EKK`08 Sempozyum Kitabı Bölüm 1

Transkript

istanbul teknik üniversitesi
çevre mühendisliği bölümü
EKK’08
İTÜ
11. ENDÜSTRİYEL KİRLENME
KONTROLÜ SEMPOZYUMU
BİLDİRİLER KİTABI
Sözlü Sunumlar ve Posterler
11-13 Haziran 2008
Süleyman Demirel Kültür Merkezi, İTÜ Ayazağa Kampüsü
İSTANBUL
11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü
Sempozyumu
Bildiriler Kitabı
EKK’08
Editörler
Ġsmail TORÖZ
Nevin YAĞCI
Ebru DÜLEKGÜRGEN
Çiğdem GÖMEÇ
Osman ARIKAN
Mustafa Evren ERġAHĠN
Asude ÖZKAN
Edip AVġAR
Recep Kaan DERELĠ
Hale ÖZGÜN
Necati KAYAALP
11-13 HAZİRAN 2008, İSTANBUL
Önsöz
Ġstanbul Teknik Üniversitesi Çevre Mühendisliği Bölümü tarafından 2 yılda bir olarak düzenlenmekte
olan “Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu” serisinin 11.sine katılımlarınızdan dolayı Onur
Kurulu, Bilim Kurulu ve Organizasyon Kurulu olarak memnuniyet duyuyoruz. ĠTÜ Çevre Mühendisliği
Bölümü öğretim üye ve yardımcıları, böyle yoğun ve zahmetli bir çalıĢmayı uzun yıllar istikrarla
sürdürmenin gururunu taĢımaktadır. Bu gurur, her yeni dönemde, sempozyumu daha iyiye götürmenin
itici gücünü oluĢturmaktadır.
Endüstriyel kirlenme kontrolü, geliĢen proses ve arıtma teknolojilerine bağlı olarak hem dünyada hem
de ülkemizde önemli bir araĢtırma-geliĢtirme alanı olma özelliğini korumaktadır. Bu nedenle,
endüstriyel atıkların uzaklaĢtırılması ve yönetimi konusundaki araĢtırma ve uygulamaların ortaya
konması ve sonuçlarının bilimsel seviyede tartıĢılmasının önemi büyüktür. Bu konulardaki yeni
yaklaĢımların ve uygulamaya yönelik çalıĢmaların paylaĢılması gereği uzun yıllar önce ortaya çıkmıĢ
ve Ġstanbul Teknik Üniversitesi Çevre Mühendisliği Bölümü tarafından baĢlatılan “Endüstriyel Kirlenme
Kontrolü Sempozyumu” ile ortam bulmuĢtur. Ġstanbul Teknik Üniversitesi’nin sürekliliğe ve bilimsel
saygınlığa sahip toplantılara verdiği önemi de esas alarak, sempozyum 22 yıldır titizlik ve özenle
sürdürülmektedir. Ġlki 1988 yılında 7. Türk-Alman Çevre Mühendisliği Sempozyumu ile ortaklaĢa
düzenlenen sempozyum, düzenli olarak iki yılda bir düzenlenmeye devam edilmiĢ, bilim insanlarının,
mühendislerin, uygulamacı kuruluĢların ve bizzat endüstrilerden katılımcıların gerek çalıĢma verileri
gerekse tecrübeleriyle endüstriyel atık bertarafı ve yönetimi konusundaki araĢtırma ve uygulama
sonuçlarını ortaya koydukları ve tartıĢtıkları bir platform olma misyonunu üstlenmiĢ, bu sayede ilgili
tüm tarafları geniĢ bir katılım ile buluĢturmayı baĢarmıĢtır.
Sempozyum bu dönem, temel amaçlarından birini gerçekleĢtirmek üzere, Çevre ve Orman Bakanlığı
ile üniversiteler ve sanayi kuruluĢlarının temsilcilerini bir tartıĢma platformunda biraraya getirecektir.
Böylelikle, ülkemizde özellikle endüstrileĢmenin getirdiği çevre sorunlarının çözümü için yetkili devlet
organının yönetim yaklaĢımı ve bilimsel çalıĢmalara bakıĢı ile sanayi kuruluĢları ile iliĢkileri ortaya
konmuĢ olacaktır. Sempozyum süresince, ülkemizde endüstriyel kirlenme ile ilgili teorik ve
uygulamaya dönük araĢtırmalar ile uygulamada elde edilen deneyimlere ve karĢılaĢılan problemlerin
çözümüne yönelik çalıĢmaların sonuçları sunulacaktır.
EKK’08 için 100’ün üzerinde geniĢletilmiĢ özet gönderilmiĢ, bunlardan 47 tanesi bildiri, 26 tanesi
poster olarak kabul edilmiĢtir. Farklı bilim kuruluĢlarından çok sayıda akademisyenin sempozyuma
katılması, endüstriyel kirlenme kontrolü alanında ülkemizde önemli bir bilgi birikiminin olduğunu
göstermektedir. Sempozyumda sunulacak bildiri ve posterler, üniversite ve araĢtırma kuruluĢlarının
sahalarında öne çıkmıĢ bilim insanlarından oluĢan hakem heyetince belirlenmiĢtir. Sempozyumda
ayrıca Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından 4 adet, sanayici tarafından çevre mevzuatının
uygulamalarına yönelik 2 adet bildiri sunulmuĢtur.
Sempozyumda tartıĢılmak üzere ele alınacak konular baĢlıca “Çevre Yönetim Sistemleri, Çamur
Arıtımı, Endüstrilerde Fizikokimyasal Arıtma Uygulamaları, Endüstrilerde Biyolojik Arıtma
Uygulamaları, Tehlikeli ve Katı Atıklar, Hava Kalitesi ve Gürültü Kontrolü” baĢlıkları altında
toplanmıĢtır. Sempozyumda ayrıca Çevre ve Orman Bakanlığı ile ortaklaĢa belirlenen “BirleĢik Çevre
Denetim Sistemi” baĢlıklı bir panel düzenlenerek, çevre sorunlarında yer alan tarafların bir araya
gelerek ortak bir zeminde tartıĢması hedeflenmiĢtir.
Sempozyuma yayınları ile katılan bilim insanlarına, maddi katkılarından dolayı sponsor kuruluĢlara, bu
organizasyonun gerçekleĢmesinde katkıları olan düzenleme kurulu üyelerine teĢekkür eder,
sempozyumun çevre sorunlarının çözümüne katkı açısından baĢarılı ve yararlı geçmesini dilerim.
Prof. Dr. İsmail Toröz
Düzenleme Kurulu BaĢkanı
Destekleyen Kuruluşlar
SKATMK
ONUR KURULU
Prof. Dr. Faruk KARADOĞAN (ĠTÜ Rektörü)
Prof. Dr. Ahmet SAMSUNLU (Onursal BaĢkan)
Prof. Dr. Derin ORHON (TÜBA Üyesi)
Prof. Dr. Veysel EROĞLU (T.C. Çevre ve Orman Bakanı)
Prof. Dr. Hasan Z. SARIKAYA (Çevre ve Orman Bakanlığı MüsteĢarı)
BİLİM KURULU
Prof. Dr. Nazik ARTAN
Prof. Dr. SavaĢ AYBERK
Prof. Dr. Hulusi BARLAS
Prof. Dr. Miray BEKBÖLET
Prof. Dr. Bilsen BELER BAYKAL
Prof. Dr. Recep BONCUKÇUOĞLU
Prof. Dr. Hanife BÜYÜKGÜNGÖR
Prof. Dr. Avni ÇAKICI
Prof. Dr. Filiz B. DĠLEK
Prof. Dr. Ferruh ERTÜRK
Prof. Dr. AyĢe FĠLĠBELĠ
Prof. Dr. FatoĢ GERMĠRLĠ BABUNA
Prof. Dr. Erdem GÖRGÜN
Prof. Dr. Orhan ĠNCE
Prof. Dr. Gülen ĠSKENDER
Prof. Dr. IĢık KABDAġLI
Prof. Dr. Bahar KASAPGĠL ĠNCE
Prof. Dr. Bülent KESKĠNLER
Prof. Dr. Cumali KINACI
Prof. Dr. Aysen MÜEZZĠNOĞLU
Prof. Dr. Halil KUMBUR
Prof. Dr. Ġzzet ÖZTÜRK
Prof. Dr. Seval SÖZEN
