işçiler üzerine yoğunlaşırken (Danziger ve Possick 1973; Kazantzis

ve ark. 1962; Tubbs ve ark. 1982), diğerleri de maruz kalan popülasyonlarda değişik

üriner parametreleri incelemiştir. Proteinürili işçilerle yapılan çalışmalardaki

biyopsiler hem proksimal tübüler hem de glomerüler değişiklikler göstermiştir.

Kazantzis ve ark. (1962) ağır albuminürinin hem proksimal tübüler hasara hem de

glomerüloskleroza eşlik ettiğini belirtmiştir.

10

Akut ve orta-süreli maruziyetleri takiben orta-yüksek seviyelerde metalik cıva

buharına maruz bırakılan hayvanların böbreklerinde ciddi dejeneratif etkiler

gözlenmiştir (Ashe ve ark. 1953). 2-30 saat boyunca 28.8 mg/m3 konsantrasyonunda

cıva buharına maruz bırakılan tavşanlarda belirgin hücresel dejenerasyondan doku

yıkılmasına ve yaygın nekroza kadar değişen etkiler gözlenmiştir. 1-saatlik

maruziyetlerde ayrıca orta düzeyde patolojik değişiklikler de gözlenmiştir. Maruziyet

süresi 30 saate kadar artırıldığında böbreklerde hücre nekrozu belirgin hale gelmiştir.

Orta-süreli bir çalışmada, 12 hafta boyunca, haftada 5 gün, günde 7 saat, 0.86

mg/m3 konsantrasyonda cıva buharına maruz bırakılan tavşanlarda, maruziyetin sona

erdirilmesiyle geri dönüşümlü olabilen orta seviyede patolojik böbrek değişiklikleri

gözlenmiştir (Ashe ve ark. 1953).

Yüksek-seviyede akut, alkil cıva buharına maruz kalan bireylerin ölümünden

sonra yapılan otopside tübül epitelinde nekroz, granüllü protoplazmada şişme ve

böbreklerde boyanamayan çekirdeklere rastlanmıştır (Hook ve ark. 1954). İnsanlarda

orta süreli yada kronik organik cıva buharına maruziyeti takiben renal etkilerle ilgili

herhangi bir çalışma mevcut değildir. Ayrıca hayvanlarda inhalasyon yoluyla organik

cıvaya maruziyet sonrası renal etkileri inceleyen herhangi bir çalışma da mevcut

değildir.

1.1.2.7. Endokrin Etkiler

2 hafta boyunca cıva buharına maruz kalan 13-yaşındaki bir erkek çocukta tiroid

büyümesi ve düşük tiroid-stimüle-edici hormon seviyelerine rastlanmıştır

(Karpathios ve ark. 1991). Ortalama 10 yıl boyunca metalik cıva buharına maruz

kalan kloroalkali işçileri ile yapılan bir çalışmada, en yüksek konsantrasyona maruz

kalan işçilerde serum serbest-tiroksini (T4) ve serbest tiroksinin, serbest 3,5,3’-

triiyodotironin’e (T3) oranı biraz, ancak anlamlı şekilde yüksek çıkmıştır (Barregard

ve ark. 1994a, 1994b). Ayrıca serum serbest T3’ü, kümülatif cıva maruziyetiyle ters

orantılıdır, bu durum; cıvanın, T4’ün aktif hormon T3’e dönüşümünden sorumlu olan

11

5’-deiyodinazlar üzerindeki olası bir etkisine işaret etmektedir. Bu çalışmada, serum

total testosteronun (ancak serbest testosteron değil) kümülatif cıva maruziyetiyle

pozitif korelasyonu bulunurken; prolaktin, tirotropin ve üriner kortisol

konsantrasyonları maruziyetle ilişkilendirilememiştir.

İnsanlarda veya hayvanlarda inhalasyon yoluyla organik cıvaya maruziyetten

sonra meydana gelen endokrin etkilerle ilgili herhangi bir çalışma mevcut değildir.

1.1.2.8. Dermal Etkiler

İnsanlarda inhalasyon yoluyla elemental cıva buharına akut ve orta süreli maruziyet

eritematoz ve pruritik deri hastalıklarıyla sonuçlanmıştır (Aronow ve ark. 1990;

Bluhm ve ark. 1992a; Foulds ve ark. 1987; Karpathios ve ark. 1991; Schwartz ve ark.

1992; Sexton ve ark. 1976). Cıva maruziyetine karşı diğer dermal reaksiyonlar; ağır

perspirasyon (Aronow ve ark. 1990; Fagala ve Wigg 1992; Karpathios ve ark. 1991;

Sexton ve ark. 1976) ve avuç içlerinde ve ayak tabanlarında kızarıklık ve

kabarıklıkları içermektedir (Aronow ve ark. 1990; Fagala ve Wigg 1992; Karpathios

ve ark. 1991). İnhalasyon yoluyla metalik cıvaya maruziyetten sonra hayvanlarda

meydana gelen dermal etkilerle ilgili herhangi bir çalışma mevcut değildir.

İnsanlarda ve hayvanlarda inhalasyon yoluyla organik cıvaya maruziyet sonrası

meydana gelen dermal etkilerle ilgili herhangi bir çalışma mevcut değildir.

1.1.2.9. Nörolojik Etkiler

Merkezi sinir sistemi metalik cıva buharı maruziyeti için muhtemelen en hassas

hedef organdır. Metalik cıva maruziyetini takiben oluşan merkezi sinir sistemi

bozuklukları hem birbiriyle tutarlı hem de çok kesindir. Akut-, orta süreli- ve kronik

maruziyetler benzer nörolojik etkiler ortaya koymuştur. Maruziyet süresi ve/veya

konsantrasyonu arttıkça semptomlar şiddetlenmekte ve geri dönüşümsüz bir hale

gelmektedir. İnsanlarda, yüksek konsantrasyonlu akut cıva buharı inhalasyonunu

12

takiben advers nörolojik etkiler rapor edilmiştir. Genellikle, algısal, kişisel,

kavramsal ve motor karışıklık rapor edilmiştir. En önemli semptomlar titreme (ilk

olarak ellerde ve bazı durumlarda vücudun diğer bölümlerine de yayılmış biçimde),

duygusal hassasiyet (aşırı alınganlık, utangaçlık, güven kaybı ve sinirlilik), insomnia,

hafıza kaybı, nöromusküler değişimler (zayıflık, kas atrofisi ve kas çekilmesi), baş

ağrısı ve polinöropatidir (Adams ve ark. 1983; Bluhm ve ark. 1992a; Hallee 1969;

Jaffe ve ark. 1983; Karpathios ve ark. 1991; Lilis ve ark. 1985; McFarland ve Reigel

1978; Snodgrass ve ark. 1981). Bir kaç durumda, duyma kaybı, görmede azalma ve

halüsinasyonlar da rapor edilmiştir (Bluhm ve ark. 1992a; McFarland ve Reigel

1978).

1.1.3. Cıvanın Toksikokinetiği

İnhale edilmiş metalik cıva buharının absorbsiyonu yüksektir (yaklaşık olarak % 70–

80) ve sıvı metalik cıva maruziyeti için ihmal edilebilir düzeydedir. Anorganik cıva

tuzlarının absorbsiyonu cıvanın yapısı ve test şartlarına göre %2 ila %38 arasında

değişir. Metalik, anorganik ve organik cıva için dağılım verileri biyoakümülasyonun

en yüksek olduğu organın böbrek olduğunu göstermiştir. Lipofilik yapısı nedeniyle,

metalik cıva, plasenta ve kan – beyin bariyerinden kolayca geçebilir. Beyindeki

metalik cıvanın, anorganik divalan katyonunun oksidasyonu cıvanın beyinde

tutulmasıyla sonuçlanabilir. Anorganik cıva bileşikleri birçok organa ulaşabilirler,

bununla birlikte, bu organların düşük lipofiliteleri, bariyerlerden geçişi azaltır ve

beyin ve fötusta akümülasyon gerçekleşir. Metil cıvanın dağılımı da metalik

cıvanınkine benzerdir, fakat nispeten kan – beyin ve plasental bariyerleri geçme

özelliği nedeniyle beyin ve fötusta (anorganik cıvayla karşılaştırıldığında)

akümülasyonu daha fazladır ve organik cıva beyin ve fötusta anorganik divalan

katyonuna dönüşür (ATSDR, 1999).

Metalik cıva, bir çok dokuda gerçekleşen, hidrojen peroksidaz – katalaz yolağı

ile anorganik divalan cıvaya yükseltgenir. Anorganik divalan katyon sırayla metalik

cıvaya indirgenebilir. Hg+ iyonu sulfidril gruplarının varlığında kararsızdır ve

13

düzensiz bir şekilde metalik cıva ve Hg2+ iyonuna dönüşür. Metalik cıvayla birlikte

organik cıva da anorganik divalan cıvaya dönüşür fakat dönüşüm oranı metalik

cıvadan düşüktür.

Metalik cıva maruziyetini takiben, eliminasyon idrar, feçes ve solunumla

gerçekleşebilir. Anorganik cıva maruziyetinde ise eliminasyon idrar ve feçes yoluyla

olur. Organik cıva bileşikleri, insanlarda baskın olarak feçesle atılır. Hayvanlarda,

metil cıva feçesle ve fenil cıva bileşikleri birincil olarak feçesle ardından idrarla

atılır. Organik cıva bileşikleri baskın olarak anorganik formda atılır. Hem anorganik

cıva hem de metil cıva anne sütüyle atılır.

Metalik cıva buharı absorbsiyonunun akciğerler boyunca hızlı bir şekilde

difüzyona uğradığı düşünülmektedir. Anorganik (Hg2+) cıva bileşiklerinin oral

absorbsiyonu gastrointestinal yol boyunca hızlı bir şekilde difuzyonu içerir. (Hg+)

cıva bileşiklerinin oral absorbsiyon mekanizması bilinmemektedir. Organik cıvanın

oral absorbsiyonu organik cıva moleküllerinin sistein gibi moleküllere bağlanma

yeteneğine bağlıdır. Anorganik ve organik cıva bileşiklerinin mekanizması bu

kimyasalların proteinlerin sülfidril veya tiol gruplarına ve diğer biyolojik bileşiklere

olan ilgisini de içerebilir (ATSDR, 1999).

1.1.3.1. Absorbsiyon

Metalik cıva buharı inhalasyonunda absorbsiyon oldukça yüksektir. Metalik cıvanın

akut oral maruziyetinde absorbsiyon hem insan hem de hayvanlar için ihmal

edilebilir düzeydedir. Metil ve fenil cıva bileşikleri anorganik cıvaya oranla daha

kolay absorbe olur. Hayvan çalışmaları, organik ve anorganik cıvanın her ikisininde

absorbsiyonun diyet ve yaştan etkilenebileceğini göstermiştir. Anorganik ve organik

cıvanın dermal maruziyetindeki absorbsiyon düzeyleri ile ilgili sınırlı sayıda bilgi

mevcuttur.

14

1.1.3.2. Dağılım

İnsanlarda, metalik cıva inhalasyon yoluyla maruziyetten sonra, tüm vücuda dağılır.

Yağda yüksek çözünürlüğü nedeniyle kan-beyin ve plasental bariyerleri kolayca

geçebilir. Hg2+ iyonuna oksidasyonundan sonra birincil olarak böbreklerde birikir.

Anorganik divalan cıva bileşikleri benzer şekilde tüm organlara ulaşır, bununla

beraber, anorganik cıva bileşiklerinin lipofiliteleri daha düşük olduğu için beyin ve

fötustaki akümülasyonu metalik cıvaya göre daha düşüktür. Organik cıva bileşikleri

oral maruziyeti takiben vücut boyunca dağılır ve en fazla böbreklerde birikir. Metalik

cıva gibi, metil ve fenil cıva bileşiklerinin kan-beyin ve plasenta bariyerini geçme

kabiliyetleri vardır ve bu özellik dağılıma ve beyin ve fötusta birikmesine olanak

verir.

Metalik cıvanın lipofilik yapısı vücut boyunca dağılımına izin verir. Vücutta

çözelti halindeki metalik cıva oldukça lipofiliktir böylece kan-beyin ve plasental

bariyerlerden kolayca geçebilir (Clarkson 1989). Cıva tüm dokulara dağılır ve 24

saat içinde en yüksek seviyeye ulaşır, beyinde ise daha farklı olarak en yüksek

seviyeye 2-3 gün içerisinde ulaşır (Hursh ve ark. 1976). Cıva buharına inhalasyon

youyla maruziyetten sonra cıva en uzun süre beyinde kalır (Takahata ve ark. 1970).

Metalik cıvaya en son 10 yıl önce maruz kalmış Japon işçilerin otopsilerinde

beyinlerinde hala yüksek düzeyde cıva bulunmuştur (Takahata ve ark. 1970).

Oral yolla absorbe olan metalik cıvanın dağılımının birçok yönden, metalik

cıvanın biyolojik sıvılarda Hg2+ iyonuna yükseltgenmesi nedeniyle Hg2+ tuzlarına

benzemesi beklenir. Elementel cıvadan farklı olarak, kan-beyin ve plasental

bariyerleri geçen divalan cıva miktarı düşük lipofilitesi nedeniyle çok daha düşüktür

(Clarkson 1989).

İnsanlarda, organik cıva maruziyetini takiben cıvanın beyindeki dağılımı

incelenmiştir. Aschner ve Aschner (1990) tarafından, akut metil cıva maruziyetini

takiben beyindeki toplam cıvanın, organik cıvadan geldiğini bununla birlikte, kronik

maruziyetten sonra ise, toplam cıvanın çoğunun anorganik cıvadan geldiğini

15

belirtmişlerdir. Bu bulguların anlamı, organik cıvanın beyinde anorganik cıvaya

dönüştüğüdür. Maymunlarda yapılan çalışmalar, metil cıvaya kronik maruziyet

sonrasında ortalama yarı ömrün beyinde daha uzun olduğunu göstermiştir, bunun

nedeni metil cıvanın beyinde, beyin dokularına kuvvetli şekilde bağlanan bir

formuna dönüşmesidir (Rice 1989).

Metil cıva zehirlenmesinin ilk olarak 26 yıl önce görüldüğü bir erkeğin otopsisi

göstermiştir ki en yüksek cıva seviyesi (0.62–1.19 µg Hg/g) serebral korteksin

girusunda, serebellum, pallidum ve beyindeki oksipital kutupta bulunmuştur

(Takeuchi ve ark. 1989). Beyinde, toplam cıva seviyesi (0.02–1.19 µg/g) metil cıva

seviyesinden (yaklaşık olarak <0.01 µg/g) çok daha fazla bulunmuştur.

Bu bulgular Suda ve arkadaşlarının (1989) metil cıvanın beyinde anorganik

cıvaya dealkillendiği görüşünü destekler niteliktedir.

1.1.3.3. Metabolizma

Mevcut kaynaklar, cıvanın tüm formlarının metabolizmasının insan ve hayvanlar için

benzer olduğunu göstermiştir. Metalik ve anorganik cıva bir kere absorbe olduğu

zaman yükseltgenme-indirgenme döngüsüne katılır. Metalik cıva, kırmızı kan

hücrelerinde ve akciğerlerde divalan anorganik katyonuna yükseltgenir. Hg2+

bileşiklerine maruziyet sonucu absorblanan divalan katyon bileşikleri sırasıyla

metalik veya monovalan forma indirgenir ve ekselasyon yoluyla metalik cıva buharı

şeklinde atılır, protein sülfidril grupları varlığında, merküro cıva (Hg+) oransız bir

şekilde divalan katyona (Hg+2) ve sıfır oksidasyon basamağına (Hg0) dönüşür. Metil

cıva veya fenil cıvanın divalan anorganik cıvaya dönüşmesi absorbsiyondan hemen

sonra olur, aynı zamanda yükseltgenme-indirgenme yolağına da katılır (ATSDR,

1999).

16

1.1.3.4. Eliminasyon ve Boşaltım

Anorganik cıvanın eliminasyonu idrar ve feçes yoluyla olurken metalik cıvanın

eliminasyonu idrar, feçes ve hava yoluyla olur. Boşaltımla ilgili hayvan verileri

sınırlıdır fakat boşaltımın türe ve doza bağlı olduğu gözlenmiştir. Feçes anorganik

cıva bileşikleri için ana eliminasyon yoludur, fakat yüksek akut dozlarda idrarla

boşaltım yüzdesi artar. Organik cıvanın boşaltımı insanlarda baskın olarak safra

yoluyla olur. Hayvanlarda, metil cıva birincil olarak safra ve sonrasında feçes

yoluyla boşaltıma uğrarken, fenil cıva boşaltımı başlangıçta safra yoluyla sonrasında

idrarla gerçekleşir. Sıçanlarda anorganik ve organik maruziyetini takiben

eliminasyon için yaş bir faktördür, daha genç sıçanlarda daha yaşlı olanlara göre

belirgin bir şekilde daha yüksek bir tutma kapasitesi gözlenmiştir. Anorganik ve

organik cıva bileşiklerinin her ikisi de anne sütüyle boşaltıma uğrayabilir (ATSDR,

1999).

1.1.4. Cıvanın Farmakokinetiği

Metalik cıvanın akciğerler boyunca absorbsiyonu hızlı difüzyonla gerçekleşir.

Anorganik cıva bileşiklerinin oral absorbsiyonu intestinal yoldaki bozunmasına

bağlıdır. Bir kaç durumda, cıvanın toksik etki mekanizmasının temelinde cıvanın

sülfidril veya tiol grubu içeren proteinlere yüksek ilgi göstermesine bağlanır.

Metalik cıva buharı hızlı difüzyonla alveolar membranlardan geçer (Berlin ve

ark. 1969; Clarkson 1989). 10 hafta boyunca (her hafta 5 gün) yüksek

konsantrasyonda (0.5–1.0 mg/m3) cıva buharına maruz bırakılmış cıvaya karşı

duyarlı SJL/N farelerinin beyinlerindeki cıva dağılımının maruziyet büyüklüğünden

etkilendiği bulunmuştur (Warfvinge 1995). Günde 19 saat 0.5 mg/m3 veya günde 3

saat 1 mg/m3 cıvaya maruz bırakılan hayvanların neredeyse beyinlerinin bütün

bölgelerinde cıva bulunmuştur, günde 6 saat 0.3 mg/m3 maruziyette ise cıva birincil

olarak neokortikal tabakada, ak maddede, talamusda ve beyin sapında bulunmuştur.

Farelerde günde 1.5 saat 1 mg/m3 maruziyette cıva akümülasyonu için ak madde ve

17

beyin sapının hedef bölge olduğu bulunmuştur. Farelerdeki bu bulgular genel olarak

cıvaya duyarlı sıçanlardaki cıvanın beyindeki dağılımlarının uyumlu derecede

olduğunu göstermiştir (Schionning ve ark.1991; Warfvinge ve ark. 1992), sadece ak

madde cıva akümülasyonu için hedef bölge olarak bulunmamıştır.

Metalik cıvanın oral absorbsiyonu, muhtemelen in vivo ortamda divalan cıvaya

dönüşmesi ve sülfidril gruplarına bağlanması veya elementel formunun

absorbsiyonunun zayıf olması nedeniyle düşüktür. Anorganik cıva bileşikleri için

akciğerlerdeki düşük absorbsiyon muhtemelen üst solunum yollarında tortu olarak

kalan parçacıkların hızlıca temizlenmesinden kaynaklanmaktadır (Friberg ve

Nordberg 1973). Çözünürlük ve diğer kimyasal özellikler absorbsiyonu etkileyen

faktörlerden olabilir. Anorganik (Hg2+) cıvanın intestinal absorbsiyon mekanizması

difüzyon işlemini ve absorbsiyon hızı bağırsaklarda lümendeki cıva

konsantrasyonuyla olan oranı da içerir (Piotrowski ve ark. 1992). Anorganik cıvanın

intestinal sistem boyunca taşınma miktarı çözünürlüğüne (Friberg ve Nordberg 1973)

veya lümende bileşiklerin ne kadar kolay bozunduğuna bağlıdır (Endo ve ark. 1990).

Hg2+ bileşiklerinin absorbsiyonu, çözünürlük veya gastrointestinal sistemdeki

divalan katyona dönüşüm nedeniyle düşüktür.

Divalan katyon hem difüzyona uğramayan (dokularda) hem de uğrayabilen

cıva formunda mevcuttur (Halbach ve Clarkson 1978; Magos 1967). Cıva ve

bileşiklerinin dağılım mekanizması, muhtemelen farklı dokulardan difüzyona

uğrayamayan cıva formlarının alınmasına veya kırmızı kan hücrelerinde ve plazma

proteinlerinde cıva bağlı proteinlerin bağlanma bölgelerine (sülfidril grupları)

bağlıdır (Clarkson 1972).