Prof. Dr. Delya SPONZA
Prof. Dr. Bülent TOPKAYA
Prof. Dr. Mustafa TURAN
Prof. Dr. Olcay TÜNAY
Prof. Dr. Beyza ÜSTÜN
Prof. Dr. Orhan YENĠGÜN
Prof. Dr Ülkü YETĠġ
Doç. Dr. Ġdil ARSLAN ALATON
Doç. Dr. Kadir ALP
Doç. Dr. Emine UBAY ÇOKGÖR
DÜZENLEME KURULU
Prof. Dr. Ġsmail TORÖZ (BaĢkan)
Y.Doç.Dr. Nevin YAĞCI (BaĢkan Yardımcısı)
Y.Doç.Dr. Ebru DÜLEKGÜRGEN (Genel Sekreter)
Doç.Dr.
Çiğdem GÖMEÇ
Y.Doç.Dr. Osman ARIKAN
Ar.Gör.
Mustafa Evren ERġAHĠN
Ar.Gör.
Asude ÖZKAN
Ar.Gör.
Edip AVġAR
Ar.Gör.
Recep Kaan DERELĠ
Ar.Gör.
Hale ÖZGÜN
Ar.Gör.
Necati KAYAALP
ĠÇĠNDEKĠLER
SÖZLÜ SUNUMLAR
AB SÜRECİNDE ENDÜSTRİ-ÇEVRE ILİŞKİLERİ ................................................................................................. 1
Ahmet Samsunlu
TEHLİKELİ MADDELER DİREKTİFİ (76/464/EEC), SU ÇERÇEVE DİREKTİFİ (2000/60/EC) VE
ÖNCELİKLİ MADDELER DİREKTİFİ ARASINDAKİ İLİŞKİLER VE TÜRKİYE’DEKİ UYGULAMALARI ...................... 9
Yakup Karaaslan, Sedat Kadıoğlu, Cevat Yaman, Veysel Aslan, Nermin Çiçek, Lütfi Akça
ENDÜSTRİYEL KAYNAKLI KİRLENMİŞ SAHALAR İÇİN ÇEVRE YÖNETİM SİSTEMİ .......................................... 19
Kahraman Ünlü, Meltem Güvener, Serkan Girgin, Ülkü Yetiş, Filiz B. Dilek, Ayşegül Aksoy,
Beril Büyüker, Şener Polat
ENDÜSTRİYEL KAYNAKLI KİRLENMİŞ SAHALARIN YÖNETİMİ İÇİN BİLGİ SİSTEMİ
GELİŞTİRİLMESİ ........................................................................................................................................... 27
Serkan Girgin, M. Güvener, Şener Polat, B. Büyüker, Ülkü Yetiş, F. Dilek, A. Aksoy,
Kahraman Ünlü
AVRUPA BİRLİĞİ IPPC DİREKTİFİ ÇERÇEVESİNDE BİR TEKSTİL FABRİKASINDA SU
KULLANIMI PERFORMANS DEĞERLENDİRMESİ .......................................................................................... 35
A. Merve Kocabaş, Hande Yükseler, Filiz B. Dilek ve Ülkü Yetiş
ÇİMENTO ÜRETİMİNİN YAŞAM DÖNGÜSÜ ANALİZİ ................................................................................... 43
Zerrin Çokaygil, Aysun Özkan, Müfide Banar
TOPRAKTA KULLANIM KAPSAMINDA EVSEL NİTELİKLİ ARITMA ÇAMURLARININ YÖNETİMİ ..................... 51
Erdoğan Işık
ATIKSU ARITMA ÇAMURLARININ KURUMA ÖZELLİKLERİNİN DEĞERLENDİRİLMESİ................................... 59
Kadir Alp, Lütfi Akça, Çiğdem Yangın Gömeç ve Asude Hanedar
EVSEL VE ENDÜSTRİYEL BİYOLOJİK ÇAMURLARIN AEROBİK STABİLİZASYONUNUN
ARAŞTIRILMASI ........................................................................................................................................... 67
Elif Pehlivanoğlu-Mantaş, Didem Okutman Taş, Güçlü İnsel, Egemen Aydın, Duygu C. Öztürk,
Tuğba Ölmez, Erdem Görgün, Emine Ubay Çokgör, Derin Orhon
SABİT YATAKLI ADSORPSİYON KOLONUNDA PALAMUT MEŞESİ ATIĞI İLE Ni(II)
GİDERİMİNE KOLON YÜKSEKLİĞİ VE pH'IN ETKİSİ’NİN İNCELENMESİ ........................................................ 75
Emine Malkoç ve Yaşar Nuhoğlu
KALSİYUM ALJİNAT BİLYELERİ İLE ÇİNKO İYONLARININ ADSORPSİYONU ................................................... 83
Züleyha Bingül, Seçil Sağol ve Nuhi Demircioğlu
VETERİNER ANTİBİYOTİKLERİNİN FOTOKATALİTİK OKSİDASYON PROSESİ İLE ARITIMINDA
SU BİLEŞENLERİNİN ETKİSİ .......................................................................................................................... 91
Keziban Seven Yalap ve Işıl Akmehmet Balcıoğlu
TEKSTİL ATIKSULARININ ARITILMASINA ALTERNATİF ÇÖZÜM: SÜPERKRİTİK SU
OKSİDASYONU ............................................................................................................................................ 99
Onur Ö. Söğüt, Dilek Gümüş ve Mesut Akgün
ENDÜSTRİYEL ATIKSULARIN ZEOLİTLE ARITILMASI................................................................................... 107
Günay Kocasoy ve Vicdan Şahin
I
SULU ÇÖZELTİLERDEN REAKTİF TEKSTİL BOYALARININ ELEKTROKOAGÜLASYON YÖNTEMİ
İLE GİDERİMİ ............................................................................................................................................. 117
Ruhi Malkoç, Bünyamin Karagözoğlu, Fuat Özyonar
ENTEGRE ET VE ET ÜRÜNLERİ ENDÜSTRİSİ ATIKSULARININ ELEKTROKOAGÜLASYON
YÖNTEMİYLE ARITILABİLİRLİĞİNİN ARAŞTIRILMASI.................................................................................. 125
Fuat Özyonar ve Bünyamin Karagözoğlu
ASİT, DİSPERS VE REAKTİF BOYA BANYO ATIKSULARINDAN ELEKTROKOAGÜLASYON
PROSESİ İLE RENK VE ORGANİK MADDE GİDERİMİ .................................................................................. 133
İdil Arslan-Alaton, Işık Kabdaşlı, Burcu Vardar, Yasemin Şahin, Güler Türkoğlu, Olcay Tünay
KOMPLEKS OLARAK BAĞLI METAL İÇEREN ATIKSULARIN ELEKTROKOAGÜLASYON İLE
ARITIMI ..................................................................................................................................................... 141
Tülin Arslan, Işık Kabdaşlı, İdil Arslan-Alaton, Tuğba Ölmez ve Olcay Tünay
ELEKTROKOAGÜLASYON METODU İLE SULARDAN FOSFAT GİDERİMİ ÜZERİNE SİSTEM
PARAMETRELERİNİN ETKİNLİK SIRALAMASININ BELİRLENMESİ ............................................................... 151
Yalçın Şevki Yıldız, Gökçe Didar Haşıloğlu, Züleyha Bingül, Şahset İrdemez
FENTON PROSESİNİN REAKTİF VE ASİT BOYAR MADDELERİNİN AEROBİK BİYOLOJİK
ARITILABİLİRLİĞİNE ETKİSİ ........................................................................................................................ 157
İdil Arslan-Alaton, Betül Hande Gürsoy
KARBON NANOTÜP / POLİPİROL / HORSERADİSH PEROKSİDAZ ÇALIŞMA ELEKTRODUYLA
HAZIRLANMIŞ AMPEROMETRİK FENOL BİYOSENSÖRÜNÜN GELİŞTİRİLMESİ .......................................... 165
Şeyda Korkut, Bülent Keskinler, Elif Erhan
ALÜMİNYUM YÜZEY HAZIRLAMA PROSESİNDEN OLUŞAN ATIKSULARIN KOAGÜLANT
OLARAK KULLANILABİLİRLİLİĞİ ................................................................................................................. 173
Nusret Karakaya, Yalçın Güneş ve Sinan Yatkın
İNDİGO BOYAMA ATIKSULARININ KOAGÜLASYON VE MEMBRAN FİLTRASYON İLE ARITIMI ................... 179
Meltem Ünlü, Hande Yükseler ve Ülkü Yetiş
MISIR İŞLEME ENDÜSTRİSİ ATIKSULARINDA KİMYASAL FOSFOR GİDERİMİNDE İŞLETME
OPTİMİZASYONU ...................................................................................................................................... 187
Çiğdem Yangın Gömeç, R. Kaan Dereli, M. Evren Erşahin, Mevlüt Bilge ve İzzet Öztürk
İZMİR’DEKİ BİR PETROKİMYA ENDÜSTRİSİ ATIKSULARINDA BULUNAN POLİAROMATİK
HİDROKARBONLARIN (PAH) AEROBİK ORTAMDA GİDERİMLERİNE BİOSÜRFAKTANIN
ETKİSİ ........................................................................................................................................................ 195
Oğuzhan Gök ve Delia Sponza
KATYONİK POLİMERLER
KULLANARAK MEMBRAN BİYOREAKTÖRDE
(MBR)
TIKANMALARIN AZALTILMASI .................................................................................................................. 205
Hasan Köseoğlu, Nevzat Ö. Yiğit, Vera Iversen, Anja Drews, Matthias Kraume, Mehmet Kitis
MEMBRAN BİYOREAKTÖRLERİN (MBR) TIKANMA KONTROLÜNDE KULLANILAN KATYONİK
POLİMERLERİN BİYOLOJİK AKTİVİTEYE ETKİLERİ ....................................................................................... 213
Nevzat Ö. Yiğit, Hasan Köseoğlu,Vera Iversen, Anja Drews, Matthias Kraume, Mehmet Kitis
ENDÜSTRİYEL ATIKSULARDAN NİTRAT GİDERİMİ İÇİN YENİ BİR YAKLAŞIM: HİDROJENE
DAYALI MEMBRAN BİYOFİLM REAKTÖRÜ ................................................................................................ 221
Halil Hasar
HÜCRE TUTUKLAMALI SÜREKLİ REAKTÖRDE SELÜLOZİK ETANOL ÜRETİMİ ............................................. 227
Pınar Karagöz ve Melek Özkan
II
KATI ATIK DEPOLAMA SAHALARI İÇİN KARAR DESTEK SİSTEMİ................................................................ 233
Başak Çelik ve Kahraman Ünlü
MAYA ENDÜSTRİSİ ATIKSU ARITMA TESİSİ ÇAMURLARININ KOMPOSTLAŞTIRILMASI ............................. 241
Osman Arıkan, Mahmut Altınbaş, Tuba Işık, Naci Söğüt, Halime Sulak, Elif B. Gençsoy, Deniz
İ. Çifçi ve İzzet Öztürk
KATI ATIK DEPO SAHALARINDAN KAYNAKLANAN KOKU EMİSYONLARININ DİSPERSİYON
MODELLEMESİNDE FARKLI YAKLAŞIMLARIN KIYASLANMASI ................................................................... 249
Selami Demir, Arslan Saral, Hülya Erten
KOCAELİ’NİN DEĞİŞİK BÖLGELERİNDE ÜRETİLEN YEREL İNEK SÜTLERİNDEKİ PCDD/F
SEVİYELERİNİN BELİRLENMESİ .................................................................................................................. 257
M. Kemal Korucu, Seda Aslan, Aykan Karademir ve Ertan Durmuşoğlu
ENDÜSTRİ
TESİSLERİNDEN
KAYNAKLANAN
HAVA
KİRLİLİĞİNİN
KONTROLÜ
YÖNETMELİĞİNİN HAVA KALİTESİ MODELLEMESİ AÇISINDAN DEĞERLENDİRİLMESİ .............................. 265
Arslan Saral, Ferruh Ertürk, Selami Demir
METAL İŞLEYEN BİR TESİSTE İÇORTAM HAVA KALİTESİNİN BELİRLENMESİNE YÖNELİK BİR
İNCELEME ................................................................................................................................................. 273
Edip Avşar, İsmail Toröz, Kadir Alp ve Vedat Uyak
İSTATİSTİKSEL AÇIDAN HAVA KALİTESİ İSTASYONLARININ ETKİNLİĞİNİN İNCELENMESİ ......................... 281
Hanefi Bayraktar ve F. Sezer Tutalıoğlu
ASİT BOYAR MADDENİN FENTON-BENZERİ, FOTO-FENTON-BENZERİ VE DEMİR OKSALAT
FOTO-FENTON-BENZERİ PROSESLERİ İLE İLERİ OKSİDASYONU ................................................................ 287
İdil Arslan-Alaton ve Gökçe Türeli
ANTİBİYOTİK İÇEREN HAYVAN GÜBRESİNE FENTON PROSESİNİN UYGULANMASI .................................. 297
Merih Ötker Uslu ve Işıl Akmehmet Balcıoğlu
ENDÜSTRİYEL ATIKSULARIN ORGANİK MADDE İÇERİKLERİNİN PROFİLLENMESİ: ARDIŞIK
FİLTRASYON/ULTRAFİLTRASYON İLE DANECİK BOYUT DAĞILIMI-TEMELLİ KOİ BİLEŞENLERİ ................... 305
Ebru Dülekgürgen, Serdar Doğruel, Tuğba Ölmez, İdil Arslan-Alaton ve Derin Orhon
ZEYTİNYAĞI KARASULARINDA ORGANİK KARBON GİDERİMİ VE DANECİK BOYUT DAĞILIMI
BAZLI ORGANİK MADDE PROFİLİ ÜZERİNE KİMYASAL ARITMANIN ETKİSİ ............................................... 313
Tuğba Ölmez, Ebru Dülekgürgen, İdil Arslan-Alaton ve Derin Orhon
İNDİGO BOYAMA PROSESİ YIKAMA SULARININ NANOFİLTRASYON İLE GERİ KAZANIMI PH, KİRLİLİK DÜZEYİ VE ÖN FİLTRASYONUN ETKİSİ .................................................................................. 323
Niğmet Uzal, Levent Yılmaz, Ülkü Yetiş
SINIRLI OKSİJEN DERİŞİMİNDE NİTRİTASYON VE DENİTRİTASYON İLE ATIKSULARDAN
AZOT GİDERİMİ ......................................................................................................................................... 329
Şükrü Aslan, Lindsey Miller, Mohamed Dahab
ALKALOİD ENDÜSTRİSİ ATIKSULARININ ÜÇ KADEMELİ İLERİ ARITIMI ...................................................... 337
Ali Fuat Aydın, İsmail Koyuncu, Sevtap Bilgün, Melih Çiler ve İzzet Öztürk
BİYOREAKTÖRLERDE HAVALI VE HAVASIZ AYRIŞMA PROSESLERİ KULLANARAK
SÜRDÜRÜLEBİLİR ATIK YÖNETİMİ ............................................................................................................ 347
A. Suna Erses ve Turgut T. Onay