Anorganik ve organik cıvanın toksik etki mekanizmalarının benzer olduğu

düşünülmektedir. Cıvanın farklı formlarının (metalik, monovalan ve divalan

katyonlar, metil ve fenil bileşikleri gibi) bağıl toksisitelerinin hassas dokulardaki

akümülasyona bağlı olduğu belirtilmiştir. Bu teori cıvanın böbreklerde ve santral

sinir sistemindeki belirli bölgelerde akümülasyonuyla desteklenmiştir (Rothstein ve

Hayes 1960; Somjen ve ark. 1973).

18

Vahter ve arkadaşları tarafından anorganik cıva ve metil cıvanın dişi

maymunların (Macaca fascicularis) beynindeki akümülasyonu araştırılmıştır (1994).

Bu çalışmada, hayvanlara 6, 12 veya 18 aylık periyotlarla 50 µg/kg/gün oral dozla

cıva verilmiştir. Normal ağırlıktaki maymunların (2.4 – 4.1 kg), kanlarındaki sabit

haldeki total cıva konsantrasyonları 4 ay boyunca belirlenmiştir. Kandaki

eliminasyonun yarı-ömrü 26 gün olarak bulunmuştur. Beyindeki akümülasyon

bifazik olarak belirlenmiştir. 12 ay boyunca cıvaya maruz bırakılan maymunlarda

beyin metil cıva eliminasyon yarı-ömrü 35 gün olarak belirlenmiştir. Diğer yandan

anorganik cıvanın yarı ömrü yıllara dağılmıştır. Aynı zamanda 6-12 aylık

maruziyette anorganik cıvanın beyindeki total cıvanın %9’unu, 18 aylık maruziyette

ise %18’ini oluşturduğu bulunmuştur. Araştırmacı, beyinde anorganik cıva

varlığının, beyindeki metil cıvanın demetilasyona neden olduğunu belirtmiştir.

Normal ağırlıklı maymunlara göre ağır maymunlarda daha yüksek konsantrasyonda

cıva bulunmasının nedeni daha yüksek kan cıva seviyeleri ve beyin-kan dağılım

oranıdır.

Organik cıvanın dağılımı, vücutta proteinlerle kompleks oluşturması şeklinde

gerçekleşir. Sülfidril gruplarının (SH-) metilmerkürik katyona (CH3Hg+) yüksek

afinitesi nedeniyle metil cıva suda çözünen moleküllerle veya tiol içeren amino

asitlerle birlikte bulunur (Aschner ve Aschner 1990). Kanda, karaciğerde ve safrada

metil cıvanın sistein veya glutatyonla oluşturduğu kompleksleri bulunmuştur

(Aschner ve Aschner 1990). Subkütan enjeksiyonundan sonra metil cıvanın beyine

taşınması tiol içeren amino asitlere bağlanması şeklinde gerçekleşir (Aschner ve

Clarkson 1988). Metil cıva katyonu sistein amino asitinin tiol grubuna bağlanabilir

ve demir ve sülfür atomlarıyla 180 derece açılık valans bağ oluşturarak bir kompleks

oluşturur, oluşan bu kompleks methionine amino asitine benzer kimyasal yapıdadır

(Clarkson 1995). Bu sayede metil cıva, kan-beyin bariyerini “gizlenmiş” bir amino

asit gibi taşıyıcı-aracı sistemi ile geçebilir (taşınma sadece metil cıvanın yağda

çözünürlüğü sayesinde gerçekleşmez). Metil cıvanın beyinde tutulması leusin,

methionine, fenilalanin ve diğer büyük nötral aminoasitler sayesinde engellenir

(Clarkson 1995).

19

1.2. Kurşun

1.2.1. Fiziksel ve Kimyasal Özellikleri

Kurşun çevrede doğal olarak bulunan ve periyodik tablonun IVA grubuna ait olan bir

elementtir. Doğal kurşun, 208Pb (51–53%), 206Pb (23.5– -27%), 207Pb (20.5–23%) ve 204Pb (1.35–1.5%) olmak üzere dört kararlı izotopunun karışımından oluşur

(ATSDR, 2007).

Kurşun çok bol bulunan bir element değildir fakat kurşun cevheri birikintileri

çok bulunur ve çevreye dağılmış durumdadır. Kurşunun, korozyon rezistansı,

yoğunluğu ve düşük erime noktası gibi özellikleri, boru, lehim ve akü yapımında

kullanılmasına olanak sağlamaktadır.

Kurşun üç oksidasyon basamağına sahiptir: Pb(0), metal; Pb(II) ve Pb(IV).

Kurşun çevrede birincil olarak Pb(II) olarak bulunur. Pb(IV) sadece çok fazla

oksitleyici şartlar altında oluşabilir ve normal çevre koşullarında doğada bulunmaz.

Metalik kurşun doğada nadir olarak bulunur (ATSDR, 2007).

Kurşun havaya ve suya maruz bırakıldığı zaman, kurşun sülfat, kurşun oksit ve

kurşun karbonat filmleri oluşur ve bu filmler, metalin temelindeki korozyonu

durdurucu veya yavaşlatıcı bir koruyucu bariyer görevini üstlenirler. Kurşun,

elektromotor serilerinde hidrojenin biraz üstünde bulunur ve asidik ortamda teorik

olarak hidrojenle yer değiştirebilir. Bununla beraber, küçük potansiyel fark ve

yüksek hidrojen aşırı gerilimi bu yer değiştirmeyi engeller (King ve Ramachandran

1995; Sutherland ve Milner 1990).

20

1.2.2. Kurşunun Kullanım Alanları

Kurşun, saf olarak veya diğer metal veya kimyasal bileşiklerle alaşım halinde

kullanılabilir. Kurşunun ticari önemi, kolay şekil verilebilmesi, yüksek yoğunluk,

düşük erime noktası, fabrikasyon kolaylığı, asit rezistansı, sülfirik asitle

elektrotermal reaksiyonu ve hava, su ve topraktaki kimyasal kararlılığı gibi

özelliklerinden kaynaklanır (King ve Ramachandran 1995; Shea 1996; Sutherland ve

Milner 1990). Kurşun, akü üretiminde; kurşun alaşımları pirinç, bronz ve bazı

lehimlerde; tabaka ve borularda nükleer ve x-ışını kaplamasında, kablo korumasında,

ses kontrol materyallerinde; kimyasal rezistans astarlamasında; cephane ve kurşun

bileşikleri cam yapımında, seramiğe cam kaplanmasında, plastik dengeleyici ve

boyalarda kullanılır. Kurşunun günümüzdeki en yaygın kullanımı kurşun-asit

bataryalarıdır. Kurşunun bu yaygın kullanımı geniş bir alana yayılmış maruziyete

neden olduğu için, çevre ve sağlık otoriteleri tarafından kullanımı kısıtlanmaya

başlanmıştır (Larrabee 1998).

Kurşun arsenit ve kurşun arsenat zirai alanda herbisit, insektisit veya rodentisit

olarak kullanılmıştır. 1960’lı yıllara kadar meyve bahçelerindeki kullanımı yaygın

olmuş, fakat 1988 yılında tüm kurşun arsenat insektisitlerinin kullanımı

yasaklanmıştır. (EPA 2002; PAN Pesticides Database 2004; Peryea 1998; Wisconsin

Department of Health and Family Services 2002).

1.2.3. Kurşunun Sağlık Üzerine Etkileri

1.2.3.1. Ölüm

Mesleki olarak kurşuna maruz kalmış işçilerle yapılan mortalite çalışmaları olduğu

kadar genel popülasyonla yapılmış çalışmalar da mevcuttur. 1946-1970 yılları

arasında en az bir yıl boyunca çalışmış 4519 pil fabrikası işçisi ve 2300 kurşun

üretim işçisiyle 1947 ve 1980 yılları arasında mortalite çalışması yapılmıştır (Cooper

21

1988; Cooper ve ark. 1985). Artan mortalite oranlarının büyük kısmı habis

neoplazmalardan, hipertansiyon ve nefriti de içeren kronik renal hasardan ve “tam

tanımlanmamış” nedenlerden kaynaklanmıştır. Kurşun işçilerinde, serebrovasküler

hasara bağlı olarak artan ölümleri destekleyen ek çalışmalar da yapılmıştır (Fanning

1988; Malcolm ve Barnett 1982; Michaels ve ark. 1991). Malcolm ve Barnett (1982),

1921 ve 1976 yılları arasında kurşun asit batarya fabrikasında çalışan işçilerin ölüm

nedenlerini araştıran bir çalışma yapmış ve 65-69 yaşları arasındaki işçilerde

serebrovasküler hasarın neden olduğu ölümlerde anlamlı bir artış olduğunu

bulmuşlardır. Fanning (1988), 1926 yılından 1985 yılına kadar kurşuna maruz kalmış

867 işçiyle, kurşuna düşük oranda veya hiç maruz kalmamış 1206 işçinin ölüm

nedenlerini karşılaştırmış ve kontrol grubuyla karşılaştırıldığında 1946 ve 1965

yılları arasında serebrovasküler hasara bağlı olarak ölen işçilerin sayısında anlamlı

bir artış olduğunu bulmuştur.

1.2.3.2. Sistemik Etkiler

1.2.3.2.1. Solunum Sistemi Etkileri

Kurşun maruziyetini takiben insanlarda oluşan solunum sistemi etkileriyle ilgili

sınırlı sayıda bilgi mevcuttur. Türkiye’de 62 erkek kurşun işçisiyle yapılan bir

çalışmada kontrol grubuyla karşılaştırıldığında pulmoner fonksiyonlarda anlamlı bir

değişim olduğu rapor edilmiştir (Bagcı ve ark. 2004).

1.2.3.2.2. Kardiyovasküler Etkiler

Kurşunun hayvanlar üzerinde çeşitli kardiyovasküler etkileri olmasına rağmen

(Vaziri ve Sica 2004), insanlarda düşük seviyeli maruziyetlerde ve düşük kan kurşun

seviyelerinde sistemik kan basıncında artış ve glomerüler filtrasyonda azalma

gözlenmiştir. Glomerüler filtrasyon oranındaki azalmanın kan basıncındaki artışlara

katkısı olabilir ve yükselmiş kan basıncı insanlarda glomerüler hasar oluşma riskini

22

artırabilir. Diğer kardiyovasküler değişimler, artan kurşun vücut yüküyle ve/veya

insanlarda kardiyak ritimdeki değişikliklerle birlikte ortaya çıkar (Böckelmann ve

ark. 2002; Cheng ve ark. 1998; Kirkby ve Gyntelberg 1985; Kosmider ve Petelenz

1962).

1.2.3.2.3. Gastrointestinal Etkiler

Kolik, kurşun zehirlenmesinde ortaya çıkan ilk semptomdur. Kolik; abdominal ağrı,

konstipasyon, kramp, bulantı, kusma, anoreksi ve kilo kaybı gibi semptomların

kombinasyonuyla karakterize edilmektedir. Gastrointestinal semptomlar 100-200

µg/dL kan kurşun seviyelerinde ortaya çıksa da, kan kurşun seviyesi 40 ve 60 µg/dL

olan işçilerde de bu semptomların gözlemlendiği durumlar oluşmuştur (Awad El

Karim ve ark. 1986; Baker ve ark. 1979; Haenninen ve ark. 1979; Holness ve

Nethercott 1988; Kumar ve ark. 1987; Marino ve ark. 1989; Matte ve ark. 1989;

Pagliuca ve ark. 1990; Pollock ve Ibels 1986; Rosenman ve ark. 2003; Schneitzer ve

ark. 1990).

1.2.3.2.4. Hematolojik Etkiler

Kurşunun hematolojik sistemde değişikliklere neden olduğu bilinmektedir. Kurşun

anemiyi indükler ve sonuç olarak hem sentezi inhibisyonuna ve eritrosit ömründe

kısalmalara neden olur. Kurşun hem sentezine δ-aminolevülinik asid dehidrataz

(ALAD) ve ferroşelataz aktivitelerini değiştirerek dahil olur. Bu değişimler

sonucunda, hem biyosentezi azalır ve yolaktaki hız belirleyici enzim olan δ-

aminolevülinik sentaz (ALAS) aktivitesi artar. Enzim aktivitelerindeki bu değişimler,

idrar porfirin, koproporfirin ve δ-aminolevülinik asid (ALA)’da artış, kan ve plazma

ALA’da artış ve eritrosit protoporfirin (EP)’de artışla sonuçlanır.

23

1.2.3.2.5. Hepatik Etkiler

Çocuklarda kurşun maruziyetinin hem içeren protein sitokrom P-450’nin oluşumunu

inhibe ettiği belirlenmiştir. Akut kurşun zehirlenmesi tanısı konmuş iki çocukta, test

ilacı antipirinin kontrol grubundaki kadar hızlı metabolizasyona uğramadığı

belirtilmiştir (Alvares ve ark. 1975). Diğer bir çalışmada, kontrol grubuyla

karşılaştırıldığında, pozitif kurşun idrar atılımı olan (≥500 µg/24 saat) çocukların

kortizolün 6β-hidroksilasyonunda anlamlı bir düşüş olduğu bulunmuştur (Saenger ve

ark. 1984).

1.2.3.2.6. Renal Etkiler

Kurşun nefrotoksisitesi, proksimal tübüler nefropati, glomerüler skleroz ve

interstisyel fibrozla karakterize edilir (Diamond 2005; Goyer 1989; Loghman-

Adham 1997). İnsanlarda aşırı seviyede kurşun maruziyeti, enzimüri, düşük ve

yüksek molekül ağırlıklı proteinüri, organik anyonlarla ve glukozun taşınmasında

bozukluk ve deprese glomerüler filtrasyon oranını da içeren fonksiyonel eksikliklerle

birlikte ortaya çıkar.

1.2.3.3. Reprodüktif Etkiler

İsviçre’de bir kurşun işleme fabrikasında çalışan kadın işçilerle yapılan çalışmada,

gebelik süresince çalışmaya devam eden (294 gebeliğin %13.9’u düşükle

sonuçlanmıştır) veya gebelik öncesinde çalışmış ve devamında fabrikanın 10 km

kadar yakınında yaşayan (176 gebeliğin %17’si düşükle sonuçlanmıştır) kadın

işçilerde kendiliğinden olan düşük sıklığında artma gözlenmiştir (Nordstrom ve ark.

1979).

24

1.2.3.4. Gelişimsel Etkiler

Düşük seviyeli kurşun maruziyetinin konjenital anomalilere neden olduğu ile ilgili

raporlanmış bilgi mevcut değildir. Ancak 5183 birbirini izleyen doğumda 20. haftada

kordon kanındaki kurşun düzeyi ile hemanjiyom, hidrosel, deri anomalileri ve

inmemiş testis gibi minör anomaliler görülmekle birlikte büyük malformasyonlara

rastlanmamıştır (Needleman ve ark. 1984), kurşunla bağıntılı özel bir malformasyon

bilinmemektedir. Araştırmacılara göre, sonuçlar kurşunun diğer teratojenik risk

faktörleriyle birleşebileceğini ve anormal sonuçları arttırabileceğini belirtmişlerdir.

1.2.3.5. Nörolojik Etkiler

1.2.3.5.1. Yetişkinlerde Nörolojik Etkiler

Yetişkinlerde en ciddi nörolojik etki, beyin fonksiyonlarında çeşitli hasarlara neden

olan kurşun ensefalotopisidir. İlk maruziyeti takiben, birkaç hafta içinde

gelişebilecek erken semptomlar; durgunluk, iritabilite, zayıf dikkat süresi, baş ağrısı,

kas titremeleri, hafıza kaybı ve halüsinasyondur. Daha ileri seviyelerde, deliryum,

konvulsiyonlar, paralizi, koma ve ölüm görülebilir (Kumar ve ark. 1987).

Yetişkinlerde kurşun ensefalotopisinin neden olduğu ölüm durumlarındaki

histopatolojik bulgular çocuklardakiyle benzerdir.

Yetişkinlerde, ciddi kurşun ensefalotopisi, 460 µg/dL ye ulaşabilen çok yüksek

kan kurşun seviyeleri ( Kehoe 1961) haricinde genellikle gözlenmez.

1.2.3.5.2. Yetişkinlerde Nörodavranışsal Etkiler

Mesleki kurşun maruziyeti sık sık nörotoksisite belirtileriyle ilişkilendirilir. Literatür,

akut-orta ve kronik mesleki maruziyeti takiben, kan kurşun seviyesi yaklaşık olarak

40 ila 120 µg/dL aralığına ulaştığı zaman huzursuzluk, unutkanlık, iritabilite, letarji,

25

baş ağrısı, yorgunluk, impotans, azalmış libido, baş dönmesi, güçsüzlük ve parestezi

de dahil olmak üzere sınırsız sayıda olgu içermektedir (Awad El Karim ve ark. 1986;

Baker ve ark. 1979, 1983; Campara ve ark. 1984; Haenninen ve ark. 1979; Holness

ve Nethercott 1988; Lucchini ve ark. 2000; Marino ve ark. 1989; Matte ve ark. 1989;

Pagliuca ve ark. 1990; Pasternak ve ark. 1989; Pollock ve Ibels 1986; Rosenman ve

ark. 2003; Schneitzer ve ark. 1990; Zimmerman-Tanselia ve ark. 1983).

Yukarıda belirtilen bulgulara ek olarak, bir çok çalışmada kurşun işçilerinde

nöropsiklojik etkiler rapor edilmiştir. Bu çalışmalardaki kan kurşun aralığı 40 ila 80

µg/dL’dir. Örneğin, Parkinson ve arkadaşları (1986), kurşun işçilerinin kurşuna

maruz kalmamış işçilerle karşılaştırıldığında toplumsal ilişkilerinde yüksek derecede

çelişkiler bulunduğunu rapor etmişlerdir.

1.2.4. Kurşun Toksikokinetiği

Anorganik kurşun, inhalasyon, oral ve dermal maruziyeti takiben absorbe olabilir,

fakat dermal yol, diğer iki maruziyet yoluna göre daha az etkilidir. Hayvan

çalışmaları organik kurşunun en fazla deri yoluyla absorbe olduğunu göstermiştir.

Daha büyük partiküller ancak yutma yoluyla absorbe olabilirken, mikron düzeyinden

küçük anorganik kurşun partikülleri solunum sistemi boyunca tamamen absorbe

olabilirler. Kurşunun gastrointestinal sistemdeki absorbsiyon hızı ve miktarı kişinin

özelliklerine ve mideye alınma ortalamasına bağlıdır. Yetişkinler oral dozla suda

çözünebilir kurşunun ancak %3-10’unu absorblayabilirken (Heard ve Chamberlain

1982; James ve ark. 1985; Rabinowitz ve ark. 1980; Watson ve ark. 1986), çocuklar

%40-50’sini absorblayabilirler (Alexander ve ark. 1974; Ziegler ve ark. 1978).

Anorganik kurşunun gastrointestinal absorbsiyonu birincil olarak onikiparmak

bağırsağında gerçekleşir. Kurşunun vücut boyunca dağılımı değişik yollarla olur ve

yetişkinlerde vücuttaki toplam kurşunun %94’ü kemiklerdedir, çocuklarda bu oran

%73’tür (Barry 1975). Kandaki kurşun birincil olarak kırmızı kan hücrelerinde

bulunur. Hamilelik, emzirme dönemi, menapoz ve osteoporoz gibi dönemlerde

kemik resorpsiyonu arttığı için kandaki kurşun oranı da artar. Kurşun anneden fötusa

26

geçebilir ve aynı zamanda anne sütü yoluyla bebeğe de geçebilir. Anorganik

kurşunun metabolizması çeşitli protein ve protein olmayan ligandlarla kompleks

oluşumunu içermektedir. Organik kurşun bileşikleri, karaciğerde, sitokrom P-450

enzimleri tarafından oksidatif dealkillenme yoluyla etkin olarak metabolize olurlar.

Kurşun maruziyet yolundan bağımsız birincil olarak idrar ve feçes yoluyla boşaltıma

uğrar. Ter, tükürük, saç, tırnaklar ve anne sütü minör boşaltım yollarıdır. Kanda ve

kemiklerde anorganik kurşunun eliminasyon yarı-ömrü yaklaşık olarak sırasıyla 30

gün ve 27 yıldır. Kurşun farmokokinetiği için, kurşun dönüşüm oranlarını, çeşitli

organlarda kurşunun tutulma şekilleri ve doku grupları arasında dağılma oranlarını

karakterize eden bir kaç model vardır. Bazı modellerin kurşun risk değerlendirmeleri

için geniş bir kullanım alanı vardır.