AMOKSİSİLİNİN ANAEROBİK ARITILABİLİRLİĞİ.......................................................................................... 355
Hakan Çelebi ve Delya Sponza
III
TEKSTİL ENDÜSTRİSİ ATIKSUYUNUN ARDIŞIK KESİKLİ BİYOREAKTÖR İLE OPTİMUM
ŞARTLARDA ARITILMASI İÇİN YAPILAN LABORATUAR VE GERÇEK ÖLÇEKLİ TESİS
ÇALIŞMALARININ KARŞILAŞTIRILMASI ...................................................................................................... 365
Yasemin Damar, Recep İleri
REMAZOL BRİLLANT BLUE ROYAL VE DRİMAREN BLUE CL-BR’NİN BEYAZ ÇÜRÜKÇÜL
FUNGUSLAR TARAFINDAN RENK GİDERİMİNİN ARAŞTIRILMASI .............................................................. 373
Emrah A. Erkurt, Ali Ünyayar, Halil Kumbur
KÂĞIT ENDÜSTRİSİ ATIKSULARINI ARITAN GERÇEK ÖLÇEKLİ ANAEROBİK KONTAK
REAKTÖRDEKİ MİKROBİYAL ÇEŞİTLİLİĞİN DENATÜRAN GRADYAN JEL ELEKTROFOREZİ
(DGGE) İLE BELİRLENMESİ ........................................................................................................................ 383
Ş. Çelikkol, B. Kasapgil İnce, M. Kolukırık, Z. Çetecioğlu, Orhan İnce
BİRA ATIKSUYUNUN ANAEROBİK ARITIMINDA ASETOKLASTİK METANOJENİK AKTİVİTE VE
KANTİTATİF METAN ARKEYAL DEĞİŞİMLERİ ............................................................................................ 391
B. Kasapgil İnce, Leyla Şimşek, Nilgün Öz, Erkin Gözdereliler, Afşar Ülgen ve Orhan İnce
GERÇEK ÖLÇEKLİ ANAEROBİK BİYOLOJİK ATIKSU ARITMA TESİSİNDE ARKE TOPLULUĞU
16S RRNA SEKANSLARININ SSCP İLE DEĞERLENDİRİLMESİ....................................................................... 399
N. Altınay Perendeci , F. Yeşim Ekinci , Jean Jaques Godon
POSTER SUNUMLAR
TÜRKİYE’DE ÇED UYGULAMALARI VE SEKTÖREL OLARAK DEĞİŞİMİ ........................................................ 409
Ayla Bilgin
ENDÜSTRİYEL KİRLENME KONTROLÜ – KAYSERİ ŞEHRİ UYGULAMASI ..................................................... 413
Özgür Özdemir, Fazilet Malik, Hakan Ayyıldız, Oktay Özkan, Mustafa Turan
KAĞIT ENDÜSTRİSİ ATIKSULARININ BENTONİT İLE KİMYASAL ÖN ARITIMI .............................................. 417
Mehmet Ali Küçüker ve Turgut T. Onay
BİYOKATALİTİK KALSİYUM GİDERİMİ VE ETKİ EDEN FAKTÖRLER.............................................................. 421
Levent Altaş, Yakup Kurmaç, Mustafa Işık
ENTEGRE ET VE ET ÜRÜNLERİ ENDÜSTRİSİ ATIKSULARININ KOAGÜLASYONFLOKÜLASYON İLE ARITILABİLİRLİĞİNİN İNCELENMESİ ............................................................................ 427
KİMYASAL DEPOSİTİON YÖNTEMİYLE İMMOBİLİZE ZnO HAZIRLANMASI VE
FOTOKATALİTİK SİSTEMDE TEST EDİLMESİ ............................................................................................... 433
A. Akyol ve M. Bayramoğlu
FENOL VE FENOLLÜ ATIKSULARIN ARITILMASI ......................................................................................... 439
Handan Ucun, Ergün Yıldız ve Alper Nuhoğlu
TEKNOLOJİNİN GETİRDİĞİ YENİ BİR SORUN: ELEKTRONİK ATIKLAR (E-ATIK) ........................................... 443
Zeynep Eren
MERMER KESME VE İŞLEME ENDÜSTRİSİNDEN ORTAYA ÇIKAN ATIKSULARIN ARITIMI VE
YENİDEN KULLANIMI ................................................................................................................................ 451
Fehiman Çiner
OTOMOTİV YAN SANAYİ ATIKSULARINDAN FENOL GİDERİMİNİN İNCELENMESİ..................................... 455
Senem Üstün Kurnaz ve Hanife Büyükgüngör
AĞIR METAL İÇEREN ATIKSULARIN ELEKTROKOAGÜLASYON YÖNTEMİ İLE ARITILMASI ......................... 459
Selva Camcı, Feryal Akbal, Mehtap Yağan
IV
SULARDAN BOYARMADDELERİN ALT - SINIF KÖMÜR İLE GİDERİLMESİ ................................................... 463
Eras Eraslan ve Ayşegül Latifoğlu
ELEKTRO-FENTON PROSESİ KULLANILARAK KATI ATIK SIZINTI SUYUNDAN KİMYASAL
OKSİJEN İHTİYACI GİDERİMİNİN İNCELENMESİ......................................................................................... 467
Merve Oya Orkun ve Ayşe Kuleyin
2+
2+
ATIKSULARDAKİ Ni
VE Cd
İYONLARININ VALEKS TANİN REÇİNESİ ÜZERİNE
ADSORPSİYONU ........................................................................................................................................ 473
Meral Evci Yurtsever ve İ. Ayhan Şengil
VİŞNE ÇEKİRDEĞİNDEN ELDE EDİLEN AKTİF KARBONUN SULU ÇÖZELTİDEN BOYARMADDE
GİDERİMİNDE KULLANILMASI................................................................................................................... 479
Özgül Gerçel ve Ferdi Gerçel
SPESİFİK METANOJENİK AKTİVİTE TESTİNİN OPTİMİZASYONU ................................................................ 485
S. Semih Sağlam, S.Yasin Özdemir, Mustafa Işık
ATIKSULARIN ARITILMASINDA JET LOOP BİYOREAKTÖRLER .................................................................... 491
Handan Ucun, Ergün Yıldız ve Alper Nuhoğlu
BİYOFİLM SİSTEMLERİ, ÖZELLİKLERİ VE ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİNDEKİ ÖNEMİ ......................................... 495
Nurgül Başcı ve Erdem Kocadağıstan
KOSB ATIKSU ARITMA TESİSİ TASARIMI İÇİN ATIKSU KAREKTERİZASYONUNUN
BELİRLENMESİ........................................................................................................................................... 499
Oktay Özkan, Özgür Özdemir, Yakup Gültekin, Lütfi Akça
KİRLENMİŞ AKİFERLERİN POMPAJ VE ARITIM YÖNTEMİ İLE TEMİZLENMESİ: TEKNİK
SORUNLAR, SEBEPLER VE ÇÖZÜMLER ...................................................................................................... 503
Gamze Güngör Demirci ve Ayşegül Aksoy
BAKIR ZENGİNLEŞTİRME TESİSİ ATIKLARINCA KİRLENMİŞ TOPRAKLARDA AĞIR METAL
GİDERİMİNİN İNCELENMESİ ..................................................................................................................... 507
E. Burcu Özkaraova Güngör
ERZURUM’DA DOĞAL GAZ KULLANIMININ HAVA KİRLİLİĞİNE ETKİSİ ...................................................... 511
Zeynep Eren
CEP TELEFONLARI VE BAZ İSTASYONLARININ İNSAN SAĞLIĞI VE ÇEVRE ÜZERİNE ETKİLERİ .................... 515
Tuba Turan ve Meral Toksoy
BİLECİK ORGANİZE SANAYİ BÖLGESİ’NİN ŞEHİR HAVA KALİTESİNE ETKİSİNİN
İNCELENMESİ ............................................................................................................................................ 519
Gamze Gökmen Sözak ve Arslan Saral
ERZURUM KENTİ HAVA KİRLİLİĞİ HARİTALARININ OLUŞTURULMASI ...................................................... 525
Sevda Ocak, Ferruh Ertürk
TEMİZ ÜRETİMDE KÖMÜR BİYOTEKNOLOJİSİ ........................................................................................... 531
Zeynep Seda Taylan ve Hülya Böke Özkoç
HAVA KİRLİLİĞİNİN ERZURUM İLİ TARİHİ ESERLERİ ÜZERİNE ETKİLERİ..................................................... 537
Seçil Sağol, Züleyha Bingül ve Nuhi Demircioğlu
YAZAR İNDEKSİ ......................................................................................................................................... 541
V
SÖZLÜ SUNUMLAR
İ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu
11-13 Haziran 2008
AB Sürecinde Endüstri-Çevre Ilişkileri
Ahmet Samsunlu1
1
İstanbul Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Maslak, 34469, İstanbul.
E-posta: [email protected]
Öz 1963 yılında assosiye üye olarak kabul edildiğimiz Avrupa Ekonomik Topluluğu‘na üyelik
baĢvurumuz ile ilgili olarak 2005 yılında AB‘ye katılım müzakerelerine baĢlanmıĢ, AB‘ye aday
ülke olarak kabul edilmemizde yeni bir aĢamaya geçilmiĢtir. Bu aĢamanın tamamlanabilmesi
müzakere fasıllarının kabul edilmesi ve üye ülkelerce onaylanmasına bağlıdır. Halen çevre
faslının müzakeresi açılmamıĢ bulunmaktadır. AB‘ye katılım hem ekonomik hem de sosyal
açıdan sayısız değiĢim ve geniĢ kapsamlı bir dönüĢümü beraberinde getirecek bir süreç olup
Türkiye‘deki çevre kalitesi ve standartlarının yükselmesini sağlayacaktır. AB‘ye muhtemel
katılımı müteakip görülmesi beklenen değiĢimin ana eğilimi sanayi ve özellikle hizmet
sektörlerinde geniĢleme olarak öngörülmektedir. Bu nedenle sanayimizin Ģimdiden AB‘de
yürürlükte olan endüstriyel kirlenme ile ilgili mevzuata uyum sağlaması faydalı olacaktır.
Mevcut mevzuat endüstrilerin yeni yatırımlar ve üretim sürecinde sağlanacak değiĢikliklerle
daha az kirlilik oluĢturacak teknolojileri kullanarak su kaynaklarının kirliliklere karĢı
korunabileceğini ifade etmektedir. Bu tebliğde, AB uyum sürecinde yapılması gerekenler
üzerinde durularak Türkiye‘de su kaynaklarının temiz tutulabilmesi için çevre ile ilgili
kuruluĢları ile endüstrinin dikkate alması gereken hususlar tartıĢılacaktır.
Anahtar Kelimeler AB, Türkiye, uyum süreci,endüstri-çevre
1. Giriş
AB Müzakere fasılları 35 baĢlık altında toplanmıĢ olup bunlardan birisi de çevredir. Çevre
kalitesinin iyileĢtirilmesi bu konuların en önemlilerinden birisini oluĢturmaktadır. Su kalitesinin
iyileĢtirilmesi, çevre kalitesi içinde en önemli yeri oluĢturmaktadır.
Katılım müzakereleri, Türkiye‘nin AB Müktesebatını ne kadar sürede kendi iç hukukuna aktarıp
yürürlüğe koyacağının ve etkili Ģekilde uygulanacağının belirlendiği süreçtir. Bu süreçte
Türkiye‘nin 120,000 sayfadan oluĢan AB Müktesebatına ülkemiz iç hukukunun uyumunu
sağlanması gerekir. Bu kapsamda 67 direktifin uyumlaĢtırılması gerekmektedir. Bu bağlamda,
ülkemizde de çevre konusunda uyum çalıĢmalarına ağırlık verilmiĢtir.
AB uyum süreci için Çevre ve Orman Bakanlığı birçok önemli yönetmelikler çıkarmıĢ ve birçok
yönetmelik hazırlık veya yayın aĢamasında olmasına rağmen, öngörüldüğü gibi 2006 yılı
sonuna kadar AB mükteseplerinin çevreyle ile ilgili kısmını ilgilendiren uyum çalıĢmaları halen
bitirilememiĢtir. Belirtilen fasıllar arasında önemli bir yer tutan ‗‘Çevre‘‘ konusunda
Türkiye‘nin idari, yasal ve bilhassa uygulama alanında önemli eksiklikleri bulunmaktadır.
Avrupa Birliği Sanayi Mevzuatının çevre açısından kalbi olarak tanımlanan Entegre Kirlilik
Önleme ve Kontrol Direktifi (IPPC) 1996 yılında yayınlanmıĢtır. Diğer taraftan AB, su
kaynaklarının koruma altına alınmasının ve gelecek nesillere daha iyi kalitede su kaynakları
bırakılmasının son derece önemli ve acil bir konu olduğunun bilinci ile ‗‘Su Çerçeve Direktifi-
2
A. Samsunlu
SÇD‘‘ (Water Framework Directive)‘ni 2000 yılında çıkarmıĢtır. 2015‘e kadar hazırlanacak
―Entegre (BütünleĢik) Havza Yönetim Planları (EHY) bu süreç için aracı seçilmiĢtir.
1. AB’nin Durumu
1972 yılında o zamanki ismi ile AET (Avrupa Ekonomik Topluluğu) yayınladığı Paris
Deklarasyonu‘nda; ―...ekonomik kalkınmanın selameti açısından, çevre sorunlarının çözümünde
ortak politika ve eylem programından― ilk defa söz edilmiĢtir.
AB‘nin çevre ile ilgili ilk politikası, Temmuz 1987 tarihinde Avrupa Tek Senedi‘nin yürürlüğe
girmesi ile baĢlamıĢtır. Bu senette, Su Kalitesinin Korunması, Hava Kalitesinin Korunması,
Atıkların Kontrolü ve Yönetimi, Kimyasalların Kontrolü, Flora ve Faunanın Korunması ve
Gürültünün Kontrolü konularında kapsamlı ve geliĢmiĢ normlar kabul edilmiĢtir. Bu tarihten
sonra topluluk çok sayıda uluslararası çevre sözleĢmelerinin de tarafı olmuĢtur.
AB çevre konusunda aĢağıdaki amaçları takip edeceğini taahhüt etmiĢtir:

Çevre kalitesinin korunması ve geliĢtirilmesi,

Ġnsan sağlığının korunmasına katkıda bulunulması,

Doğal kaynakların akılcı ve geleceği düĢünülerek kullanılmasının sağlanması.
Birlik üyesi ülkeler tarafından Aralık 1991‘de imzalanan Maastricht AnlaĢması ‗‘Çevreye
saygılı sürdürebilir geliĢme‘‘yi temel amaç olarak benimsemiĢtir.
Avrupa Birliği; 27 üye ülkeyi bağlayıcı ulusal mahkemelerinde, uygulanma zorunluluğu olan en
kapsamlı ve ayrıntılı uluslararası çevre düzenlemelerine sahip bölgesel kuruluĢların baĢında
gelmektedir (Moroğlu,2007).
Kaynakların korunmasına yönelik olarak çıkarılan yönetmeliklerden en önemlisi 1991 yılında
çıkarılan 1998 yılında yeniden gözden geçirilen ‗‘Kentsel Atıksuların Arıtılmasına ĠliĢkin
Direktiftir (91/271/EEC) (Urban Discharge Directive). Bu direktife göre dikkate alınacak ve
değerlendirilecek alanlar hassas, normal ve hassas olmayan alanlar Ģeklinde gruplandırılmakta
olup bu bölgelerde yapılacak bazı endüstrilerle ilgili bağlayıcı değerler bulunmaktadır.AB
ülkelerinden Almanya tüm ülke alanlarını hassas alan olarak ilan etmiĢ bulunmaktadır.
Avrupa Birliği Sanayi Mevzuatının çevre açısından en etkili olarak tanımlanan Entegre Kirlilik
Önleme ve Kontrol Direktifi (IPPC (96/61/EC)) 1996 yılında yayınlanmıĢtır. Endüstrilerin
türlerine ve kapasitelerine bağlı olarak bu direktifin kapsamına girip girmediği belirlenmektedir.
Örneğin tekstil sektörü genel olarak bu direktifin kapsamında iken kapasiteleri düĢük olanlar
dıĢında tutulmaktadır.
Bu direktife göre üretimin temiz teknoloji ile yapılması istenmekte olup geçmiĢte olduğu gibi
yalnız imalatın sonunda arıtım öngörülmemektedir. Bunun sağlanabilmesi için tüm sanayi
makinelerinin, üretim teknolojilerinin yeniden gözden geçirilmesi, bunların çevreye uyumlu
hale getirilmesi, geri kazanıma teĢvik edilmesi, enerjinin maksimum ölçüde tasarruf edilmesi,
mevcut hammaddelerin terk edilerek çevre dostu hammaddelerin kullanılması istenmektedir
(Görgün,2006).
Avrupa Birliği‘nde 2000‘de yürürlüğe konulan Su Çerçeve Direktifi-SÇD (Water Framework
Directive-WFD) su yönetiminde sektörel uyum ve ortak yönetim sağlanarak sularda ―Ġyi
Duruma‖ ulaĢılması hedeflenmektedir. 2015‘e kadar hazırlanmıĢ olacak ―Entegre (BütünleĢik)
Havza Yönetim Planları (EHY) bu süreç için aracı seçilmiĢtir. Direktif tüm AB sınırları
3
içerisinde su kaynaklarını sadece miktar olarak değil, kalite olarak da korunmasını ve kontrol
edilmesini hedeflemektedir.
SÇD‘nin nihai hedefi, tüm Avrupa‘daki suların ekolojik ve kimyasal bakımdan ‖iyi‖ duruma
gelmesidir. Bunun sağlanabilmesi için ―genel uygulama stratejisi‖ (CIS: Common
Implementation Strategy) isimli yaklaĢık 2,000 sayfalık bir doküman oluĢturulmuĢtur.
SÇD‘nin uygulaması ile ilgili olarak nehir, havza bölgelerinin karakterizasyonunun belirlenmesi
gereklidir. Bu kapsamda, yüzeysel suların karakterizasyonu, yeraltı sularının karakterizasyonu
çalıĢmaları yapıldığı gibi ekolojik olarak sınıflandırılması gerekmektedir. Burada her yüzeysel
su tipi için referans Ģartlara göre yüksek statü, iyi statü ve vasat (orta) statü olarak
sınıflandırılmaktadır. Diğer iki ekolojik kalite statüsü de, vasatın altında zayıf ya da kötü olarak
sınıflandırılmaktadır. Kimyasal bakımdan ise statünün izlenme sonuçları AB‘nin bu konuyla
ilgili yönergelerinde yer alan kimyasal maddelerin sınır değerlerine uyması halinde bu su
kaynağı iyi kimyasal statüyü gerçekleĢtirmiĢ olarak kaydedilir ve eğer bu uyum sağlanamazsa o
su kaynağı iyi kimyasal statüyü gerçekleĢtirmede baĢarısız olmuĢ olduğu belirtilir (Moroğlu,
2007).
Su Çerçeve Direktifi –SÇD daha önce yayınlanmıĢ olan