1.2.4.1. Absorbsiyon

Parçacıklı aerosolleri içeren çevre havasında bulunan anorganik kurşun, aerosol

inhale edildiği zaman soluk borusunda depolanabilir. Soluk borusundaki parçacıklı

aerosolün miktarı ve bıraktığı tortu, inhale edilen parçacıkların boyutuna, solunum

şekline (burun solunumu, ağız solunumu gibi), havadaki geometrisine ve soluk

borusundaki hava-buhar hızına bağlıdır (James ve ark. 1994). Kurşun tortusunun

absorbsiyonu parçacık boyutundan ve çözünürlüğünden etkilenir.

Soluk borusundaki tortu ve soluk borusundan klirensi yetişkin insanlarda

ölçülmüştür (Chamberlain ve ark. 1978; Hursh ve Mercer 1970; Hursh ve ark. 1969;

Morrow ve ark. 1980; Wells ve ark. 1975). Bu çalışmalarda, maruziyetler, ortalama

aerodinamik çapı 1 µm’den düşük olan kurşun-ilgili parçacıkları içerir, bununla

beraber inhale edilmiş kurşun parçacıkları birincil olarak soluk borusundaki

bronşiolar ve alveolar bölgelerde tortu bırakır (James ve ark. 1994). İnhale edilmiş

kurşun klorürün veya kurşun hidroksitin yaklaşık olarak %25’i, 5 dakika boyunca

anorganik kurşun aerosolünü inhale eden yetişkinlerin soluk borularında tortulaşma

bulunmuştur (Morrow ve ark. 1980). Yaklaşık olarak tortulaşmış anorganik kurşunun

27

%95’i inhale edilmiş mikrondan küçük parçacıklardır (Hursh ve ark. 1969; Wells ve

ark. 1975).

Radyoaktif (203Pb) tetraetil kurşun buharına (1-2 dakika boyunca yaklaşık

olarak 1 mg/m3 maruziyet) tek maruziyeti takiben dört kadında, inhale edilmiş 203Pb’nin %37’si birincil olarak soluk borusunda tortulaşmış, yaklaşık olarak %20’si

48 saati takiben eksale edilmiştir (Heard ve ark. 1979). Maruziyetten bir saat sonra, 203Pb’nin yaklaşık %50’si karaciğerde yüklenir ve kalan yük vücudun tamamına

dağılır. Tetrametil kurşunla (203Pb) yapılan benzer bir deneyde, inhale edilmiş 203Pb’nin %51’i birincil olarak soluk borusunda tortulaşır, yaklaşık %40’lık kısmı ise

48 saat içinde eksale olur. 203Pb’nin, maruziyetten bir saat sonra dağılımı tetraetil

kurşununkine benzerdir.

Alınmış anorganik kurşunun gastrointestinal absorbsiyonunun hızı ve miktarı

kişiye (yaş, perhiz, besindeki kalsiyum ve demir durumu, hamilelik gibi) ve alınmış

kurşunun fizikokimyasal özelliklerine (parçacık minerolojisi, çözünürlük ve kurşun

türü) bağlıdır.

Anorganik kurşun bileşiklerinin dermal absorbsiyonu genellikle inhalasyon

veya oral yolla maruziyetle karşılaştırıldığında çok daha azdır. Sekiz erkek gönüllüye

12 saat boyunca 203Pb etiketli kurşun asetatın kozmetik olarak hazırlanmış şeklinin

(0.1 mL krem içinde 0.12 mg Pb veya 0.1 g krem içinde 0.18 mg Pb) deriye

uygulanmasını takiben, absorbsiyon tüm vücutta, idrarda ve kanda ≤0.3%

ölçülmüştür ve bu tarz karışımların normal kullanımı süresince absorbsiyonun %0,06

olduğu tahmin edilmektedir (Moore ve ark. 1980). Absorbsiyonun çoğu 12 saatlik

maruziyet içinde gerçekleşmiştir. Kurşun, aynı zamanda kurşun nitrat olarak deriye

uygulandığı zaman da absorbsiyon gerçekleşir fakat bununla ilgili miktar analizi

bildirilmemiştir.

Tavşan ve farelerde, anorganik kurşun ve organik kurşun tuzları, tetraalkil

kurşun bileşiklerinin deri boyunca hızlıca ve geniş ölçüde absorbe olduğu

gösterilmiştir (Kehoe ve Thamann 1931; Laug ve Kunze 1948). Tavşanların karın

28

bölgelerine 25 cm2’lik bir alana eşit olarak dağıtılan 0,75 mL tetraetil kurşun, 10,6

mg kurşuna ve 0,5 saat içinde ölümle ve 4,41 mg kurşuna ve 6 saat içinde ölümle

sonuçlanmıştır (Kehoe ve Thamann 1931). Tetraetil kurşunun, kurşun asetata göre

sıçanların derilerinden daha büyük miktarda absorbe olduğu bildirilmiştir (Laug ve

Kunze 1948). Deri yoluyla absorbsiyon oranları insanlar ve kobaylar için; tetrabutil

kurşun > kurşun nuolat (kurşun linoleik ve oleik asit compleks) > kurşun naftanat >

kurşun asetat > kurşun oksit (Bress ve Bidanset 1991).

1.2.4.2. Dağılım

Yapılan çalışmaların çoğu, çocuklar ve yetişkinlerde kurşunun dağılımının benzer

olduğunu göstermesine rağmen, yetişkinlerde kurşunun büyük bir kısmı kemikte

depolanır (Barry 1975, 1981; Gross ve ark. 1975; Schroeder ve Tipton 1968).

İnsanlarda, organik kurşun maruziyeti sonrasında vücutta dağılımıyla ilgili

bilgiler çok sınırlıdır. Tetraetil veya tetrametil kurşuna (1 mg/m3) 1-2 dakikalık

maruziyetten bir saat sonra yaklaşık olarak %50’si karaciğerde ve %5’i böbrekte

toplanır kalan kurşun vücut boyunca dağılır (Heard ve ark. 1979). %31 oranında

tetraetil kurşun içeren (ağırlıkça %17,6) çözücüye kaza sonucu inhalasyon yoluyla

maruz kalan bir kadın ve bir erkekte dokulardaki kurşun konsantrasyonları en

yüksekten en düşüğe olmak üzere karaciğer, böbrek, beyin, pankreas, kaslar ve kalp

olarak belirtilmiştir (Bolanowska ve ark. 1967). Kurşun maruziyetiyle ilgili diğer bir

vakada %59 tetraetil kurşun içeren bir kimyasala maruz kalan kişide, kurşun

konsantrasyonu en fazla karaciğerde bulunmuş böbrek, pankreas, beyin ve kalp

karaciğeri takip etmişlerdir (Bolanowska ve ark. 1967).

1.2.4.2.1. Kanda Kurşun

Kandaki kurşun konsantrasyonu, yaşa, fizyolojik duruma (hamilelik, emzirme

dönemi, menapoz) ve maruziyeti etkileyen sayısız faktöre göre değişir. Yetişkinler

29

arasında, kandaki kurşun konsantrasyonu 60 yaşı ve fazlasını da içermek üzere en

fazla stratumdadır.

Yetişkinlerde kandan kurşunun atılım yarı-ömrü yaklaşık olarak 30 gündür

(Chamberlain ve ark. 1978; Griffin ve ark. 1975; Rabinowitz ve ark. 1976). Kurşun

kanda birincil olarak kırmızı kan hücrelerinde bulunur (%99) (Bergdahl ve ark. 1997,

1998, 1999; Hernandez-Avila ve ark. 1998; Manton ve ark. 2001; Schutz ve ark.

1996; Smith ve ark. 2002). Kırmızı kan hücrelerinde bulunan kurşunun çoğu eritrosit

membranlarından daha ziyade proteinlere bağlanır. Plazmadaki kurşunun yaklaşık

olarak %40-75’i, albüminin dominant ligand olarak ortaya çıktığı plazma

proteinlerine bağlıdır (Al-Modhefer ve ark. 1991; Ong ve Lee 1980). Kurşun aynı

zamanda γ-globulinlerede bağlanabilir (Ong ve Lee 1980). Kurşun serumda,

proteinlere bağlı olarak bulunmaz, küçük molekül ağırlıklı sülfidril bileşikleriyle

(sistein, homosistein gibi) ve diğer ligandlarla büyük kompleksler oluşturarak

bulunur (Al-Modhefer ve ark. 1991).

1.2.4.2.2. Kemikte Kurşun

Yetişkinlerde vücuttaki toplam kurşun yükünün %94’ü kemiklerde bulunur.

Çocuklarda ise bu değer %73’tür (Barry 1975). Kemikteki kurşun konsantrasyonu

yaşla birlikte artar (Barry 1975, 1981; Gross ve ark. 1975; Schroeder ve Tipton

1968). Maruziyet sona erdikten sonra yetişkinlerin kemiklerindeki bu büyük kurşun

havuzu kan kurşun seviyelerinin devamlılığını sağlar (Fleming ve ark. 1997; Inskip

ve ark. 1996; Kehoe 1987; O'Flaherty ve ark. 1982; Smith ve ark. 1996). Bu kurşun

havuzu aynı zamanda hamilelerde fötusta kemik oluşumu başladığı zaman bebeğin

kemiklerine de geçer (Franklin ve ark. 1997; Gulson ve ark. 1997, 1999, 2003).

Kurşun kemikte eşit olarak dağılmaz.

30

1.2.4.3. Metabolizma

Anorganik kurşun, çeşitli protein veya protein yapısında olmayan ligandlarla

kompleks oluşumlarını içerir. Majör ekstrasellüler ligandlar albümin ve protein

yapısında olmayan sülfidrilleri içerir. Kırmızı kan hücrelerindeki majör intrasellüler

ligand ALAD’dır. Kurşun aynı zamanda hücre çekirdeğinde ve sitozolde de

proteinlerle kompleks oluşturur.

Alkil kurşun bileşikleri karaciğerde, sitokrom P-450 tarafından katalizlenerek

oksidatif dealkilleme ile metabolize olur. Tetraetil kurşuna mesleki maruziyete

uğramış işçilerle yapılan çalışmlarda tetraetil kurşunun, dietil kurşun, etil kurşun ve

anorganik kurşun olarak idrar yoluyla atıldığı belirtilmiştir (Turlakiewicz ve

Chmielnicka 1985; Vural ve Duydu 1995; Zhang ve ark. 1994). İşçilerde tetraalkil

kurşun bileşiklerine maruziyeti takiben karaciğer, böbrek ve beyinde tetraalkil

metabolitleri bulunmuştur, aynı zamanda bu metabolitler mesleki maruziyete

uğramamış kişilerin beyin dokularında da belirlenmiştir (Bolanowska ve ark. 1967;

Nielsen ve ark. 1978).

1.2.4.4. Boşaltım

Maruziyet yolundan bağımsız olarak, absorbe edilmiş kurşun birincil olarak idrar ve

feçes, daha az olarak da ter, tükürük, saç ve tırnaklar yoluyla vücuttan atılır

Chamberlain ve ark. 1978; Griffin ve ark. 1975; Hursh ve Suomela 1968; Hursh ve

ark. 1969; Kehoe 1987; Rabinowitz ve ark. 1976; Stauber ve ark. 1994).

1.3. Beyin Bariyer Sistemleri

Beyin bariyeri veya beyin bariyer sistemi kavramı kan-beyin bariyeri ve kan-

serebrospinal sıvı bariyerini içerir. Bu beyin bariyerleri, merkezi sinir sistemini,

farklı tamamlayıcı mekanizmalarla, kimyasal saldırılara karşı korur. Toksik metal

31

molekülleri, bu mekanizmaları baypas geçebileceği gibi, ayrılabilirler de, ve böylece

beyin-bariyerlerine potansiyel olarak toksik zarar verebilirler. Kan- beyin bariyerinin

zarar görmesinin, kimyasal olarak indüklenmiş nörotoksisiteye neden olabilmesi

destekleyici kanıt olarak önerilebilir.

Çoğu metal (kalsiyum, bakır, magnezyum, mangan, demir, çinko, kobalt ve

molibdenyum) merkezi sinir sisteminin optimizasyonu için gerekli ve esansiyeldir.

Bu metaller beyin fonksiyonu için katalizör olarak, ikincil taşıyıcı ve gen tanıma

regülatorleri olarak önemli roller oynarlar. Yani, metaller optimal seviyelerde

merkezi sinir sistemi için sağlanmalıdır, çünkü, metallerin az ya da fazla olması

merkezi sinir sisteminde bozulmalara yol açar.

Böylece metal iyonlarının kan beyin bariyerinden geçişleri, merkezi sinir

sistemindeki seviyelerinin belirlenmesi için ilk adımdır. Bunun yanında, cıva ve

kurşun gibi esansiyel olmayan metallerde merkezi sinir sistemine kolaylıkla erişim

sağlayabilirler. Kan beyin bariyerinde ve kan- serebrospinal sıvı bariyerinde akümüle

olmuş en az dokuz metal bulunmuştur (Zheng, 2001). Klinik olarak, kurşun, cıva, ve

arsenik zehirlenmelerinin vasküler tahribe ve serebral kanamaya neden olduğu

kanıtlanmıştır. Kan beyin bariyerinin endotelyal yapısındaki zarara temel olarak

beyin parenkimasını çevreleyen kan-kemik materyalerinin eksikliği neden olur.

Kan beyin bariyerinin kurşun toksisitesi için hedef olduğu bilinmektedir. Akut

kurşun zehirlenmesinde açıkca görülen klinik belirtilerden birisi, fıtıkla birlikte

beyinde şişme, ventrikülar sıkışma ve peteşiyal kanamadır (Pentschew, 1965; Smith

ve ark. 1960; Struzynska ve ark. 1997). Artan serebral kanamanın oranı, tromboz ve

ateroskleroz, yüksek seviyelerde kurşuna maruz kalmış İngiliz pil işçilerinde

gözlemlenmiştir (Dingwall-Fordyce ve Lane, 1963).

Metil cıva plasenta ve kan-beyin bariyerini kolayca aşabilir. Hamilelik dönemi

boyunca yüksek seviyelerde metilcıva maruziyeti, çocukta ensefalopatiye neden

olabilir (Davis ve ark. 1994). Yetişkin beyinleri gençlerle karşılaştırıldığında

metilcıva maruziyetine bağlı patolojik değişimlerin dağılımında farklılıklar

32

belirlenmiştir (Takeuchi ve ark., 1979). Yetişkinlerde metilcıva maruziyetini takiben

merkezi sinir sistemi hasarı birincil olarak serebellum ve serebrumun vizual korteksi

gibi belirli bölgelerdedir (Choi, 1989). Metilcıva maruziyeti anne karnında ya da

erken yaşlarda olduğu zaman merkezi sinir sistemi hasarı belirli bir yerde değil

dağılmış bir düzeyde olur. Yetişkin maruziyetinden sonra, metilcıva beyin boyunca

bulunur ve lokalizasyonu patolojik değişimlerle korelasyon göstermez.

1.4. Atomik Absorbsiyon Spektroskopisi

1.4.1. Atomik Absorbsiyon Spektroskopisinin Temel İlkeleri

Atomik absorbsiyon spektroskopisi aşağıdaki temel prensiplere dayanır;

• Tüm atomlar ışığı absorblayabilir.

• Absorblanan ışığın dalga boyu her elemente özgüdür. Kurşun yada bakır gibi

elementlerle birlikte bulunan nikel içeren bir örnek nikel elementine özgü bir

dalga boyundaki ışığa maruz kalırsa, sadece nikel atomları bu ışığı

absorblayabilir.

• Bu dalga boyundaki absorblanan ışığın miktarı, ışık yolundaki seçilen

elementin atomlarının sayısı arttıkça artar ve absorblanan atomların

konsantrasyonuyla orantılıdır.

• Absorblanan ışığın miktarı ve bilinen standartlardaki analitin konsantrasyonu

arasındaki ilişki, absorblanan ışığın miktarı ölçülerek bilinmeyen

konsantrasyonları belirlemek için kullanılabilir.

Bir atomik absorbsiyon spektroskopisi bu temel prensiplere dayanan kantitatif

analiz için kullanılan bir alettir.

33

Şekil 1.2. Tipik bir atomik absorpsiyon spektroskopisinin şematik gösterimi (Varian Australia Pty Ltd (A.C.N. 004 559 540) 1997).

Bir atomik absorbsiyon spektroskopisi aşağıdaki temel komponentleri içerir:

• Analit elementine özgü dalga boyunda ışık yayan bir ışık kaynağı. Bu

genellikle oyuk katot lambalarıdır.

• Örnekten serbest analit atomlarının oluşmasını sağlayan bir atomlaştırıcı.

Serbest atom oluşturmak için gerekli enerji kaynağı genelikle hava/asetilen

veya nitroz-oksit/asetilen alevidir. Örnek alevin içine aerosol olarak verilir ve

yakıcı ışık demetinin geçtiği optik yol üzerinde bulunur.

• Atom popülasyonu boyunca ve monokromatörde kaynaktan gelen ışığı

yöneten bir optik sistem.

• Oyuk katot lambasından yayılan belirli analitik dalga boyundaki ışığı analitik

olmayan diğer ışıklardan ayıran bir monokromatör.

34

• Monokromatörden gelen ışığı ölçen ışık-duyarlı dedektör (genellikle

fotoçoğaltıcı tüp).

• Dedektörün yanıtını ölçen ve bu yanıtı kullanılabilir analitik ölçümlere

çeviren uygun elektronik aletler. Cihaz çıktısı bir veya bir kaç tipte olabilir.

Eski cihazlarda sayaçlar kullanılırken modern teknolojilerde bu sayaçların

yerini uygun arayüzlü bilgisayarlar almıştır.

Genel analitik metodun en temel aşamaları aşağıda maddelenmiştir:

• Örneği çözelti şekline dönüştürmek.

• İçinde analit elementi bulunmayan boş bir çözelti (analitik blank).

• İçinde bilinen miktarlarda analit elementi bulunan çözeltilerin hazırlanması

(standartlar).

• Boş çözeltinin ve standartların sırasıyla atomlaştırılması ve her bir çözelti için

yanıtın ölçülmesi.

• Aşağıda da gösterildiği gibi her çözeltiden elde edilen verilerle bir

kalibrasyon eğrisi oluşturulması (şekil 1.3.)

• Örnek çözeltisinin atomlaştırılması ve yanıtın ölçülmesi.

• Kalibrasyon grafiğinden bilinmeyen örnekten elde edilen absorbans temel

alınarak örneğin konsantrasyonunun belirlenmesi

Şekil 1.3. Tipik bir atomik absorpsiyon kalibrasyon grafiği örneği

35

Temel olarak, atomik absorbsiyon spektroskopisiyle kantitatif analizlerde temel

olan örnekleri ve standartları çözelti haline dönüştürmek, örnek ve standartları

enstrümental yanıtlarını karşılaştırmak ve aranılan element için doğru konsantrasyon

değerlerine ulaşmaktır.

1.4.2. Atomik Spektranın Doğası

Atomik absorbsiyon metodunu anlamak için öncelikle atomların yapısını ve

orbitallerini tanımlayan Bohr atom modelini anlamak gereklidir. Bir atom, pozitif

yüklü proton ve nötral nötronlardan oluşan merkezi bir çekirdek içerir. Çekirdeği

çevreleyen enerji orbitalleri olarak tanımlanan elektronlardır. Tüm nötral atomlar eşit

sayıda proton ve nötrona sahiptir. Bu elektron orbitallerinin her birinin enerjisi vardır

ve orbitaller çekirdekten uzaklaştıkça elektronun kopması kolaylaşır. Atomik

spektroskopi bu dış elektronlardaki enerji değişimlerini temel alır. Atom ve

elektronları en düşük enerji seviyesinde (E0) ise bu duruma temel seviye denir.

Atomlar enerji ihtiyaçlarına göre farklı dalga boylarında farklı miktarda ışığı

veya ısıyı absorblayabilir. Işığın absorblanması, ısı veya diğer parçacıklarla çarpışma

(elektron, atom, iyon veya molekül) sonucunda enerji atoma eklendiği zaman, bir

veya daha fazla değişim gerçekleşebilir. Absorblanan enerji atomun kinetik enerjisini

arttırabilir veya atom enerjiyi absorblar ve uyarılmış enerji seviyesine geçebilir. Eğer

atom iki enerji seviyesindeki farka eşit bir enerjiyi absorblarsa diğer seviyeye

uyarılabilir.