Kentsel Atıksuların Arıtılmasına ĠliĢkin Direktif, (1991)

Nitrat Direktifi, (1991)

Ġçme Suyu Direktifi, (1998)

BütünleĢik Kirlenme Önleme ve Kontrolü (IPPC) Direktifi (1996),

Yüzme Suyu Kalitesi Direktifi (1991)
gibi suyla ilgili tüm mevzuatı kapsamaktadır.
SÇD, birlik içerisindeki tüm nehirler, göller, sahiller ve yeraltı sularının korunması hedefine
dayanmaktadır. Aday ülkelerin katılım sürecinde SÇD gerekliliklerini yerine getireceklerdir.
Yönerge, endüstrideki iĢadamlarının yeni yatırımlar yaparak daha az kirlilik oluĢturacak
teknolojileri kullanmasıyla su kaynaklarının kirliliklere karĢı korunabileceğini ifade etmektedir.
Yönergeye göre, AB genelinde yeni çevre kalite standartları oluĢturulacak ve kimyasallar için
uygun çevresel standartlar belirlenecektir.
Avrupa Tek Senedi‘nin yürürlüğe girmesinden sonra topluluk, çevre kalitesinin korunması
konularında yaptığı ayrıntılı düzenlemelerin yanında Avrupa Çevre Ajansı‘nın kuruluĢunu da
sağlamıĢtır. Birlik üyesi olmayan ülkelerin de katılımına açık olan ajansa Türkiye de dahil
bulunmaktadır.
ġekil 1‘de AB Su Mevzuatı‘nda yer alan entegre su kalitesi yönetimi bileĢenleri
gösterilmektedir.
4
A. Samsunlu
AB Su Kalitesi Standartları
Su Çerçeve Direktifi
İçme Suyu Direktifi
Yüzme Suyu Direktifi
Diğer Mevzuat ve
Önlemler
AB Emisyon
Limit
Değerleri
Kentsel Atıksu
Direktifi
IPPC Direktifi
Nitrat Direktifi
Habitat Direktifi
Entegre
Su Kalitesi
Yönetimi
Kuşlar Direktifi
Arıtma Çamuru
Direktifi
Seveso Direktifi
ÇED Direktifi
Şekil 1. AB su mevzuatı entegre su kalitesi yönetimi bileĢenleri (COWI Projects, 2007)
AB ülkelerini kapsayan bir çalıĢmada yıllar içinde arıtma tesislerine bağlanma ve uygulanan
arıtma kademelerinin yüzdelerinin değiĢimi verilmiĢtir. Türkiye‘nin içinde bulunduğu grubun
arıtma uygulamalarında, kuzey ve batı ülkelerinden çok geri bir konumda olduğu dikkati
çekmektedir. ġekil 2‘de ülke gruplarına göre bu değerler verilmiĢtir.
2. Türkiye’nin Durumu
Türkiye‘de, ―Üçüncü BeĢ Yıllık Kalkınma Planı― ile birlikte (1973-1977), çevre sorunlarına
yönelik politika belirleme yönünde ilk adımlar atılmıĢtır. 1978 yılında BaĢbakanlığa bağlı Çevre
MüsteĢarlığı kurulmuĢ, 1983 yılında Çevre Kanunu çıkartılmıĢ, 1991 yılında Çevre Bakanlığı
kurulmuĢ ve bu Bakanlık 2003 yılında Çevre ve Orman Bakanlığı olarak yeniden
örgütlenmiĢtir. Bu zaman biriminde yasa, yönetmelik ve uygulama çalıĢmaları yürütülmüĢtür
(KeleĢ ve Hamamcı, 2005).
AB ile ilgili olarak ilk ortaklık katılım belgesi 2001‘de hazırlanmıĢ olup, 2003 ve 2005
yıllarında de geliĢen Ģartlara göre revize edilmiĢtir. Çevre konusundaki tarama süreci 2006‘da
baĢlamıĢtır.
Ortaklık katılım belgesine göre hazırlanan ulusal programa göre iĢlerin uygun olarak yapılıp
yapılmadığı ilerleme raporlarında açıklanmaktadır. Ortaklık katılım belgesi kısa ve orta vadede
olmak üzere çeĢitli hedefler koymuĢtur. Çevre konusunda kısa vadede uyumlaĢtırma,orta vadede
ise uyumlaĢtırma ve uygulama yönünde hedefler konulmuĢtur.
5
Şekil 2. AB‘nin farklı bölgelerinde atıksu arıtımının değiĢimi (Europe‘s Environment,
2003)
Burada belirtildiği gibi kısa vadede uyumlaĢtırma çalıĢmaları baĢlatılmıĢtır. Bu çalıĢmalar
ülkemizde süregelen çalıĢmaların bir devamı olarak görülebilir. Üzerinde çalıĢılması gereken 65
direktif yaklaĢık olarak 20‘ye yakın yönetmelikle ele alınması düĢünülmektedir. Bunun nedeni
bazı direktiflerin birkaç yönetmelik çerçevesinde ele alınmasıdır (Sarıkaya, 2005).
Yapılan bir söyleĢi de, 2006 sonuna kadar AB Mükteseplerinin çevreyle ile ilgili kısmını
ilgilendiren uyum çalıĢmalarının bitirileceği, ancak bu tarih itibariyle fiili olarak AB kurallarını
uygulamaya geçmiĢ olmayacağı ve geçiĢ süresi olarak 20 yıl öngörüldüğü belirtilmiĢtir (Öztürk,
2005).
ġekil 1‘de görülen entegre su yönetimi için gerekli olan yönetmeliklerden aĢağıda verilenler
ülkemizde çıkarılmıĢtır.