Atomik absorbsiyon, temel seviyedeki bir atomun belirli dalga boyundaki ışığı

absorblayarak daha yüksek enerji seviyelerine geçmesi prensibine dayanan bir

yöntemdir. Örnek olarak sodyum atomları için enerji seviyelerindeki geçiş 589,0 nm

dalga boyundaki ışığın absorblanmasıyla gerçekleşir. Bu elektronik geçiş sodyum

elementine özgüdür ve farklı enerji gereksinimleri olan diğer elementler bu ışığı

absorblayamazlar.

36

Her atomun enerji seviyesi proton ve elektron sayılarına göre belirlenir. Her bir

element farklı elektron ve proton dizilimine sahiptir ve bu nedenle enerji seviyeleri

her bir atom için farklıdır. Bir element bir kaç elektronik enerji seviyesine sahip

olabilir.

Şekil 1.4.Bir atom için uyarılma, iyonlaşma ve emisyon basamakları. Atom için enerji seviyeleri yatay çizgilerle ve enerji geçişleri dikey oklarla gösterilmiştir.

1.4.2.1. Absorbans – Konsantrasyon Bağıntısı

Absorbans değeri ölçüldüğü zaman, bu değerden çözeltideki elementin

konsantrasyonu hesaplanabilir. Işık absorbsiyonu ve analit konsantrasyonu

arasındaki bağıntı Beer-Lambert yasası olarak ifade edilir:

1.4.2.1.1. Lambert Kuralı

Lambert Kuralı, şeffaf bir ortam tarafından absorblanan ışık miktarının gelen ışığın

şiddetinden bağımsız olduğunu ve ortamın birbiri ardına gelen her bir biriminin,

içerisinden geçen ışığı aynı miktarda absorbladığını söyler.

1.4.2.1.2. Beer Kuralı

Beer Kuralı, ışık absorbsiyonunun örnekteki absorbans yapan nicelik sayısıyla

orantılı olduğunu söylemektedir. Etkin olarak AA için bu ifade; absorblanan enerji

37

(ışık) miktarının atomlaştırıcıdaki atom konsantrasyonuyla orantılı olduğu anlamına

gelmektedir. Buna göre ‘c’ konsantrasyonundaki atomlar ‘a’ kadar bir absorbans

oluşturursa, ‘2c’ konsantrasyonu ‘2a’lık bir absorbans oluşturur. Beer-Lambert

kuralının birleştirilmesi şu şekilde açıklanabilir:

log10Io/It = absorbans = a * b * c

Io = gelen ışığın şiddeti

It = geçen ışığın şiddeti

a = absorbsiyon katsayısı (absorbtivite)

b = absorbsiyon yolunun uzunluğu

c = absorblama yapan atomların konsantrasyonu

Sabit bazı koşullar için a ve b sabittir. Absorbsiyon yolunun uzunluğu, b, farklı

yakıcıların kullanılması durumunda değişecektir, hava/asetilen yakıcılarının ışık

yolunun uzunluğu 100 mm iken nitrozoksit/asetilen’inki 60 mm’dir. Eğer bu eşitlikte

absorbans’a karşılık konsantrasyon grafiği çizilirse, Beer Yasası düz bir doğru elde

edileceğini belirtir. Pratikte, spektral etkilerle ve enstrümental tasarımla ilgili bir çok

etkenin bir araya gelerek, özellikle yüksek konsantrasyonlarda lineer kalibrasyondan

sapmalara neden olduğunu görürüz.

Atomik absorbsiyondaki en önemli parametrelerden birisi de atomların cihazın

ışık yolunda kalma süreleridir. Tipik alev alıkonma zamanları sadece milisaniye

bazındadır. Daha uzun alıkonma zamanları genellikle daha yüksek

konsantrasyonlarla ilişkilidir.

1.4.2.2. İyonlaşma

Alev sıcaklığı dış elektronlarını koparmak için yeterli yüksekliğe ulaştığı zaman

iyonlaşma gerçekleşir. İyonlaşma reaksiyonu gerçekleştiren atomlar atomik

absorbsiyon gerçekleştiremez, bu nedenle ölçülen sinyal azalır. Bir anyon veya

38

katyon analitle reaksiyona girdiği zaman temel seviyedeki analit atomlarının

oluşmasını değiştirir ve iyonlaşma olur.

Analitin iyonlaşması hassasiyeti düşürür ve yüksek konsantrasyonlarda aşağı

yönde bir kavislenmeye neden olur. Analit belirli derecede iyonlaştığı zaman

meydana gelen kalibrasyon eğrisindeki bu kavislenme, iyonlaşma etkisinin düşük

konsantrasyonlarda daha ciddi seviyede olduğunu gösterir. Yüksek analit

konsantrasyonlarında ve elektron rekombinasyonlarında temel seviyedeki dağılımın

daha fazla olması ve uygun absorbsiyon gerçekleşmesi daha olasıdır. Alev sıcaklığı

arttıkça iyonlaşma derecesi de artar. İyonlaşma derecesi her element için farklıdır.

Kolay iyonlaşabilen grup I elementleri bu etkilerin görülmesi için daha eğilimlidir.

Analitin iyonlaşması büyük konsantrasyonda daha kolay iyonlaşan sodyum,

potasyum veya sezyum gibi maddelerin (%0,2 KCl gibi) eklenmesiyle durdurulabilir.

1.4.2.3. Atomlaştırma

Atomlaştırma, atomların absorbansının ölçülmesi için uygun duruma getirilmesini

sağlayan bir yöntemdir. Atomik absorbsiyon analizi, temel enerji seviyesinde

oluşturulmuş serbest analit atomlarının oluşturulmasına ve bu atom popülasyonuna

özgü dalga boyundaki ışığın kullanılmasına bağlıdır. Diğer spektrokimyasal teknikler

gibi atomik absorbsiyon spektroskopisi genellikle sıvı halde olmak üzere

elementlerin konsantrasyonunun belirlenmesinde kullanılır. AAS, çözülmüş sulu

çözeltilerin veya seyreltilmiş örneklerin veya organik çözücü gibi diğer çözücülerle

seyreltilmiş elementlerin analizi için en uygun yöntemdir. Atomik absorbsiyon

spektroskopisinde kullanılan üç tip atomlaştırma tekniği vardır; alev, grafit fırın ve

buhar oluşturma.

1.4.2.3.1. Grafit Fırınlı Atomlaştırıcı

39

Alevli atomlaştırıcıda en önemli sınırlama örnekleme cihazı için alevin tam olarak

uygun olmayışıdır. Alevli atomlaştırıcılarda, örneğin sadece küçük bir miktarı

(yaklaşık %10) atomlaştırıcıya ulaşabilir. Ek olarak, örnek, ayrosolü aleve taşımak

amacıyla kullanılan gazın büyük hacimleriyle seyreltilir. Temel seviyede atomların

oluşturulması, alev sıcaklığı, alev gazıyla etkileşimler, matriks bileşenleri, kimyasal

engellemeler ve analitin fazla miktarda çözünmesi gibi bir çok etken tarafından

yönetilir. Serbest atomlar ışık yolunda 10-4 saniye gibi kısa bir süre için bulunurlar.

Işık yolunda kalma süresi alev gazının hızına bağlıdır. Bu nedenlerle, aleli

atomlaştırıcıyla yapılabilen ölçümler genellikle ppm seviyesindedir.

Analitik hassasiyet, örnek bir kerede atomlaştırılsa ve serbest atomların ışık

yolunda kalma süresi arttırılırsa belirgin bir biçimde arttırılabilir. Grafit fırınlı

atomlaştırıcılar bu şartları sağlamaktadırlar.

Grafit fırınlı atomlaştırıcılarla, alev yerini bir argon yatağında bulunan

elektrikle ısıtılan grafit tüpe bırakır. Argon gazı, grafit tüpün hızlı bir şekilde yüksek

uygulama sıcaklıklarına ulaşmasını ve kurutma ve külleme basamaklarıyla matriks

bileşenlerinin ve diğer engelleyici maddelerin ışık yolundan uzaklaştırılmasını sağlar.

Genellikle 1 ve 70 µL arasındaki örnekler pirolitik olarak kaplanmış grafit tüpe

doğrudan verilirler. Grafit tüp üzerindeki bu pirolitik kaplama, tüpün okistlenmeye

karşı rezistansını arttırır ve bunun sonucunda da tüplerin kullanım ömürleri artar.

Tüp içinden kontrollü elektrik akımının geçmesiyle ısıtılır ve her bir basamak

için ayrı ayrı programlanır. Moleküler çözünme, atomlaştırma sıcaklığı, ısıtma hızı

ve sıcak grafit tüp yüzeyineki çevresel etkilerin azaltılmasıyla yönetilir.

40

Şekil 1.5. Platform teknikli bir grafit tübün şematik gösterimi

Grafit tüpe verilen tüm analit atomlaşır ve atomlar grafit tüp içinde alıkonulur.

Sonuç olarak, hassasiyet ve deteksiyon sınırları ppb seviyesine düşürülür.

Tipik bir grafit tüp programı üç basamaktan oluşur:

1. Kurutma

Örnek grafit tüpe enjekte edildiği zaman, örnek belirli bir sıcaklıkta kurutulur, bu

sıcaklık genellikle çözücünün kaynama sıcaklığının altındadır (genellikle 80 ve 200 oC). Çözücü buharlaştırılır, tüp yüzeyinde ince bir film halinde katı madde kalır.

2. Külleme

Külleme basamağında, sıcaklık matriks maddesini, analiti kaybetmeyecek derecede,

ortadan kaldırmak için arttırılır. Külleme sıcaklığı genellikle 350-1600oC arasındadır.

3. Atomlaşma

Atomlaştırma basamağında, fırın, külleme basamağından kalan artıkların

buharlaşması için sıcaklık yükseltilir. Böylece optik yol üzerinde serbest atom bulutu

oluşturulur. Absorbans ölçümü bu basamakta yapılır. Atomlaşma sıcaklığı elementin

uçuculuğuna bağlıdır ve minumum 1800oC (kadmiyum için) ile maksimum 3000oC

(bor için) arasında değişir.

41

1.4.2.3.2. Buhar Oluşturma

Son yıllarda, arsenik, selenyum, antimon ve cıva gibi çevrede düşük seviyelerde

bulunan elementlerin analizi önem kazanmıştır. Çevrede doğal olarak bulunan bu

ağır metaller, çevreye zirai ve endüstriyel kullanımları sonucunda yeniden dağılırlar

ve bu nedenle biyolojik sistemler üzerindeki etkileri önem kazanır. Buhar oluşturma,

cıva tayini ve metal hidrürleri şeklinde kararlı olan arsenik, selenyum, antimon,

bizmut ve kalay gibi hidrür-sınıfı elementlerin tayini için oldukça hassas bir

yöntemdir. Bu elementler, kimyasal indirgeyici maddelerle gaz hidrürleri oluşturulup

ve sonrasında ısıtılmış quartz tüpte hidrürün ayrılması şeklinde tayin edilir.

Buhar oluşturma, sıklıkla, arsenik, selenyum ve cıva için analiz hızı ve zemin

engellemelerinin azlığı nedeniyle grafit tüpe tercih edilir. Buhar oluşturmalı atomik

absorbsiyon spektroskopisi için deteksiyon limiti genellikle ppb seviyesindedir.

Soğuk buhar tekniği, cıvanın ultra-eser seviyelerinin belirlenmesi için en hassas ve

en uygun yöntemdir. Buhar oluşturma tekniğinin gelişmiş hassasiyeti %100 ölçüm

verimliliği sağlar. Örnek çözeltisindeki tüm analit, kimyasal indirgeme

reaksiyonunda kullanılır ve ölçüm için örnek hücresine taşınır. Bu basamak aynı

zamanda analit elementinin kimyasal matriksinden ayrılmasını, atomlaştırma

basamağındaki matriks engellemelerinin ortadan kaldırılmasını ve zemin

absorbsiyonunu minimum seviyeye indirilmesini sağlar.

Bir çok ticari buhar oluşturma yöntemi mevcuttur. Varian Buhar Oluşturma

Sistemi sürekli bir buhar oluşumu sağlayan bir peristaltik pompayla çalışır. Bu

sistem şematik olarak aşağıdaki şekilde gösterilmiştir. Bu teknikte, örnek reaksiyon

haznesine pompalanmadan önce, derişik asit ve sodyum borhidrür çözeltisiyle

(indirgeyici) birleşir. Uçucu hidrürler, bir çok element için oluşturulabilir ve bu

hidrürler gaz sıvı ayırıcısı ile çözeltiden ayırılırlar. Gaz hidrürler optik yola göre

ayarlanmış ısıtılmış kuartz hücreye geçerler. Kuartz hücre genellikle hava/asetilen

aleviyle ısıtılır. Hidrür, hücrede atomlaşır ve analit ve hidrojen ayrılır. Böylece

analitin atomik absorbsiyonunun ölçümü sağlanmış olur.

42

Şekil 1.6. 3-kanallı sistem olarak hidrür jenerasyonu için tasarlanmış Varian VGA-77 buhar jenerasyon aksesuarı.

Soğuk buhar tekniği cıva için, hidrür yerine atomik cıva buharı oluşturulması

haricinde diğer elementlere benzerdir. Saf atomik cıva buharı oluşturuluken,

absorbsiyon hücresinden su buharının uzaklaştırılması gerekli değilse hücre

ısıtmasına gerek yoktur (Varian, 1997)..

43

2. GEREÇ VE YÖNTEM

2.1. Gereçler

2.1.1. Analiz Örnekleri

Çalışmada otopsi sırasında beynin sağ serebral hemisferinden alınan örnekler

kullanılmıştır. Örnekler, Adli Tıp Kurumu Ankara Grup Başkanlığı’na Haziran

2007–Kasım 2007 tarihleri arasında Türkiye’nin çeşitli il ve ilçelerinden gelmiş olan

erişkin (18 yaş üstü) otopsi olgularından alınmıştır. Karsinoma veya tümor metastazlı

dokular çalışma dışı bırakılmıştır.

Örneklerin sıra numarası, cinsiyet, yaş, ikamet bilgisi, meslek, sigara bilgisi ve

beden kitle indeksi bilgileri çizelge 2.1.’de verilmiştir. İkamet durumu belirlenirken

Ankara içinde ve dışında yaşayanlar olarak ayrılmıştır. Meslek bilgilerinde inşaat,

kaporta, demir, boya ve fabrika işçileri riskli meslek grubunda değerlendirilmiştir.

Beden kitle indeksi, örneklerin ağılıklarının, boylarının karesine bölünmesi ile

hesaplanmıştır.

Çizelge 2.1. Çalışılan örneklere ait sıra numaraları, cinsiyet, yaş, ikamet yeri, meslek, sigara alışkanlığı ve beden kitle indeksi bilgileri.

Sıra

No Cinsiyet Yaş İkamet Yeri Meslek

Sigara

Kullanımı

Beden Kitle

İndeksi

(kg/m2)

1 Erkek 36 Şehir içi Risksiz Var 27,68

2 Erkek 30 Şehir dışı Riskli Var 26,12

3 Erkek 47 Şehir dışı Risksiz Var 30,11

5 Erkek 75 Şehir dışı Risksiz Var 28,23

6 Erkek 20 Şehir dışı Risksiz Var 22,86

44

Sıra

No Cinsiyet Yaş İkamet Yeri Meslek

Sigara

Kullanımı

Beden Kitle

İndeksi

(kg/m2)

7 Erkek 51 Şehir içi Risksiz Veri yok 23

8 Kadın 18 Şehir dışı Risksiz Yok 21,53

9 Erkek 43 Şehir içi Riskli Var 20,76

10 Kadın 38 Şehir içi Risksiz Var 22,03

11 Erkek 19 Şehir dışı Risksiz Yok 22,49

12 Erkek 51 Şehir dışı Risksiz Var 25,95

13 Erkek 43 Şehir içi Risksiz Var 25,05

14 Kadın 50 Şehir dışı Risksiz Yok 31,25

15 Erkek 36 Şehir dışı Riskli Var 23,86

16 Kadın 23 Şehir dışı Risksiz Yok 20,21

17 Kadın 76 Şehir dışı Risksiz Yok 29,32

18 Erkek 38 Şehir içi Risksiz Var 26,12

19 Erkek 27 Şehir dışı Risksiz Veri yok 18,52

20 Erkek 26 Şehir dışı Risksiz Veri yok 23,88

21 Erkek 47 Şehir içi Riskli Var 30,11

22 Kadın 25 Şehir dışı Risksiz Yok 20,19

23 Erkek 65 Şehir içi Risksiz Yok 27,04

25 Kadın 25 Şehir içi Risksiz Yok 27,34

26 Erkek 32 Şehir dışı Riskli Var 20,91

28 Kadın 72 Şehir dışı Risksiz Yok 19,72

31 Erkek 72 Şehir içi Risksiz Var 27,68

32 Kadın 47 Şehir dışı Risksiz Yok 33,87

33 Erkek 25 Şehir dışı Risksiz Yok 28,23

34 Kadın 76 Şehir içi Risksiz Yok 29,39

35 Erkek 47 Şehir içi Riskli Var 25,95

36 Erkek 55 Şehir dışı Risksiz Veri yok 25,91

37 Erkek 40 Şehir dışı Risksiz Var 27,71

38 Erkek 18 Şehir dışı Riskli Var 23,87

45

Sıra

No Cinsiyet Yaş İkamet Yeri Meslek

Sigara

Kullanımı

Beden Kitle

İndeksi

(kg/m2)

39 Erkek 31 Şehir içi Risksiz Var 20,04

40 Kadın 38 Şehir dışı Risksiz Var 23,38

41 Erkek 26 Şehir içi Risksiz Var 25,95

42 Erkek 73 Şehir dışı Risksiz Yok 23,32

43 Erkek 50 Şehir dışı Veri yok Var 23,43

44 Kadın 50 Şehir dışı Risksiz Yok 27,54

45 Erkek 38 Şehir dışı Risksiz Var 21,91

46 Erkek 43 Şehir dışı Riskli Var 27,68

47 Erkek 31 Şehir içi Risksiz Var 25,53

48 Erkek 37 Şehir içi Risksiz Var 21,84

49 Erkek 50 Şehir dışı Riskli Var 26,67

50 Erkek 43 Şehir dışı Risksiz Var 29,38

51 Erkek 23 Şehir içi Risksiz Var 29,32

52 Erkek 22 Şehir dışı Risksiz Yok 25,05

53 Erkek 77 Şehir içi Risksiz Var 25,47

54 Erkek 46 Şehir içi Riskli Yok 30,43

55 Erkek 39 Şehir dışı Veri yok Var 20,28

56 Kadın 25 Şehir içi Risksiz Var 24,03

58 Erkek 42 Şehir dışı Veri yok Yok 24,22

59 Erkek 29 Şehir içi Risksiz Yok 23,14

60 Erkek 48 Şehir içi Risksiz Var 27,04

61 Erkek 56 Şehir dışı Risksiz Var 23,67

62 Kadın 75 Şehir içi Risksiz Yok 32,03

63 Erkek 51 Şehir içi Risksiz Var 26,23

66 Erkek 41 Veri yok Risksiz Var 27,68

67 Kadın 30 Şehir içi Risksiz Veri yok 25,71

68 Erkek 86 Şehir içi Risksiz Yok 23,68

69 Erkek 49 Şehir içi Risksiz Var 22,86

46

Sıra

No Cinsiyet Yaş İkamet Yeri Meslek

Sigara

Kullanımı

Beden Kitle

İndeksi

(kg/m2)

70 Erkek 72 Şehir içi Risksiz Yok 25,25

71 Erkek 61 Şehir dışı Riskli Var 27,75

72 Erkek 53 Veri yok Risksiz Var 26,12

73 Erkek 47 Şehir içi Risksiz Var 26,58

74 Erkek 38 Şehir içi Riskli Var 22,09

75 Erkek 62 Şehir içi Risksiz Var 24,69

78 Erkek 44 Şehir içi Risksiz Yok 22,92

79 Erkek 63 Şehir içi Risksiz Var 26,73

80 Erkek 32 Şehir içi Risksiz Var 24,15

81 Kadın 29 Şehir içi Risksiz Var 23,03

82 Kadın 24 Şehir içi Veri yok Yok 22,51

83 Erkek 52 Şehir içi Riskli Var 27,64

85 Erkek 21 Şehir dışı Risksiz Yok 22,86

86 Erkek 52 Şehir içi Riskli Var 25,71

87 Erkek 67 Şehir içi Risksiz Yok 27,41

88 Erkek 32 Şehir içi Risksiz Var 25,53

89 Erkek 58 Şehir dışı Riskli Yok 30,11

90 Erkek 30 Şehir dışı Risksiz Yok 25,82

91 Erkek 24 Şehir dışı Risksiz Var 21,61

92 Erkek 66 Şehir içi Risksiz Yok 23,39

93 Erkek 46 Şehir içi Riskli Var 27,69

94 Kadın 34 Şehir içi Risksiz Yok 21,26

95 Veri yok - - - - -

96 Erkek 46 Şehir dışı Risksiz Var 25,82

97 Erkek 39 Şehir içi Riskli Var 25,95

98 Erkek 47 Şehir içi Risksiz Var 25,95

99 Erkek 21 Şehir içi Risksiz Var 23,42

100 Kadın 20 Şehir içi Risksiz Yok 19,03

47

Sıra

No Cinsiyet Yaş İkamet Yeri Meslek

Sigara

Kullanımı

Beden Kitle

İndeksi

(kg/m2)

101 Kadın 48 Şehir içi Veri yok Var 27,04

102 Erkek 25 Şehir içi Veri yok Yok 23,88

103 Erkek 38 Şehir içi Risksiz Var 27,77

104 Kadın 26 Şehir içi Risksiz Yok 21,25

105 Erkek 66 Şehir dışı Riskli Yok 25,95

106 Erkek 27 Şehir dışı Riskli Var 23,15

107 Kadın 27 Şehir dışı Risksiz Yok 26,82

108 Erkek 48 Şehir içi Riskli Var 20,76

109 Erkek 68 Şehir içi Risksiz Var 19,03

110 Kadın 53 Şehir içi Risksiz Yok 26,67

111 Erkek 20 Şehir içi Risksiz Yok 26,12

112 Erkek 60 Şehir dışı Riskli Yok 29,41

113 Erkek 58 Şehir dışı Risksiz Var 23,87

114 Erkek 58 Şehir dışı Risksiz Yok 29,41

115 Erkek 56 Şehir içi Risksiz Yok 25,71

116 Erkek 69 Şehir içi Risksiz Var 23,43

117 Erkek 52 Şehir dışı Risksiz Var 27,77

118 Kadın 24 Şehir içi Risksiz Yok 25,39

119 Kadın 73 Şehir dışı Risksiz Yok 22,89

120 Erkek 68 Şehir içi Risksiz Var 23,43

121 Erkek 26 Şehir içi Risksiz Var 23,14

122 Erkek 71 Şehir içi Risksiz Var 25,05

123 Kadın 29 Şehir içi Risksiz Yok 25,39

124 Erkek 30 Şehir içi Risksiz Var 26,58

125 Erkek 46 Şehir içi Risksiz Var 27,13

48

2.1.2. Kullanılan Araç ve Gereçler

Atomik Absorbsiyon Spektrometresi VarianVGA77Vapor Generation

Atomik Absorbsiyon Spektrometresi Varian AA240Z Zeeman

Hg Oyuk Katot Lambası Varian Spectra AA Lamp

Pb Oyuk Katot Lambası Varian Spectra AA Lamp

Grafit Tüp Atomlaştırıcı Varian GTA 120

Grafit Tüpleri Varian GTA

Sample Cup 2 ml Vial Pothtech Elkay

Argon Tüpü

Hassas Terazi Mettler Toledo 4 digit

Mikrodalga Fırın Mars X press

Su Pürifikasyon Sistemi Human UP 900 Scholar-UV

Etüv Memmert

Otomatik Pipetler Ephendorf

Polipropilen, Kapaklı Tüpler ( 15, 25 ml’ lik)

Cam Malzemeler

2.1.3. Kullanılan Kimyasal Maddeler

Hg Standart Çözeltisi AA Standart Etanol pour SCP SCIENCE

Pb Standart Çözeltisi AA Standart Etanol pour SCP SCIENCE

Hidrojen peroksit Merck

Sodyum bor hidrür Fluka

Sodyum hidroksit Merck

Hidroklorik asit Merck

Triton X Scharlau

Nitrik asit Merck

Orto fosforik asit Merck

49

2.2. Yöntem

2.2.1. Beyin Doku Örneklerinin Alınması

Beyin örnekleri, Adli Tıp Kurumu Ankara Grup Başkanlığına 2007 –2008 yıllarında

gelmiş olan erişkin (18 yaş üstü), 125 ölüm vakasında, beynin sağ serebral

hemisferinden (Garcia ve ark. 2001) paslanmaz çelik bıçaklarla kesilerek alınmıştır.

Yaklaşık 1 g’lık parçalar polipropilen tüplere konulmuş ve analiz zamanına kadar

-20°C’de saklanmıştır (Aalbers ve ark. 1987).

2.2.2. Analiz Öncesi Ön İşlemler

Polipropilen tüpler içinde -200C’de derin dondurucuda saklanan örnekler oda

sıcaklığında bekletilmiştir. Örneklerin hassas terazide yaş ağırlıkları alınmıştır.

Örnekler sıra numaralarına göre kurutma işlemi için cam tablaya yerleştirilmiştir.

Önceden 750C’ye ayarlanmış etüvde 24 saat kurumaya bırakılmıştır.

24 saat sonunda kurumuş olan beyin dokularının kuru ağırlıkları alınmıştır.

Kuru örnekler yakma işleminin uygulanması amacıyla sıra numarasına göre

mikrodalga fırına ait teflon tüplere konulmuştur. Örneklerin üzerine %75’lik 5 ml

nitrik asit ve %60’lık 2 ml hidrojen peroksit eklenmiştir. Mikrodalga fırında analiz

için uygun program oluşturulmuştur. Mikrodalga yakma programına ait bilgiler

Çizelge 2.2.’de verilmiştir.

50

Çizelge 2.2. Mikrodalga fırına ait beyin dokusu yakma programı.

Basamak 1 2 3

Güç (W) 800 800 800

% Güç 100 100 100

Zaman (dak.) 4 2 2

Basınç Maks. Maks. Maks.

Sıcaklık (0C) 140 180 200

Bekleme (dak.) 2 2 4

Yakma işlemi tamamlanmış örneklerin toplam hacmi deiyonize su kullanılarak

10 ml’ye tamamlanmıştır.

2.2.3. Analiz İşlemleri

2.2.3.1. Cıva Analizi

Analiz için uygun duruma getirilmiş olan beyin doku örneklerindeki toplam cıva

metali analizi için soğuk buhar yöntemli atomik absorbsiyon spektroskopisi

kullanılmıştır. Yöntemde taşıyıcı gaz olarak argon kullanılmıştır.

Cıva bileşikleri asidik ortam içinde uygun redüktant kullanılarak serbest cıva

metaline indirgenmiştir. Asidik ortamın sağlanması için 5M HCl kullanılmıştır.

Redüktant olarak %0.3 NaBH4 ve %0.5 NaOH içeren çözelti kullanılmıştır.

Yöntemde kalibrasyon eğrisi oluşturmak için 1000 ppm’lik cıva stok

çözeltisinden 80, 40, 20, 10, 5 ppb konsantrasyonlarda standart çözeltileri

hazırlanmıştır.

51

Cıva analizine ait kalibrasyon grafiği Şekil 2.3.’de verilmiştir.

Linear - Cal. Set 9

Hg ug/L

Abs

0.00

0.92

0.20

0.40

0.60

0.80

0.00 80.0020.00 40.00 60.00

Calibrated

Şekil 2.3. Cıva analizine ait kalibrasyon grafiği.

Cıva analizi için soğuk buhar yöntemli atomik absorbsiyon cihazında

uygulanan metod Çizelge 2.3.’de verilmişir.

52

Çizelge 2.3. Cıva analizi için soğuk buhar yöntemli atomik absorpsiyon cihazında uygulanan metod.

53

2.2.3.2. Kurşun Analizi

Beyin doku örneklerinde kurşun metalinin miktarsal analizi için grafit fırın teknikli

atomik absorbsiyon cihazı kullanılmıştır. Analizde yakıcı gaz olarak argon

kullanılmıştır. Daha önceden deiyonize su ile hacimce 10 ml’ye tamamlanan

örneklere ek bir seyreltme işlemi uygulanmamıştır.

Yöntemde kalibrasyon eğrisi oluşturmak amacıyla konsantrasyonu 1000 ppm

olan kurşun stok çözeltisinden 10, 20 ve 40 ppb’lik konsantrasyonlarda standartlar

çözeltileri hazırlanmıştır.

Kurşun analizine ait kalibrasyon grafiği Şekil 2.4.’de aşağıda verilmiştir.

Linear - Cal. Set 2

Pb ug/L

Abs

0.00

0.45

0.10

0.20

0.30

0.40

0.000 41.00010.000 20.000 30.000

Calibrated

Şekil 2.4. Kurşun analizine ait kalibrasyon grafiği.

54

Kurşun analizi için grafit fırın teknikli atomik absorbsiyon cihazında uygulanan

metod Çizelge 2.4.’de aşağıda verilmiştir.

Çizelge 2.4. Kurşun analizi için grafit fırın teknikli atomik absorpsiyon cihazında uygulanan metod.

55

3. BULGULAR

Çalışmada kurşun ve cıva metallerinin düzeyleri belirlenirken örneklerin kuru

ağırlıkları esas alınmıştır. 125 otopsi beyin örneğinden 116 tanesi çalışmaya dahil

edilmiştir. 10 otopsi beyin örneğinde cıva; belirleme düzeyi altında olduğundan

analize katılmamıştır.

İstatistiksel analizlerde SPSS 16.0 programı kullanılmıştır. Kurşun ve cıva

düzeyleri, yaş, yerleşim yeri, meslek, sigara kullanımı ve BKİ’ye göre istatistiksel

analizi yapılmıştır.

3.1. Metal Düzeyleri ile Yaş Arasındaki İlişki

Beyin dokusuna ait Hg ve Pb düzeylerinin yaşa göre istatistiksel analizi yapılırken

örnekler yaş aralıklarına göre 18-40, 41-60 ve 61- ve üzeri olarak üç grupta

toplanmıştır. İstatistiksel hesaplamalar SPSS 16.0 programı kullanılarak, one-way

ANOVA analizi ile yapılmıştır.

Cıva ve kurşun düzeylerinin ppb cinsinden verildiği çizelgede, “n” birey

sayısını göstermektedir (Çizelge 3.1.).

Çizelge 3.1. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylerin yaşlarına ait istatistiksel veriler.

(*p <0,1).

Yaş n Ortalama

değer

Std

sapma

Minimum

değer

Maksimum

değer

p

değeri

18-40 46 172,50±52,51 384,31 2,20 2287,99

41-60 33 134,81±52,21 351.30 2,16 1956,60

61-üzeri 11 260,71±109,50 526,96 3,13 2055,53

Hg

(ppb)

Toplam 94 173,35±36,04 396,85 2,16 2287,99

0,600

18-40 50 194,28 ±106,99 756,54 21,42 5352,25

41-60 39 73,26 ±13,41 83,74 10,29 463,85 Pb

(ppb) 61-üzeri 19 58,88 ±6,11 26,65 29,26 136,76

Toplam 108 126,76±49,88 518,37 10,29 5352,25

0,456

56

3.2. Metal Düzeyleri ile Yerleşim Yerleri Arasındaki İlişki

Beyin dokusuna ait Hg ve Pb düzeylerinin bireylerin yaşadıkları yerleşim yerlerine

göre istatistiksel analizi yapılırken örnekler şehir içinde ve dışında yaşamış olan

bireyler olarak iki grupta toplanmıştır. İstatistiksel hesaplamalar SPSS 16.0 programı

kullanılarak, one-way ANOVA analizi ile yapılmıştır.

Cıva ve kurşun düzeylerinin ppb cinsinden verildiği çizelgede, “n” birey

sayısını göstermektedir. (Çizelge 3.2.)

Çizelge 3.2. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylerin yerleşim yerleri arasındaki ilişkiye ait istatistiksel veriler.

(* p<0,10).

3.3. Metal Düzeyleri ile Mesleki Risk Arasındaki İlişki

Beyin dokusuna ait Hg ve Pb metal düzeylerinin bireylerin meslek gruplarına göre

istatistiksel analizi yapılırken meslek grupları metale maruz kalma olasılığı düşük ve

yüksek olmak üzere iki grupta toplanmıştır. İnşaat, kaporta, demir, boya ve fabrika

işçileri riskli meslek grubunda değerlendirilmiştir. İstatistiksel hesaplamalar SPSS

16.0 programı kullanılarak, one-way ANOVA analizi ile yapılmıştır.

Cıva ve kurşun düzeylerinin ppb cinsinden verildiği çizelgede, “n” birey sayısını

göstermektedir. (Çizelge 3.3.)

Yerleşim n Ortalama

değer

Std

sapma

Minimum

değer

Maksimum

değer

p

değeri

Şehir içi 40 136,41 ±55,27 358,22 2,33 2055,53

Şehir dışı 54 160,33±47,63 386,95 2,16 2287,99 Hg

(ppb) Toplam 94 151,02±36,04 374,52 2,16 2287,99

0,528

Şehir içi 45 85,43 ±21,47 139,14 10,29 921,66

Şehir dışı 67 153,05 ±80,56 654,46 21,42 5352,25 Pb

(ppb) Toplam 112 126,76 ±49,88 518,37 10,29 5352,25

0,511

57

Çizelge 3.3. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylerin meslek grupları arasındaki ilişkiye ait istatistiksel veriler.

(* p<0,10).

3.4. Metal Düzeyleri ile Sigara Kullanımı Arasındaki İlişki

Beyin dokusuna ait Hg ve Pb metal düzeylerinin bireylerin sigara alışkanlığına göre

istatistiksel değerlendirmesi yapılmıştır. İstatistik hesaplamaları SPSS 16.0 programı

kullanılarak, one-way ANOVA analizi ile yapılmıştır.

Cıva ve kurşun düzeylerinin ppb cinsinden verildiği çizelgede, “n” birey

sayısını göstermektedir. (Çizelge 3.4.)

Çizelge 3.4. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylerin sigara kullanımı arasındaki ilişkiye ait istatistiksel veriler.

(* p<0,10).

Meslek n Ortalama

değer

Std

sapma

Minimum

değer

Maksimum

değer

p

değeri

Riskli 21 87,38±31,86 151,86 2,69 501,35

Risksiz 67 143,13 ±39,38 379,09 2,16 2055,53 Hg

(ppb) Toplam 88 131,10±31,65 330,82 2,16 2055,53

0,354

Riskli 22 309,67±240,65 252,03 10,26 5352,25

Risksiz 80 81,66±12,97 125,52 10,19 921,66 Pb

(ppb) Toplam 102 130,84±52,80 573,33 10,19 5352,25

0,076*

Sigara n Ortalama

değer

Std

sapma

Minimum

değer

Maksimum

değer

p

değeri

İçen 43 118,23±43,41 316,03 2,33 1956,60

İçmeyen 40 197,46±72,08 472,65 2,16 2287,99 Hg

(ppb) Toplam 83 153,72±40,18 393,71 2,16 2287,99

0,471

İçen 38 70,73±10,07 73,34 10,29 463,84

İçmeyen 67 81,15±21,08 138,24 21,42 921,66 Pb

(ppb) Toplam 105 75,40±10,91 106,87 10,29 921,66

0,637

58

3.5. Metal Düzeyleri ile Beden Kitle İndeksi (BKİ) Arasındaki İlişki

Beyin dokusuna ait Hg ve Pb metal düzeylerinin bireylere ait beden kitle indeksine

(BKİ) göre istatistiksel değerlendirmesi yapılırken BKİ değerleri, 0-24,9 kg/m2

(normal) ve 24,9 kg/m2 üstü (kilolu) olarak iki ayrı gruba ayrılarak

değerlendirilmiştir. Beden kitle indeksi, örneklerin ağılıklarının, boylarının karesine

bölünmesi ile hesaplanmıştır. İstatistik hesaplamaları SPSS 16.0 programı

kullanılarak, one-way ANOVA analizi ile yapılmıştır.

Cıva ve kurşun düzeylerinin ppb cinsinden verildiği çizelgede, “n” birey

sayısını göstermektedir. (Çizelge 3.5.)

Çizelge 3.5. Beyin dokusunda belirlenen metal düzeyleri ile bireylere ait BKİ değerleri arasındaki ilişkiye ait istatistiksel veriler.

(* p<0,10).

3.6. Metal Düzeylerinin Birbirleri ile İlişkisi

Beyin dokusuna ait Hg ve Pb metal konsantrasyonlarının birbirleri ile ilişkisinin

istatistiksel analizi yapılmıştır. İstatistik hesaplamaları SPSS 16.0 programı

kullanılarak, Independent T-test analizi ile yapılmıştır (Çizelge 3.6.).

BKİ(kg/m2)

n Ortalama

değer

Std

sapma

Minimum

değer

Maksimum

değer

p

değeri

0-24,9 42 147,83 ±50.98 345,77 2,69 2287,99

24,9- 50 123,22±40,99 317,47 2,16 1956,6 Hg

(ppb) Toplam 92 133,90±31,92 328,67 2,16 2287,99

0,704

0-24,9 46 206,13 ±116,14 787,67 21,42 5352,25

24,9- 60 66,85 ±2,30 73,93 10,29 463,84 Pb

(ppb) Toplam 106 127,29 ±50,82 523,24 10,29 5352,25

0,176

59

Çizelge 3.6. Metallerin birbirine göre düzeylerinin korelasyonu.

Hg Pb

Pearson Korelasyon 1 0,057

p değeri 0,572

Hg

(ppb)

n 101 101

Pearson Korelasyon 0,057 1

p değeri 0,572

Pb

(ppb)

n 101 101

(* p<0,01)

60

4. TARTIŞMA

Bir çok insan cıva buharına amalgam dolgular yoluyla, anorganik Hg+2’ye besinler

yoluyla, metil cıvaya (CH3Hg+) balıklar ve deniz memelileri yoluyla ve aşıların

içeriğinde bulunan cıva nedeniyle maruz kalırlar (Clarkson ve ark., 2003). Buna ek

olarak bazı insanlar cıvaya mesleki olarak maruz kalırlar. Diş hekimleri ve

teknisyenleri dental personel elementel cıvaya mesleki olarak maruz kalanlar

arasında en büyük grubu teşkil etmektedir. Maruziyet ayrıca elektrikli cihazların

(bataryalar ve fluoreosan elektrik ampülleri) üretiminde ve klorür ve sodyum

hidroksit kullanılan elektrolizlerin üretilmesinde de oluşabilmektedir (Clarkson ve

ark., 2003). Toksikolojik bir bakış açısıyla incelendiğinde deniz ürünleri yoluyla

alınan metil cıva ve cıva buharı en önemli kısmı teşkil etmektedir.

Onlarca yıldır dental amalgamlardan meydana gelen cıva maruziyetine bağlı

olası sağlık riskleri incelenmiş ve değerlendirilmiştir (USPHS, 2007; Health Canada,

2007; Norwegian Board of Health, 2007). Amalgamların sürekli bir şekilde

elementel cıva buharı açığa çıkardığı (Gay ve ark., 1979; Björkman ve ark., 1996) ve

bu buharın inhale edildiği ve vücut tarafından absorblandığı ve beyin de dahil olmak

üzere dokulara yayıldığı bilinmektedir (Nylander ve ark., 1987; Sällsten ve ark.,

1996; Kingman ve ark., 1998). Beyindeki metil cıva seviyelerinin kandakinden

yüksek olmasından dolayı metil cıvanın kan-beyin bariyerini kolaylıkla geçtiği

açıkça anlaşılmaktadır, buna karşılık genellikle kandaki cıvanın beyindeki anorganik

cıva konsantrasyonuna yansımadığına inanılmaktadır (International Programme on

Chemical Safety, 1991). Diagnostik bir bakış açısıyla değerlendirildiğinde; hem

balıklardan metil cıvaya maruz kalmış hem de dental amalgamlardan elementel cıva

buharına maruz kalmış toplumlarda popülasyonlarda, kandaki ve diğer dokulardaki

cıva seviyelerinin beyindeki anorganik cıva konsantrasyonlarına ne ölçüde

yansıdığını bilmek önemlidir.

Cıva içeren yakıt kullanan (örneğin, kömür veya fosil yakıtlar) atık

bölgelerinin, çöp yakma fırınlarının veya elektrik santrallerinin çevresindeki

kontamine olmuş havanın solunmasıyla metalik cıva buharına maruz kalınabilme

61

ihtimali vardır fakat genellikle bu çevrelerdeki hava zararlı derecede cıva içermez.

Cıva bileşiklerine maruz kalma, bu tehlikeli atık bölgelerindeki toprağa el ile

temasla, su içilmesiyle veya bu bölgelerin yakınındaki sularda yaşayan balıkların

tüketilmesi yoluyla gerçekleşir. Tüm tehlikeli bölgeler cıva içermez ve cıva içeren

atık bölgelerinin hepsinden havaya, suya ya da toprağa cıva yayılmaz (ATSDR,

1999).

Cıva buharına cıva içeren fungisitlerin kullanılması yoluyla da maruz

kalınabilir. Bu ürünlerin fazla kullanımı ortalamanın üstünde maruziyete neden

olabilir. Aynı zamanda, son kullanma tarihi geçmiş cıva klorür içeren tıbbi ürünlerin

(laksatifler, antihelmint ilaçlar ve diş macunları) yutulması veya cilde uygulanması

yoluyla da cıvaya maruz kalınabilir. Bunların yanında, renk açıcı kremler, bazı

antiseptik veya dezenfektan ajanlar (merkürokrom ve thimerosal) gibi cıva içeren

diğer kimyasalların fazla veya yanlış kullanımı sonucunda da maruziyet

gerçekleşebilir (ATSDR, 1999).

Daha önceki çalışmaların sonuçlarından (Kosta ve ark 1975) da beklendiği gibi

Falnoga ve arkadaşları (1999) da yaptıkları çalışmada en yüksek cıva

konsantrasyonlarına Slovenya’da bulunan emekli Idria cıva madeni işçilerinde

rastlamışlardır. Böbrek korteksini ve kas dentatusunu özellikle tiroidde ve pituitaride

güçlü cıva akümülasyonu bulunmuştur.

Bazı araştırıcıların cıva seviyeleriyle ilgili yaptığı çalışmaların sonuçları

incelendiğinde Wiadrowska ve Syrowatka (1983)’nın Polonya’nın değişik

bölgelerinde yaşayan insanların saçlarında elde ettiği sonuçlar bölgelere bağlı olarak

240, 880 ve 3930 ng/g bulunmuştur. Ayrıca Wiadrowska ve arkadaşlarının (1983)

böbrek ve beyin dokularında buldukları cıva seviyeleri sırasıyla 280 ng/g ve 130 ng/g

bulunmuştur. Bu sonuçlar Japon popülasyonunda yapılan çalışmalarda elde edilen

konsantasyonların yaklaşık iki katıdır. Muramatsu ve Parr (1988)’ın İsveç

popülasyonuyla yaptıkları çalışmada saçtaki, renal korteksteki ve karaciğerdeki total

cıva seviyeleri sırasıyla 1260, 220 ve 96 ng/g olarak bulunmuştur. Japonya’da

62

(Suziki ve ark., 1993) saçtaki, renal korteksteki, karaciğerdeki ve serebellumdaki

cıva konsantrasyonlarını sırasıyla 2980, 597, 354 ve 63 ng/g bulmuşlardır.

Bu çalışmada otopsi beyin dokularında ortalama total cıva seviyesi

203,57±50,96 ng/g olarak bulunmuştur. Cıva seviyelerinde bu denli farklılıklarla

karşılaşılmasının olası nedenleri arasında balık tüketimindeki ve çalışmanın yapıldığı

bölgelerdeki çevrenin cıva kontaminasyonu arasındaki farklılıklar gösterilebilir. Bir

çok çalışmada balık tüketiminin artmasıyla birlikte saçlardaki cıva seviyesinin arttığı

rapor edilmiştir (Lopezartiguez ve ark., 1994; Sarmani ve ark., 1994; Schweinberg ve

Kroiher, 1994), toplumumuzda ise balık tüketiminin fazla olmadığı bilinmektedir.

Kurşun genellikle toprakta, özellikle; otoyol yakınlarında, eski evlerde, eski

meyve bahçelerinde, maden alanlarında, endüstriyel bölgelerde, çöp yakma

alanlarında, şehir çöplüklerinde ve zehirli atık bölgelerinde bulunur. Zehirli atık

bölgelerine yakın yerlerde yaşayan insanlar havayı soluyarak, su içerek, gıda

tüketerek ya da toz ve kirleri yutarak kurşun içeren kimyasallara ve kurşuna maruz

kalabilirler. Yukarıda da bahsedildiği gibi vücuda giren kurşunun bir kısmı tozun ya

da kurşun içeren kimyasalların solunmasıyla vücudumuza girmektedir. Bu kurşun

akciğerlere bir kere girdiği zaman kana geçerek hızlı bir şekilde vücudun diğer

bölgelerine yayılır. Akciğerlere giremeyecek kadar büyük partiküller

yutulabilmektedir. Yutma yoluyla alınan kurşunun çok küçük bir kısmının kana

karışmasına rağmen vücuda giren kurşunun büyük bir bölümü yutma yoluyla

alınmaktadır. Mide yoluyla vücuda alınan kurşun miktarı alınan gıdalara bağlıdır. Bu

miktar ayrıca yaşa ve alınan partiküllerin mide asidinde ne kadar çözündüğüne de

bağlıdır. Yetişkin gönüllülerle yapılan çalışmalar göstermiştir ki beslenmeden sonra

yetişkinlerde kana karışan kurşun miktarı alınan kurşun miktarının yalnızca %6’sı

olmuştur. Bir gün boyunca yemek yemeyen yetişkinlerde mide yoluyla alınan

kurşunun %60 ila 80’i kana karışmıştır. Genel olarak yetişkinlerin ve çocukların

mide yoluyla aynı miktarda kurşun almaları durumunda çocuklarda kana karışan

miktar yetişkinlerdekine oranla daha yüksek olmaktadır (ATSDR, 2007).

63

Kurşun toksisitesinin belirlenmesi ve kurşun toksisitesinden korunma önemli

bir uluslar arası halk sağlığı önceliği olmuştur. Düşük kurşunlu boyaların ve

kurşunsuz benzinin kullanılmaya başlanmasıyla ve konserve kutularında kurşun

lehimlerin yasaklanmasıyla birlikte son 30 yılda kurşuna maruz kalan popülasyonda

bir düşüş gözlenmesine karşın bu kaynaklara bağlı kayda değer kurşun maruziyeti

devam etmektedir (Spivey A., 2007). Bunlara ek olarak, Amerika Birleşik Devletleri,

İngiltere, Avrupa ve Asyanın da dahil olduğu bir çok ülkede kullanılan geleneksel

ilaçların kontaminasyonu gibi yeni maruziyet kaynakları da ön plana çıkmaktadır

(Eisenberg ve ark., 1993, Gogtay ve ark., 2002, Thomas ve ark., 2003).

1960’larda 60 µg/dl’lik bir kan kurşun seviyesi (BLL) güvenli olarak kabul

edilmiştir. Kurşun toksisitesinin daha iyi anlaşılmasıyla birlikte kabul edilebilir BLL

1985 yılında 25 µg/dl’ye ve 1991 yılında da 10 µg/dl’ye düşürülmüştür (CDC,

Atalanta, 1991). Bu değişikliklere rağmen kurşun maruziyetinin klinik öncesi etkileri

BLL<10 µg/dl’de rapor edilmiştir (Canfield ve ark., 2003, Chiodo ve ark., 2004).

Kurşunun insan vücudunda herhangi bir biyolojik fonksiyonu gösterilemediği için bu

konu biraz karmaşıktır. “Güvenli” bir BLL’nin tanımlanması bile tartışmaya açıktır.

Falnoga ve arkadaşları (1999) bir maden bölgesi olan Idria’da yaşayan bireylerin

otopsi tiroid kurşun seviyelerini araştırmışlardır ve tiroid kurşun seviyelerinin 133-

148ppb aralığında olduğunu bulmuşlardır. Kontrol grubuyla kıyaslandığında bu

değerler yaklaşık olarak kontrol grubunun 3 katı olduğu gözlenmiştir. Aynı

çalışmada hipokampüs bölgesi için kurşun seviyesi çalışılan kontrol grubunda

yaklaşık 41 ppb olarak belirlenmiştir.

Çalışmamızda, otopsi beyin doku örneklerinde ortalama beyin kurşun seviyesi

76,67±7,15 ppb olarak bulunmuştur, elde edilen veriler meslek grubuna göre

sınıflandırılmış ve riskli meslek grubunda bulunan bireylerin beyin kurşun

seviyelerinin yüksek olduğu belirlenmiştir. Bu sonuçlar aynı zamanda istatistiksel

olarak da anlamlı çıkmıştır (p<0.1). Veriler beden kitle indeksine göre

değerlendirildiğinde ise beden kitle indeksi büyük olan grupta beyin kurşun

seviyeleri daha az bulunmuş ancak istatiksel olarak bir anlamlılık belirlenememiştir.

64

5. SONUÇ VE ÖNERİLER

Bu çalışmada Adli Tıp Kurumu Ankara Grup Başkanlığına gelen 125 ölüm

olgusunda yapılan otopsilerde alınan beyin dokusu örneklerinde, cıva ve kurşun

düzeylerinin belirlenmesi amacıyla AAS cihazı ile yöntem kuruldu ve metal

düzeyleri belirlendi. Bireylere ait cinsiyet, yaş, yerleşim yeri, meslek ve sigara

alışkanlığı bilgileri ile otopsi beyin dokusunda ölçülen metal düzeyleri arasında

korelasyon olup olmadığı araştırıldı. Bu çalışma ile otopsi beyin dokularında kan-

beyin bariyerini geçebilen toksik metallerden cıva ve kurşun düzeyleri belirlenerek

bireylere ait bilgiler ile birlikte genel olarak istatistiksel değerlendirmeleri

yapılmıştır. Otopsi yapılan bireyler endüstriyel kirliliğe maruz kalma olasılığı fazla

olmayan Ankara ve çevresinde yaşadıklarından ülkemizde bu toksik metallere

maruziyet konusunda başlangıç için veri tabanı oluşturulmuştur.

Otopsi beyin dokularından elde edilen metal düzeylerinin riskli meslek

gruplarına göre yapılan istatistiklerde, riskli meslek grubunda bulunan bireylerin

otopsi beyin kurşun seviyeleri daha yüksek bulundu ve p<0,1 olarak kabul

edildiğinde istatistiksel olarak anlamlı bulunmuştur. Otopsi beyin cıva seviyelerinde

ise meslek gruplarına göre herhangi bir farklılık gözlenmedi. Otopsi beyin kurşun

seviyelerinin BKİ değeri düşük olan bireylerde daha fazla olduğu bulunmuş fakat bu

fark istatistiksel olarak anlamlı bulunamamıştır. Beyin doku örneklerindeki kurşun

ve cıva seviyeleri için yapılan diğer istatistiklerde anlamlı bir sonuç bulunamamıştır.

Toplumumuzda iz element ve toksik metal düzeyleri belirlenerek, bu verilerin

daha sonra yapılacak olan, bilinen metal maruziyeti olan yerleşim bölgelerinde

yaşayan bireylerde ve metallerle kontamine olmuş besinlerle beslenme olasılığı olan

bireylerden alınacak doku örneklerinde yapılacak araştırmalar için veri tabanı

olabileceği düşünülmüştür.

65

ÖZET

Otopside Alınan Beyin Örneklerinde Cıva ve Kurşun Düzeylerinin Belirlenmesi

Bu çalışmanın amacı, otopsi olgularından alınan beyin doku örneklerinde toksik

metal cıva ve kurşun düzeylerinin belirlenmesi ve bilimsel literatüre metallerin risk

faktörü olarak rolü ile ilgili katkıda bulunulması ve ülkemizde yaşayan bireylerin

kronik metal toksisitesi açısından risk altında olup olmadıklarının belirlenmesidir.

Beyin örnekleri, Adli Tıp Kurumu Ankara Grup Başkanlığına 2007 –2008

yıllarında gelmiş olan erişkin (18 yaş üstü), 125 ölüm vakasında, beynin sağ serebral

hemisferinden (Garcia ve ark. 2001) paslanmaz çelik bıçaklarla kesilerek alınmıştır.

Otopsi beyin dokusu örneklerinde cıva ve kurşun seviyeleri belirlenmiştir.

Örneklerdeki cıva seviyesini belirlemek için soğuk buhar yöntemli Atomik

Absorbsiyon Spektroskopisi, kurşun seviyesini belirlemek için grafit fırın teknikli

Atomik Absorbsiyon Spektroskopisi kullanılmıştır.

Otopsi beyin dokusu örneklerinde bulunan ortalama cıva düzeyi 203,57±50,96

ppb olarak, ortalama kurşun seviyesi 76,67±7,15 ppb olarak bulunmuştur.

Otopsi beyin dokusu örnekleri, yaş, yerleşim yeri, meslek, sigara kullanımı ve

beden kitle indeksine göre sınıflandırılmış ve elde edilen cıva ve kurşun verilerinin

bu sınıflandırmaya göre istatiksel analizi yapılmıştır. İstatiksel analizde SPSS 16.0

programı kullanılmıştır.

Otopsi beyin dokusundaki kurşun seviyelerinin mesleki riske göre yapılan

istatistiksel analizinde riskli meslek grubunda bulunan bireylerin ortalama kurşun

seviyesi 309,67±240,65 ppb olarak, risksiz meslek grubunda bulunan bireylerin

ortalama kurşun seviyesi 81,66±12,97 ppm olarak bulunmuş ve bu değerler istatiksel

olarak anlamlı çıkmıştır (p<0,1). Kurşun seviyelerinin beden kitle indeksine göre

yapılan istatistiksel analizinde BKİ değeri 0-24,9 kg/m2 arasında bulunan bireylerin

66

ortalama kurşun seviyeleri 206,13 ±116,14 ppb, BKİ değeri 24,9- kg/m2 üzerinde

bulunan bireylerin ortalama kurşun seviyeleri 66,85 ±2,30 ppb olarak bulunmuş fakat

istatistiksel olarak anlamlı bulunmamıştır.

Otopsi beyin dokusu örneklerindeki kurşun ve cıva seviyeleri için yapılan diğer

istatiksel analizler anlamlı bulunamamıştır.

Anahtar Kelimeler: Cıva, Kurşun, Beyin Dokusu, Otopsi, AAS, Hidrür Oluşturma

Yöntemi

67

SUMMARY

Determination of Mercury and Lead Levels in Autopsy Brains Tissue Samples

The purpose of this study is to determine the toxic metal mercury and lead levels in

autopsy brain tissue samples and to contribute to scientific literature regarding the

role of metals as a risk factor and also to state whether Turkish population is under

risk with regard to chronic metal toxicity.

Brain samples were taken with stainless lancet from the right cerebral

hemisphere of brain (Garcia et al. 2001) from 125 adults (over 18 years old) autopsy

cases in the Counsil of Forensic Medicine between 2007 – 2008. Mercury and lead

levels were determined in autopsy samples. In order to determine the mercury level

Cold Vapor Atomic Absorption Spectroscopy was used while Graphite Furnace

Atomic Spectrometry was used for lead level determination.

Average mercury level was found to be 203,57±50,96 ppb and average lead

level was found to be 76,67±7,15 ppb.

Autopsy brain tissue samples were classified according to age, residence,

occupation, smoking habit, and body mass index and statistical evaluation was made

according to this classification. SPSS 16.0 software was used for statistical analysis.

In the statistical analysis of lead levels in autopsy brain tissues, the average

lead levels of the individuals working in risky occupation group was found to be

309,67±240,65 ppb while the average lead levels for occupation group under no risk

was found to be 81,66±12,97 ppb and these values were found to be statistically

significant (p<0,1). In the statistical analysis of lead levels according to Body Mass

Index (BMI), the average lead level was found to be 206,13 ±116,14 ppb for the

individuals having a BMI of 0-24,9 kg/m2 while the average lead level was 66,85

±2,30 ppb for the individuals having a BMI of 24,9- kg/m2. However, no statistically

significant differences were obtained.

68

No other statistically significant differences were obtained in lead and mercury

levels in autopsy brain tissue samples.

Key Words: Mercury, Lead, Brain Tissue, Autopsy, AAS, Hydride Generation

69

KAYNAKLAR

AALBERS TG, HOUTMAN JP, MAKKINK B. (1987) Trace-element concentrations in human autopsy tissue.Clin Chem.;33(11):2057-64.

ADAMS C, ZIEGLER D, LIN J. (1983). Mercury intoxication simulating amyotrophic

lateral sclerosis. JAMA 250:642-643. AL-MODHEFER AJA, BRADBURY MWB, SIMMONS TJB. (1991). Observations on the

chemical nature of lead in human blood serum. Clin Sci 81:823-829. ALEXANDER FW, CLAYTON BE, DELVES HT. (1974). Mineral and trace-metal

balances in children receiving normal and synthetic diets. QJ Med 43:89-111. ALVARES AP, KAPELNER S, SASSA S, et al. (1975). Drug metabolism in normal

children, lead-poisoned children, and normal adults. Clin Pharmacol Ther 17:179-183.

ARONOW R, CUBBAGE C, WISNER R, et al. (1990). Mercury exposure from interior

latex paint. Morbidity and Mortality Weekly Report 39(8):125-126 ASCHNER M, ASCHNER JL. (1990). Mercury neurotoxicity: Mechanisms of blood-brain

barrier transport. Neurosci Biobehav Rev 14(2):169-176. ASCHNER M, CLARKSON TW. (1988). Distribution of mercury 203 in pregnant rats and

their fötuses following systemic infusions with thiol-containing amino acids and glutathione during late gestation. Teratology 38(2):145-155.

ASCHNER, M., GANNON, M., (1994). Manganese transport across the rat blood– brain

barrier: saturable and transferrin-dependent transport mechanisms. Brain Res. Bull. 33, 345–349.

ASHE W, LARGENT E, DUTRA F, et al. (1953). Behavior of mercury in the animal

organism following inhalation. Arch Ind Hyg Occup Med 17:19-43. AWAD EL KARIM MA, HAMED AS, ELHAIMI YAA, et al. (1986). Effects of exposure

to lead among lead-acid battery factory workers in Sudan. Arch Environ Health 41:261-265

ATSDR. (2007). Toxicological profile for lead. ATSDR. (1999). Toxicological profile for mercury. BAGCI C, BOZKURT AI, CAKMAK EA, et al. (2004). Blood lead levels of the battery and

exhaust workers and their pulmonary function tests. Int J Clin Pract 58(6):568-572. BAKER EL, LANDRIGAN PJ, BARBOUR AG, et al. (1979). Occupational lead poisoning

in the United States: Clinical and biochemical findings related to blood lead levels. Br J Ind Med 36:314-322.

70

BAKIR F, DAMLUJI SF, AMIN-ZAKI L, et al. (1973). Methylmercury poisoning in Iraq. Science 181:230-241.

BARREGARD L, HORVAT M, SCHUTZ A. (1994a). No indication of in vivo methylation

of inorganic mercury in chloralkali workers. Environ Research 67(2):160-167. BARREGARD L, HULTBERG B, SCHUTZ A, et al. (1988). Enzymuria in workers

exposed to inorganic mercury. Int Arch Occup Environ Health 61(1-2):65-69. BARREGARD L, LINDSTEDT G, SCHUTZ A, et al. (1994b) Endocrine function in

mercury exposed chloralkali workers. Occup Environ Med 51(8):536-540. BARRY PSI. (1975). A comparison of concentrations of lead in human tissue. Br J Ind Med

32:119 139. BARRY PSI. (1981). Concentrations of lead in the tissues of children. Br J Ind Med 38:61-

71. BENCKO V, WAGNER V, WAGNEROVA M, et al. (1990). Immunological profiles in

workers occupationally exposed to inorganic mercury. J Hyg Epidemiol Microbiol Immunol 34(1):9-15.

BERGDAHL IA, GRUBB A, SCHUTZ A, et al. (1997). Lead binding to δ-aminolevulinic

acid dehydratase (ALAD) in human erythrocytes. Pharmacol Toxicol 81:153-158. BERGDAHL IA, SHEVELEVA M, SCHUTZ A, et al. (1998). Plasma and blood lead in

humans: Capacity-limited binding to δ-aminolevulinic acid dehydratase and other lead-binding components. Toxicol Sci 46:247253.

BERGDAHL IA, VAHTER M, COUNTER SA, et al. (1999). Lead in plasma and whole

blood from lead-exposed children. Environ Res 80:25-33. BERLIN M, FAZACKERLY J, NORDBERG G. (1969). The uptake of mercury in the

brains of mammals exposed to mercury vapor and mercuric salts. Arch Environ Health 18:719-729.

BERNARD AM, ROELS HR, FOIDART JM, et al. (1987). Search for anti-laminin

antibodies in the serum of workers exposed to cadmium, mercury vapor or lead. Arch Occup Environ Health 59:303-309.

BJÖRKMAN L, LUNDEKVAM BF, LAEGREİD T, BERTELSEN BI, MORİLD I, LİLLENG P, LİND B, PALM B, VAHTER M. (2007). Mercury in human brain, blood, muscle and toenails in relation to exposure: an autopsy study. Environ Health.6(1):30 BJÖRKMAN L, PEDERSEN NL, LICHTENSTEIN P (1996). Physical and mental health

related to dental amalgam fillings in Swedish twins. Community Dent Oral Epidemiol 24:260-267.

BLUHM RE, BOBBITT RG, WELCH LW, et al. (1992a). Elemental mercury vapour

toxicity, treatment, and prognosis after acute, intensive exposure in chloralkali plant workers: Part I. History, neuropsychological findings and chelator effects. Hum Exp Toxicol 11(3):201-210.

71

BLUHM RE, BREYER JA, BOBBITT RG, et al. (1992b). Elemental mercury vapour

toxicity, treatment, and prognosis after acute, intensive exposure in chloralkali plant workers: Part II. Hyperchloraemia and genitourinary symptoms. Hum Exp Toxicol 11(3):211-215.

BOCİO A, NADAL M, GARCİA F, DOMİNGO JL. (2005). Monitoring metals in the population living in the vicinity of a hazardous waste incinerator: concentrations in autopsy tissues. Biol Trace Elem Res;106(1):41-50. BOLANOWSKA W, PIOTROWSKI J, GARCZYNSKI H. (1967). Triethyllead in the

biological material in cases of acute tetraethyllead poisoning. Arch Toxicol 22:278-282.

BÖCKELMANN I, PFISTER EA, MCGAURAN N, et al. (2002). Assessing the suitability

of cross-sectional and longitudinal cardiac rhythm tests with regard to identifying effects of occupational chronic lead exposure. J Occup Environ Med 44:59-65.

BRESS WC, BIDANSET JH. (1991). Percutaneous in vivo and in vitro absorbtion of lead.

Vet Hum Toxicol 33:212-214. BROWN IA. (1954). Chronic mercurialism: A cause of the clinical syndrome of

amyotrophic lateral sclerosis. Arch Neurol Psychiatry 72:674-681. BUCHET J, ROELS H, BERNARD A, et al. (1980). Assessment of renal function of

workers exposed to inorganic lead, cadmium, or mercury vapor. J Occup Med 22:741-750.

BUSH VJ, MOYER TP, BATTS KP, PARİSİ JE. (1995). Essential and toxic element concentrations in fresh and formalin-fixed human autopsy tissues. Clin Chem. Feb;41(2):284-94. CAMPARA P, D'ANDREA F, MICCIOLO R, et al. (1984). Psychological performance of

workers with blood-lead concentration below the current threshold limit value. Int Arch Occup Environ Health 53:233-246.

CAMPBELL J. (1948). Acute mercurial poisoning by inhalation of metallic vapor in an

infant. Can Med Assoc J 58:72-75. CANFIELD RL,HENDERSON CRJ, CORY-SLECHTADA, COX C, JUSKO TA,

LANPHEAR BP. (2003) Intellectual impairment in children with blood lead concentrations below 10 microgram per deciliter. N Engl J Med ;348:1517–2

CARDENAS A, ROELS H, BERNARD AM, et al. (1993). Markers of early renal changes

induced by industrial pollutants. I. Application to workers exposed to mercury vapour. Br J Ind Med 50(1):17-27.

CARRICO LC. (1985). Mercury. In: Mineral facts and problems. Bulletin 675. Washington,

DC: U.S. Department of the Interior, Bureau of Mines, 499-508. CDC. (1991). Centre for disease control and prevention. Preventing lead poisoning in young

children. A statement by the CDC. Atlanta GA: US Dept. of Health and Human Services.

72

CHAMBERLAIN A, HEARD C, LITTLE MJ, et al. (1978). Investigations into lead from

motor vehicles. Harwell, United Kingdom: United Kingdom Atomic Energy Authority. Report no. AERE-9198. 1979. The dispersion of lead from motor exhausts. Philos Trans R Soc Lond A 290:557-589.

CHENG Y, SCHWARTZ J, VOKONAS PS, et al. (1998). Electrocardiographic conduction

disturbances in association with low-level lead exposure (the Normative Aging Study). Am J Cardiol 82:594-599.

CHIODO LM, JACOBSON SW, JACOBSON JL. (2004). Neurodevelopmental effects of

postnatal lead exposure at very low levels. Neurotoxicol Teratol;26: 359–71. CHOI, B.H., (1989). The effects of methylmercury on the developing brain. Prog. Neurobiol.

32, 447–470. CHRISTENSEN H, KROGH M, NIELSEN M. (1937). Acute mercury poisoning in a

respiration chamber. Nature 139:1026-1027. CLARKSON TW. (1972b). The pharmacology of mercury compounds. Ann Rev Pharmacol

12:375-406. CLARKSON TW. (1989). Mercury. J Am Coll Toxicol 8(7):1291-1296. CLARKSON TW. (1995). Environmental contaminants in the food chain. Am J Clin Nutr

61(3):682s-686s. COLE HS, HITCHCOCK AL, COLLINS R. (1992). Mercury warning: The fish you catch

may be unsafe to eat – A study of mercury contamination in the United States. Washington, D.C.: Clean Water Fund/Clean Water Action.

COOPER WC, WONG O, KHEIFETS L. (1985). Mortality among employees of lead

battery plants and lead producing plants, 1947-1980. Scand J Work Environ Health 11:331-345.

COOPER WC. (1988). Deaths from chronic renal disease in US battery and lead production

workers. Environ Health Perspect 78:61-63. COX C, CLARKSON TW, MARSH DO, et al. (1989). Dose-response analysis of infants

prenatally exposed to methyl mercury: An application of a single compartment model to single-strand hair analysis. Environ Res 49(2):318-332.

DANZIGER SJ, POSSICK PA. (1973). Metallic mercury exposure in scientific glassware

manufacturing plants. J Occup Med 15:15-20 DAVIS, L.E., KORNFELD, M., MOONEY, H.S., FIEDLER, K.J., HAALAND, K.Y.,

ORRISON, W.W., CERNICHIARI, E., CLARKSON, T.W., (1994). Methylmercury poisoning: long-term clinical, radiological, toxicological, and pathological studies of an affected family. Ann. Neurol. 35, 680–688.

DIAMOND GL. (2005). Risk assessment of nephrotoxic metals. In: Tarloff J, Lash L, eds.

The toxicology of the kidney. London: CRC Press, 1099-1132.

73

DINGWALL-FORDYCE, I., LANE, R.E., (1963). A follow-up study of lead workers. Br. J. Ind. Med. 20, 313.

DRAKE HJ. (1981). Mercury. In: Mark HF, Othmer DF, Overberger CG, et al. eds. Kirk-

Othmer encyclopedia of chemical technology. New York, NY: John Wiley and Sons, Inc., 143-156.

EHRENBERG RL, VOGT RL, SMITH AB, et al. (1991). Effects of elemental mercury

exposure at a thermometer plant. Am J Ind Med 19(4):495-507. EISENBERG D, KESSLER RC, FOSTER C, NORLOCK FE, CALKINS DR.

(1993).Unconventional medicine in the US. Prevalence, costs and patterns of use. N Engl J Med;328:246–52.

ENDO T, NAKAYA S, KIMURA R. (1990). Mechanisms of absorbtion of inorganic

mercury from rat small intestine: III. Comparative absorbtion studies of inorganic mercuric compounds in vitro. Pharmacol Toxicol 66(5):347-353.

EPA. (2002). National primary drinking water regulations. Washington, DC: U.S.

Environmental Protection Agency. EPA816F02013. ETO K, TOKUNAGA H, NAGASHİMA K, TAKEUCHİ T. (2002). An autopsy case of

minamata disease (methylmercury poisoning)--pathological viewpoints of peripheral nerves.Toxicol Pathol; 30(6):714-22.

FAGALA GE, WIGG CL. (1992). Psychiatric manifestations of mercury poisoning. J Am

Acad Child Adolesc Psychiatry 31(2):306-311. FALNOGA I, TUSEK-ZNIDARIC M, HORVAT M, STEGNAR P (1999). Mercury,

selenium, and cadmium in human autopsy samples from Idrija residents and mercury mine workers. 84:211-218

FANNING D. (1988). A mortality study of lead workers, 1926-1985. Arch Environ Health

43:247-251. FLEMING DEB, BOULAY D, RICHARD NS, et al. (1997). Accumulated body burden and

endogenous release of lead in employees of a lead smelter. Environ Health Perspect 105(2):224-233.

FOULDS D, COPELAND K, FRANKS R. (1987). Mercury poisoning and acrodynia. Am J

Dis Children 141:124-125. FRANKLIN CA, INSKIP MJ, BACCANALE CL, et al. (1997). Use of sequentially

administered stable lead isotopes to investigate changes in blood lead during pregnancy in a nonhuman primate (Macaca fascicularis). Fundam Appl Toxicol 39:109-119.

FRİBERG L, HAMMARSTROM S, NYSTROM A. (1953). Kidney injury after chronic

exposure to inorganic mercury. Arch Ind Hyg Occup Med 8:149-153. FRIBERG L, NORDBERG F. (1973). Inorganic mercury-a toxicological and

epidemiological appraisal. In: Miller MW, Clarkson TW, eds. Mercury, mercurials and mercaptans. Springfield, IL: Charles C. Thomas, 5-22.

74

FUNG YK, MEADE AG, RACK EP, BLOTCKY AJ. Brain mercury in neurodegenerative disorders. GARCIA F, ORTEGA A, DOMINGO JL, CORBELLA J. (2001). Accumulation of metals

in autopsy tissues of subjects living in Tarragona County, Spain. J Environ Sci Health A Tox Hazard Subst Environ Eng.;36(9):1767-86.

GARNIER R, FUSTER J, CONSO F, et al. (1981). Acute mercury vapor poisoning. Toxicol

Environ Res 3:77 86. (French) GAY DD, COX RD, REINHARDT JW (1979). Chewing releases mercury from fillings.

Lancet 1:985-986. GOGTAY NJ, BHATT HA, DALVI SS, KSHIRAGAR NA. (2002). The use and safety on

nonallopathic Indian medicines. Drug Safety;25:1005–9. GOLDSTEIN, G.W., ASBURY, A.K., DIAMOND, I., (1974). Pathogenesis of lead

encephalopathy: uptake of lead and reaction of brain capillaries. Arch. Neurol. 31, 382–389.

GORE I, HARDING SM. (1987). Sinker lung: Acute metallic mercury poisoning associated

with the making of fishing weights. Ala J Med Sci 24:267-269. GOYER RA. (1989). Mechanisms of lead and cadmium nephrotoxicity. Toxicol Lett

46:153-162. GRIFFIN TB, COULSTON F, WILLS H. (1975). [Biological and clinical effects of

continuous exposure to airborne particulate lead.] Arh Hig Toksikol 26:191-208. (Yugoslavian)

GROSS SB, PFITZER EA, YEAGER DW, et al. (1975). Lead in human tissues. Toxicol

Appl Pharmacol 32:638651. GULSON BL, JAMESON CW, MAHAFFEY KR, et al. (1997). Pregnancy increases

mobilization of lead from maternal skeleton. J Lab Clin Med 130(1):51-62. GULSON BL, MIZON KJ, KORSCH MJ, et al. (2003). Mobilization of lead from human

bone tissue during pregnancy and lactation - a summary of long-term research. Sci Total Environ 303:79-104.

GULSON BL, POUNDS JG, MUSHAK P, et al. (1999). Estimation of cumulative lead

releases (lead flux) from the maternal skeleton during pregnancy and lactation. J Lab Clin Med 134(6):631-640.

GUZZİ G, GRANDİ M, CATTANEO C, CALZA S, MİNOİA C, RONCHİ A, GATTİ A, SEVERI G. (2006). Dental amalgam and mercury levels in autopsy tissues: food for thought. Am J Forensic Med Pathol; 27(1):42-5 HADDAD J, STENBERG E. (1963). Bronchitis due to acute mercury inhalation: Report of

two cases. Am Rev Respir Dis 88:543-545.

75

HÄENNINEN H, MANTERE P, HERNBERG S, et al. (1979). Subjective symptoms in low-level exposure to lead. Neurotoxicology 1:333-347.

HALBACH S, CLARKSON TW. (1978). Enzymatic oxidation of mercury vapor by

erythrocytes. Biochem Biophys Acta 523:522-531. HALLEE TJ. (1969). Diffuse lung disease caused by inhalation of mercury vapor. Am Rev

Respir Dis 99:430-436. Health Canada: The Safety of Dental Amalgam. Minister of Supply and Services Canada

2007 HEARD MJ, CHAMBERLAIN AC. (1982). Effect of minerals and food on uptake of lead

from the gastrointestinal tract in humans. Hum Toxicol 1:411-416. HEARD MJ, WELLS AC, NEWTON D, et al. (1979). Human uptake and metabolism of

tetra ethyl and tetramethyl lead vapour labelled with 203Pb. In: International Conference on Management and Control of Heavy Metals in the Environment, London, England, September. Edinburgh, United Kingdom: CEP Consultants, Ltd., 103-108.

HERNANDEZ-AVILA M, SMITH D, MENESES F, et al. (1998). The influence of bone

and blood lead on plasma lead levels in environmentally exposed adults. Environ Health Perspect 106(8):473-477.

HILL W. (1943). A report on two deaths from exposure to the fumes of a di-ethyl mercury.

Can J Pub Health 34:158-160. HOLNESS DL, NETHERCOTT JR. (1988). Acute lead intoxication in a group of

demolition workers. Appl Ind Hyg 3:338-341. HOOK O, LUNDGREN K-D, SWENSSON A. (1954). On alkyl mercury poisoning. Acta

Med Scand 150:131-137. HUNTER D, BOMFORD RR, RUSSELL DS. (1940). Poisoning by methyl mercury

compounds. Quart J Med 9:193-213. HURSH JB, CLARKSON TW, CHERIAN MG, et al. (1976). Clearance of mercury (Hg-

197, Hg-203) vapor inhaled by human subjects. Arch Environ Health 31:302-309. HURSH JB, MERCER TT. (1970). Measurement of 212Pb loss rate from human lungs. J

Appl Physiol 28:268274. HURSH JB, SCHRAUB A, SATTLER EL, et al. (1969). Fate of 212Pb inhaled by human

subjects. Health Phys 16:257-267. HURSH JB, SUOMELA J. (1968). Absorbtion of 212Pb from the gastrointestinal tract of

man. Acta Radiol 7(2):108-120. IARC (1993). Beryllium, cadmium, mercury, and exposures in the glass manufacturing

industry: Evaluation of carcinogenic risks to humans. International Agency For Research On Cancer. Vol 58.

76

INSKIP MJ, FRANKLIN CA, BACCANALE CL, et al. (1996). Measurement of the flux of lead from bone to blood in a nonhuman primate (Macaca fascicularis) by sequential administration of stable lead isotopes. Fundam Appl Toxicol 33:235-245.

International Programme on Chemical Safety (1991): Environmental health criteria 118.

Inorganic mercury Geneva: World Health Organization. JAFFE KM, SHURTLEFF DB, ROBERTSON WO. (1983). Survival after acute mercury

vapor poisoning--role of intensive supportive care. Am J Dis Child 137:749-751. JAMES AC, STAHLHOFEN W, RUDOLF G, et al. (1994). Deposition of inhaled particles.

Ann ICRP 24(13): 231-299. JAMES HM, HILBURN ME, BLAIR JA. (1985). Effects of meals and meal times on uptake

of lead from the gastrointestinal tract of humans. Hum Toxicol 4:401-407. JEFFERIES, W.A., BRANDON, M.R., HUNT, S.V., WILLIAMS, A.F., GATTER, K.C.,

MASON, D.Y., (1984). Transferrin receptor on endothelium of brain capillaries. Nature 312, 162–163.

KANLUEN S, GOTTLIEB CA. (1991). A clinical pathologic study of four adult cases of

acute mercury inhalation toxicity. Arch Pathol Lab Med 115(1):56-60. KARPATHIOS T, ZERVOUDAKIS A, THODORIDIS C, et al. (1991). Mercury vapor

poisoning associated with hyperthyroidism in a child. Acta Paediatr Scand 80(5):551-552.

KAZANTZIS G, SCHILLER K, ASSCHER A, et al. (1962). Albuminuria and the nephrotic

syndrome following exposure to mercury and its compounds. Q J Med 3:403-419. KEHOE RA, THAMANN F. (1931). The behavior of lead in the animal organism: II.

Tetraethyl lead. Am J Hyg 13:478-498. KEHOE RA. (1961). The metabolism of lead in man in health and disease: Present hygienic

problems relating to the absorbtion of lead: The Harben lectures, 1960. J R Inst Public Health Hyg 24:177-203.

KEHOE RA. (1987). Studies of lead administration and elimination in adult volunteers

under natural and experimentally induced conditions over extended periods of time. Food Chem Toxicol 25:425-493

KERSHAW TG, CLARKSON TW, Dhahir PH. (1980). The relationship between blood

levels and dose of methylmercury in man. Arch Environ Health 35:28-36. KING G. (1954). Acute pneumonitis due to accidental exposure to mercury vapor. Ariz Med

11:335. KING M, RAMACHANDRAN V. (1995). Lead. In: Kirk-Othmer encyclopedia of chemical

technology. 4th edition. New York, NY: John Wiley & Sons, 69-113. KINGMAN A, ALBERTINI T, BROWN LJ (1998). Mercury concentrations in urine and

whole blood associated with amalgam exposure in a US military population. J Dent Res 77:461-471.

77

KIRKBY H, GYNTELBERG F. (1985). Blood pressure and other cardiovascular risk factors

of long-term exposure to lead. Scand J Work Environ Health 11:15-19. KLAUSNER, R.D., ROUAULT, T.A., HARFORD, J.B., (1993). Regulating the fate of

mRNA: the control of cellular iron metabolism. Cell 72, 19–28. KOSMIDER S, PETELENZ T. (1962). [Electrocardiographic changes in elderly patients

with chronic professional lead poisoning.] Pol Arch Med Wewn 32:437-442. (Polish)

KOSTA L, BYRNE AR, ZELENKO V (1975). Correlation between selenium and mercury

in man following exposure to inorganic mercury. 254:238-239 KUMAR S, JAIN S, AGGARWAL CS, et al. (1987). Encephalopathy due to inorganic lead

exposure in an adult. Jpn J Med 26:253-254. LANGWORTH S, ELINDER CG, SUNDQUIST KG, et al. (1992). Renal and

immunological effects of occupational exposure to inorganic mercury. Br J Ind Med 49(6):394-401.

LARRABEE D. (1998). Comments on chapter 4 of the draft toxicological profile for

lead/metals division. U.S. Department of Commerce, February 11, 1998. LAUG EP, KUNZE FM. (1948). The penetration of lead through the skin. J Ind Hyg Toxicol

30:256-259. LECH T, HYDZIK P, KOSOWSKI B. (2007). Significance of copper determination in late onset of Wilson's disease. Clin Toxicol (Phila); 45(6):688-94. LILIS R, MILLER A, LERMAN Y. (1985). Acute mercury poisoning with severe chronic

pulmonary manifestations. Chest 88:306-309. LIVARDJANI F, LEDIG M, KOPP P, et al. (1991). Lung and blood superoxide dismutase

activity in mercury vapor exposed rats: Effect of N-acetylcysteine treatment. Toxicology 66(3):289-295.

LOGHMAN-ADHAM M. (1997). Renal effects of environmental and occupational lead

exposure. Environ Health Perspect 105:928-939. LOPEZARTİGUEZ M, GRİLO A, MARTİNEZ D (1994). Mercury and methylmercury in

population risk groups on the Atlantic Coast of Southern Spain. Arch Environ Contamination Toxicol 27:415]419.

LUCCHINI R, ALBINI E, CORTESI I, et al. (2000). Assessment of neurobehavioral

performance as a function of current and cumulative occupational lead exposure. Neurotoxicology 21(5):805-812.

LUNDGREN KD, SWENSSON A. (1949). Occupational poisoning by alkyl mercury

compounds. J Indust Hyg Toxicol 31:190-200. MAGOS L. (1967). Mercury-blood interaction and mercury uptake by the brain after vapor

exposure. Environ Res 1:323-337.

78

MALCOLM D, BARNETT HAR. (1982). A mortality study of lead workers: 1925-76. Br J

Ind Med 39:404410. MANTON WI, ROTHENBERG SJ, MANALO M. (2001). The lead content of blood serum.

Environ Res 86:263273. MARINO PE, FRANZBLAU A, LILIS R, et al. (1989). Acute lead poisoning in

construction workers: The failure of current protective standards. Arch Environ Health 44:140-145.

MATTE TD, FIGUEROA JP, BURR G, et al. (1989). Lead exposure among lead-acid

battery workers in Jamaica. Am J Ind Med 16:167-177. MATTHES F, KIRSCHNER R, YOW M, et al. (1958). Acute poisoning associated with

inhalation of mercury vapor: Report of four cases. Pediatrics 22:675-688. MCFARLAND R, REIGEL H. (1978). Chronic mercury poisoning from a single brief

exposure. J Occup Med 20:534-534. MICHAELS D, ZOLOTH SR, STERN FB. (1991). Does low-level lead exposure increase

risk of death? A mortality study of newspaper printers. Int J Epidemiol 20:978-983. MICHOTTE, Y., MASSART, D.L., LOWENTHAL, A., KNAEPEN, L., PELSMAEKERS,

J., COLLARD, M., (1977). A morphological and chemical study of calcification of the choroid plexus. J. Neurol. 216, 127–133.

MIETTINEN JK, RAHOLA T, HATTULA T, et al. (1969). Retention and excretion of

203Hg- labelled methylmercury in man after oral administration of CH3203Hg biologically incorporated into fish muscle protein - preliminary results. Fifth RIS (Radioactivity in Scandinavia) Symposium, Department of Radiochemistry, University of Helsinki, Stencils, as cited in Berglund et al. 1971

MILNE J, CHRISTOPHERS A, DE SILVA P. (1970). Acute mercurial pneumonitis. Br J

Ind Med 27:334-338. MOORE MR, MEREDITH PA, WATSON WS, et al. (1980). The percutaneous absorbtion

of lead-203 in humans from cosmetic preparations containing lead acetate, as assessed by whole-body counting and other techniques. Food Cosmet Toxicol 18:399-405.

MORROW PE, BEITER H, AMATO F, et al. (1980). Pulmonany retention of lead: An

experimental study in man. Environ Res 21:373-384. MURAMATSU Y, PARR RM (1988). Concentrations of some trace elements in hair, liver

and kidney from autopsy subjects-relationship between hair and internal organs. Sci Total Environ;76:29-40.

NEEDLEMAN HL, RABINOWITZ M, LEVITON A, et al. (1984). The relationship

between prenatal exposure to lead and congenital anomalies. JAMA 251:2956-2959. NIELSEN T, JENSEN KA, GRANDJEAN P. (1978). Organic lead in normal human brains.

Nature 274:602 -603.

79

NORDSTROM S, BECKMAN L, NORDENSEN I. (1979). Occupational and environmental

risks in and around a smelter in northern Sweden: V. Spontaneous abortion among female employees and decreased birth weight in their offspring. Hereditas 90:291-296.

Norwegian Board of Health (2007): The use of dental filling materials in Norway. NYLANDER M, FRIBERG L, LIND B (1987). Mercury concentrations in the human brain

and kidneys in relation to exposure from dental amalgam fillings. Swed Dent J 11:179-187.

O’FLAHERTY EJ, HAMMOND PB, LERNER SI. (1982). Dependence of apparent blood lead half-life on the length of previous lead exposure in humans. Fundam Appl Toxicol 2:49-54.

ONG CN, LEE WR. (1980). Distribution of lead-203 in human peripheral blood in vitro. Br

J Ind Med 37:78-84 OPİTZ H, SCHWEİNSBERG F, GROSSMANN T, WENDT-GALLİTELLİ MF, MEYERMANN R. (1996). Demonstration of mercury in the human brain and other organs 17 years after metallic mercury exposure. Clin Neuropathol;15:139–44. PAGLIUCA A, MUFTI GJ, BALDWIN D, et al. (1990). Lead-poisoning: Clinical,

biochemical, and hematological aspects of a recent outbreak. J Clin Path 43:277-281.

PAL, P.K., SAMII, A., CALNE, D.B., (1999). Manganese neurotoxicity: a review of clinical

features, imaging and pathology. Neurotoxicology 20, 227– 238 PAN Pesticides Database. (2004). PAN pesticides database-chemicals. San Francisco, CA:

Pesticide Action Network. PARKINSON DK, RYAN C, BORMET J, et al. (1986). A psychiatric epidemiologic study

of occupational lead exposure. Am J Epidemiol 123:261-269. PASTERNAK G, BECKER CE, LASH A, et al. (1989). Cross-sectional neurotoxicology

study of lead exposed cohort. Clin Toxicol 27:37-51. PENTSCHEW, A., (1965). Morphology and morphogenesis of lead encephalopathy. Acta

Neuropathol. 5, 133–160. PERYEA FJ. (1998). Historical use of lead arsenate insecticides, resulting soil

contamination and implications for soil remediation. Wenatchee, WA: Tree Fruit Research and Extension Center, Washington State University.

PIIKIVI L, RUOKONEN A. (1989). Renal function and long-term low mercury vapor

exposure. Arch Environ Health 44(3):146-149. PIOTROWSKI JK, SZYMANSKA JA, SKRZYPINSKA-GAWRYSIAK M, et al. (1992).

Intestinal absorbtion of inorganic mercury in rat. Pharmacol Toxicol (Copenhagen) 70(1):53-55.

80

POLLOCK CA, IBELS LS. (1986). Lead intoxication in paint removal workers on the Sidney Harbour Bridge. Med J Aust 145:635-639.

RABINOWITZ MB, KOPPLE JD, WETHERILL GW. (1980). Effect of food intake on

fasting gastrointestinal lead absorbtion in humans. Am J Clin Nutr 33:1784-1788. RABINOWITZ MB, WETHERILL GW, KOPPLE JD. (1976). Kinetic analysis of lead

metabolism in healthy humans. J Clin Invest 58:260-270. RAHIL-KHAZEN R, BOLANN BJ, ULVIK RJ. (2002). Correlations of trace element levels within and between different normal autopsy tissues analyzed by inductively coupled plasma atomic emission spectrometry (ICP-AES). Biometals; 15(1):87-98. REESE RG. (1990). Mercury. In: Minerals yearbook. Washington, D.C.: US Dept of the

Interior, Bureau of Mines, 743-747. RICE DC. (1989). Brain and tissue levels of mercury after chronic methylmercury exposure

in the monkey. J Toxicol Environ Health 27(2):189-198. RIEBER M, HARRIS DP. (1994). Mercury pollution: The impact of U. S. government

stockpile releases. In: Watras CJ, Huckabee JW, eds. Mercury pollution integration and synthesis. Boca Raton, Florida: Lewis Publishers, 615-620.

ROELS HA, LAUWERYS R, BUCHET JP, et al. (1982). Comparison of renal function and

psychomotor performance in workers exposed. Int Arch Occup Environ Health 50:77-93.

ROSENMAN KD, SIMS A, LUO Z, et al. (2003). Occurrence of lead-related symptoms

below the current Occupational Safety and Health Act allowable blood lead levels. J Occup Environ Med 45(5):546-555.

ROTHSTEIN A, HAYES AL. (1960). The metabolism of mercury in the rat studied by

isotope techniques. J Pharmacol Exp Ther 130:166-176. ROWENS B, GUERRERO-BETANCOURT D, GOTTLIEB CA, et al. (1991). Respiratory

failure and death following acute inhalation of mercury vapor: A clinical and histologic perspective. Chest 99(1):185-190.

SAENGER P, MARKOWITZ ME, ROSEN JF. (1984). Depressed excretion of 6β-

hydroxycortisol in lead-toxic children. J Clin Endocrinol Metab 58:363-367. SÄLLSTEN G, THOREN J, BARREGÅRD L, SCHUTZ A, SKARPING G (1996). Long-

term use of nicotine chewing gum and mercury exposure from dental amalgam fillings. J Dent Res 75:594-598.

SARMANI SB, KIPRAWI AZ, ISMAİL RB. (1994). Mercury determination in hair of

Malaysian fishermen by neutron activation analysis. Biol Trace Elem Res ;43]45:435]441.

SCHIONNING JD, POULSEN EH, MOLLER-MADSEN B, et al. (1991). Ultrastructural

localization of mercury in rat dorsal root ganglia after exposure to mercury vapor. In: Graumann W, ed. Progress in histochemistry and cytochemistry, vol. 23, No. 1-4: Histo-and cytochemistry as a tool in environmental toxicology. XXXII Symposium

81

of the International Association of Histochemists, Gargellen, Austria, September 26-29, 1990. New York, NY: Gustav Fischer Verlag, 249-255.

SCHWEINBERG F, KROIHER A. (1994). Mercury exposure by fish consumption in Rhine

fishermen. Zentralbl Hyg Umweltmed;195:529]543. SCHNEITZER L, OSBORN HH, BIERMAN A, et al. (1990). Lead poisoning in adults from

renovation of an older home. Ann Emerg Med 19:415-420. SCHROEDER HA, TIPTON IH. (1968). The human body burden of lead. Arch Environ

Health 17:965-978. SCHÜTZ A, BERGDAHL IA, EKHOLM A, et al. (1996). Measurement by ICP-MS of lead

in plasma and whole blood of lead workers and controls. Occup Environ Med 53:736-740.

SCHWARTZ JG, SNIDER TE, MONTIEL MM. (1992). Toxicity of a family from

vacuumed mercury. Am J Emerg Med 10(3):258-261. SEXTON D, POWELL K, LIDDLE J, et al. (1976). A nonoccupational outbreak of

inorganic mercury vapor poisoning. Arch Environ Health 33:186-191. SHEA EE. (1996). Lead regulation handbook. Rockville, MD: Government Institutes. SHERLOCK J, HISLOP J, NEWTON D, et al. (1984). Elevation of mercury in human blood

from controlled chronic ingestion of methylmercury in fish. Human Toxicol 3:117-131.

SHIRABE T, IRIE K, UCHIDA M. (2002). Autopsy case of aluminum encephalopathy. Neuropathology;22(3):206-10. SIBLERUD RL. (1990). The relationship between mercury from dental amalgam and the

cardiovascular system. Sci Total Environ 99(1-2):23-36. SMITH D, HERNANDEZ-AVILA M, Tellez-Rojo MM, et al. (2002). The relationship

between lead in plasma and whole blood in women. Environ Health Perspect 110(3):263-268.

SMITH D, OSTERLOH JD, FLEGAL AR. (1996). Use of endogenous, stable lead isotopes

to determine release of lead from the skeleton. Environ Health Perspect 104(1):60-66.

SMITH, J.E., MCLAURIN, R.L., NICHOLS, J.B., ASBURY, A., (1960). Studies in cerebral

edema and cerebral swelling. 1. The changes in lead encephalopathy in children compared with those in alkyl tin poisoning in animals. Brain 83, 411–424

SMITH, J.E., MCLAURIN, R.L., NICHOLS, J.B., ASBURY, A., (1960). Studies in cerebral

edema and cerebral swelling. 1. The changes in lead encephalopathy in children compared with those in alkyl tin poisoning in animals. Brain 83, 411–424.

SMITH, Q.R., RABIN, O., CHIKHALE, E.G., (1997). Delivery of metals to brain and the

role of the blood–brain barrier, in: Connor, J.R. (Ed.), Metals and Oxidative Damage in Neurological Disorders, Plenum, New York, pp. 113–130.

82

SNODGRASS W, SULLIVAN JB, Rumack BH, et al. (1981). Mercury poisoning from

home gold ore processing: Use of penicillamine and dimercaprol. JAMA 246:1929-1931.

SOMJEN SG, HERMAN S, KLEIN R, et al. (1973). The uptake of methylmercury (203Hg)

in different tissues related to its neurotoxic effects. J Pharmacol Exp Ther 187:602-611.

SONI JP, SINGHANIA RU, BANSAL A, et al. (1992). Acute mercury vapor poisoning.

Indian Pediatr 29(3):365-368. SPIVEY A. (2007). The weight of lead: effects add up in adults. Environ Health

Perspect;115:A31–6. STAUBER JL, FLORENCE TM, GULSON BL, et al. (1994). Percutaneous absorbtion of

inorganic lead compounds. Sci Total Environ 145:55-70. STEWART W, GUIRGIS H, SANDERSON J, et al. (1977). Urinary mercury excretion and

proteinuria in pathology laboratory staff. Br J Ind Med 34:26-31. STONARD MD, CHATER BR, DUFFIELD DP, et al. (1983). An evaluation of renal

function in workers occupationally exposed to mercury vapor. Int Arch Occup Environ Health 52:177-189.

STRUZYNSKA, L., WALSKI, M., GADAMSKI, R., DABROWSKA-BOUTA, B.,

RAFALOWSKA, U., (1997). Lead-induced abnormalities in blood–brain barrier permeability in experimental chronic toxicity. Mol. Chem. Neuropathol. 31, 207–224.

SUDA I, ETO K, TOKUNAGA H, et al. (1989). Different histochemical findings in the

brain produced by mercuric chloride and methyl mercury chloride in rats. Neurotoxicology 10(1):113-125.

SUNDERMAN FW Sr. (1978). Clinical response to therapeutic agents in poisoning from

mercury vapor. Ann Clin Lab Sci 8(4):259-269. SUTHERLAND CA, MILNER EF. (1990). Lead. In: Elvers B, Hawkins S, Schulz G, eds.

Ullmann's encyclopedia of industrial chemistry. 5th edition. New York, NY: VCH Publishers, 193-236.

SUZUKI T, HONGO T, YOSHINAGA J et al. (1993). The hair - organ relationship in

mercury concentration in contemporary Japanese. Arch Environ Health; 48:221-229. TAKAHATA N, HAYASHI H, WATANABE B, et al. (1970). Accumulation of mercury in

the brains of two autopsy cases with chronic inorganic mercury poisoning. Folia Psychiatr Neurol Jpn 24:59-69.

TAKEUCHI T, ETO K, TOKUNAGA H. (1989). Mercury level and histochemical

distribution in a human brain with Minamata disease following a long-term clinical course of 26 years. Neurotoxicology 10(4):651-658.

83

TAKEUCHI, T., ETO, N., ETO, K., (1979). Neuopathology of childhood cases of methylmercury poisoning (Minamata disease) with prolonged symptoms, with particular reference to the decortication syndrome. Neurotoxicology 1, 1–20.

TAUEG C, SANFILIPPO DJ, ROWENS B, et al. (1992). Acute and chronic poisoning from

residential exposures to elemental mercury. J Toxicol Clin Toxicol 30(1):63-67. TENG C, BRENNAN J. (1959). Acute mercury vapor poisoning: A report of four cases with

radiographic and pathologic correlation. Radiology 73:354-361. TENNANT R, JOHNSTON H, WELLS J. (1961). Acute bilateral pneumonitis associated

with the inhalation of mercury vapor: A report of five cases. Conn Med 25:106-109. THOMAS KJ, COLEMAN P, NICHOLL JP. (2003). Trends in access to complementary or

alternative medicines via primary care in England: 1995–2001 results of a follow-up national survey. Fam Pract;20:575–7.

TUBBS R, GORDON D, GEPHARDT N, et al. (1982). Membranous glomerulonephritis

associated with industrial mercury exposure--study of pathogenic mechanisms. Am J Clin Pathol 77:409-413.

TURLAKIEWICZ Z, CHMIELNICKA J. (1985). Diethyllead as a specific indicator of

occupational exposure to tetraethyllead. Br J Ind Med 42:682-685. USPHS (2007): Dental amalgam: a scientific review and recommended public health service

strategy for research, education, and regulation. US Public Health Service Committee to Coordinate Environmental Health and Related Programs Subcommittee on Risk Management 1993. Washington DC: U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service Accessed September 27, 2007

VAHTER M, MOTTET NK, FRIBERG L, et al. 1994. Speciation of mercury in the primate

blood and brain following long-term exposure to methyl mercury. Toxicol Appl Pharmacol 124:221-229.

VALOIS, A.A., WEBSTER, W.S., (1989). Retention and distribution of manganese in the

mouse brain following acute exposure on postnatal day 0, 7, 14 or 42: an autoradiographic and gamma counting study. Toxicology 57, 315–328

Varian Basic Atomic Absorption Theory Australia Pty Ltd (A.C.N. 004 559 540)1997 VAZIRI ND, SICA DA. (2004). Lead-induced hypertension: Role of oxidative stress. Curr

Hypertens Rep 6:314-320. VURAL N, DUYDU Y. (1995). Biological, monitoring of lead in workers exposed to

tetraethyllead. Sci Total Environ 171:183-187. WADA O, TOYOKAWA K, SUZUKI T, et al. (1969). Response to a low concentration of

mercury vapor: Relation to human porphyrin metabolism. Arch Environ Health 19:485-488.

WARFVINGE K, HANSSON H, HULTMAN P. (1995). Systemic autoimmunity due to

mercury vapor exposure in genetically susceptible mice: Dose-responses studies. Toxicol Appl Pharm 132:299-309.

84

WARFVINGE K, HUA J, BERLIN M. (1992). Mercury distribution in the rat brain after

mercury vapor exposure. Toxicol Appl Pharmacol 117(1):46-52. WATSON WS, MORRISON J, BETHEL MIF, et al. (1986). Food iron and lead absorbtion

in humans. Am J Clin Nutr 44:248-256. WELLS AC, VENN JB, HEARD MJ. (1975). Deposition in the lung and uptake to blood of

motor exhaust labelled with 203Pb. Inhaled Particles IV. Proceedings of a Symposium of the British Occupational Hygiene Society. Oxford, England: Pergamon Press, 175–189.

WHO. (1991). Inorganic mercury. Vol. 118. Geneva, Switzerland: World Health

Organization, International Programme on Chemical Safety, 168. WIADROWSKA B, SYROWATKA T (1983). Assessment of total mercury content in

human tissues. II. Mercury content of human hairs in the general population and in subjects with occupational exposure to mercury vapours. 34:87-94.

Wisconsin Department of Health and Family Services. (2002). Lead arsenate pesticides.

Madison, WI: Department of Health and Family Services. YAMADA M, OHNO S, OKAYASU I, OKEDA R, HATAKEYAMA S, WATANABE H, USHIO K, TSUKAGOSHI H. (1986). Chronic manganese poisoning: a neuropathological study with determination of manganese distribution in the brain. Acta Neuropathol; 70(3-4):273-8. YOSHINAGA J, IMAI H, NAKAZAWA M, SUZUKI T, MORITA M. (1990). Lack of significantly positive correlations between elemental concentrations in hair and in organs. Sci Total Environ; 99(1-2):125-35. ZHANG W, ZHANG GG, He HZ, et al. (1994). Early health effects and biological

monitoring in persons occupationally exposed to tetraethyllead. Int Arch Occup Environ Health 65:395-399.

ZHENG, W., (2001). Toxicology of choroid plexus: a special reference to metal-induced

neurotoxicities. Microsc. Res. Tech. 52, 89–103. ZHENG, W., BLANER, W.S., ZHAO, Q., (1999). Inhibition by Pb of production and

secretion of transthyretin in the choroid plexus: its relationship to thyroxine transport at the blood–CSF barrier. Toxicol. Appl. Pharmacol. 155, 24–31.

ZIEGLER EE, EDWARDS BB, JENSEN RL, et al. (1978). Absorbtion and retention of lead

by infants. Pediatr Res 12:29-34. ZIMMERMAN-TANSELIA C, CAMPARA P, D’ANDREA F, et al. (1983). Psychological

and physical complaints of subjects with low exposure to lead. Hum Toxicol 2:615-623.

85

EKLER

86

87

88

ÖZGEÇMIŞ

I- Bireysel Bilgiler

Adı : Seda

Soyadı : KAYA

Doğum Tarihi : 13/12/1979

Doğum Yeri : Balıkesir

Iletişim Adresi : A.Ü. Adli Tıp Enstitüsü Tıp Fakültesi Cebeci Kampüsü

Dikimevi/ANKARA

Tel: 0312 319 27 34

II- Eğitimi

1996-2002 Hacettepe Üniversitesi- Fen Fakültesi- Kimya Bölümü - (Lisans)-

ANKARA

1993-1996 Bursa Atatürk Lisesi-(Fen)- BURSA

1990-1993 Mehmet Akif Ersoy Ortaokulu - MALATYA

Yabancı Dil: İngilizce

III- Mesleki Deneyimi

2007- A.Ü. Adli Tıp Enstitüsü- Disiplinlerarası Adli Tıp Adli Kimya ve

Adli Toksikoloji Bölümü- Proje Görevlisi