Kentsel Atıksuların Arıtımı Yönetmeliği (8.01.2006 tarih ve 26047 sayılı Resmi
Gazete)
6
A. Samsunlu

Tarımsal kaynaklı nitrat kirliliğine karĢı suların korunması yönetmeliği (18/02/2004
tarih ve 25377 sayılı Resmi Gazete)

Ġçmesuyu Elde Edilen veya Elde Edilmesi Planlanan Yüzeysel Suların Kalitesine Dair
Yönetmelik (20/11/2005 tarih ve 25999 sayılı Resmi Gazete)

Yüzme Suyu Kalitesi Yönetmeliği (09/01/2006 tarih ve 26048 sayılı Resmi Gazete)

Su Kirliliği Kontrolu Yönetmeliği (31/12/2004 tarih ve 25687 sayılı Resmi Gazete)
ġekil 1‘de görülen entegre su yönetimi için gerekli olan yönetmeliklerden aĢağıda verilenler
ülkemizde halen çıkarılamamıĢtır.

Su Çerçeve Direktifi (2000/60/EC)

BütünleĢik Kirlenme Önleme ve Kontrolü (IPPC) Direktifi (1996/61/EC))

Arıtma Çamuru Direktifi (86/278/EEC)
Bu yönetmeliklerle ilgili olarak taslak çalıĢmalarının yürütülmekte olduğu hakkında bilgi
edinilmiĢtir.
BütünleĢik Kirlenme Önleme ve Kontrolü (IPPC) Direktifi de halen çıkarılamamıĢtır.
Çıkarıldığında AB ülkelerinde olduğu gibi her sektör bu yönetmeliğe uyarak kendisi için en
uygun tekniği (BAT-Best Available Technique‖) uygulaması gerekecektir.
2006 yılında çıkarılan ‖Kentsel Atıksuların Arıtımı Yönetmeliği‖ne göre belirlenmesi gereken
alanlar (hassas, normal ve hassas olmayan) halen belirlenmemiĢtir. Bu nedenle bilhassa hassas
alanlardaki yerleĢim ve endüstrilerde ilgili bağlayıcı değerler uygulanamamaktadır.
AB‘ne üyelik müzakerelerine devam etmekte olan Türkiye‘nin sahip olduğu su kaynakları için
SÇD‘ni uygulaması zorunludur. Bu zorunluluk nedeniyle, konuyla ilgili en yetkili olan ve
sorumlu olan Çevre ve Orman Bakanlığı gerekli çalıĢmalara baĢlamıĢ bulunmaktadır. Bu
yönetmeliğin en geç 2009 yılına kadar çıkarılması gerekmektedir. Bu kapsamda, yeni birçok
AB su kalite mevzuatı mevcut mevzuata aktarılmıĢtır ve mevcut mevzuatta gerekli revizyonlar
yapılmıĢtır. Ancak AB‘nin 2006 yılı ilerleme raporunda Türkiye‘de Su Çerçeve Yönerge‘sinin
uygulaması ile ilgili değiĢiklikler konusunda ilerleme kaydedilemediği ve üyelik statüsünün
kazanılmasının beklenmeden bu alanda önemli bir çaba harcanması gerektiği belirtilmektedir
(Moroğlu,2007). Benzeri değerlendirme 2007 içinde yapılmıĢtır (www.abgs.gov.tr) .
SÇD kapsamındaki AB yönetmelikleri ile Türk mevzuatının karĢılaĢtırılması Moroğlu (2007)
tarafından yapılmıĢtır. Bu karĢılaĢtırmaya göre yukarıda belirtilenler dıĢında sekiz yönergenin
halen çıkarılmadığı görülmektedir..
AB uyum sürecindeki Türkiye, Su Çerçeve Direktifi‘ne (SÇD) uyum çalıĢmalarını baĢlatmıĢtır.
Büyük Menderes Havzası‘nda SÇD‘nin uyumu ve örnek Entegre Havza Yönetimi planı projesi
buna ilk örnektir. Ġlgili kamu kurumlarının katıldığı bu proje sonucunda, Türkiye‘deki suyun
nicelik ve niteliğinin 14 ayrı kamu kurumu tarafından yönetiminin, Ulusal Su Yasası ve
Platformu ile yeniden düzenlenmesi önerilmiĢtir. Bu konuda en önemli adım Ağustos 2007‘de
DSĠ‘nin Çevre ve Orman Bakanlığı‘na bağlanmasıyla atılmıĢtır. Büyük Menderes Projesi
sonucunda Nehir Havzası Planlarının ve Komisyonlarının da oluĢturulması önerilmiĢtir.
Ayrıca ülkemizde Su Çerçeve Direktifi‘ne (SÇD) uyum çalıĢmalarının kimya sektöründe bir ön
hazırlık kapsamında baĢlanıldığı öğrenilmiĢtir.
7
3. Sonuç
Kurulduğundan bugüne kadar AB çevrenin ve su kaynaklarının korunmasına artan bir Ģekilde
önem vermektedir. Bu nedenle çevre sorunlarına iliĢkin olarak Birliğin çevreye zarar veren
faaliyetleri önleyici olacağı belirtilmektedir. Çevresel problemlerin öncelikle kaynağında
önlenmesini, kirletenlerin zararları ödemesini ve çevrenin korunması politikalarının diğer birlik
politikalarıyla entegre edilmesini Ģart koĢmaktadır. Ayrıca, kuruluĢ anlaĢmasına göre üye
ülkelerin, bu ilkeler doğrultusunda daha sıkı standartlar koyma yetkisine sahip olacakları da
belirtilmektedir.
Bu politikaları uygulayan AB, aday ülkelerinde hızlı bir Ģekilde mevcut direktiflere uyum
sağlamasını istemektedir. AB tarafından, aday ülkelerin ortaklık katılım belgesine istinaden
hazırladıkları programa uygun olarak iĢlerin yapılıp yapılmadığı ilerleme raporlarında
açıklanmaktadır. AB müktesebatına uyum durumunu ‖düĢük seviyede, sınırlı, homojen
olmayan-sınırlı ve yeterli/ileri‘‘ Ģeklinde belirlemektedirler. 2006 yılı Ġlerleme Raporundan bu
yana fasıllar itibariyle AB müktesebatına uyumda kaydedilen geliĢmeler ‗‘Çevre‘‘ için sınırlı
olarak belirtilmiĢtir.
2007 yılı Ġlerleme Raporunda, su kalitesine iliĢkin müktesebatta ilerleme sağlandığı, ancak mali
planların oluĢturulmasına ihtiyaç duyulduğu belirtilmektedir. Su Çerçeve Direktifine uyum
sağlanmasına yönelik adımların atılmadığı, su kalitesi ile ilgili bazı direktiflere uyum
sağlanmadığı ifade edilmektedir. Özellikle üye ülkelerle sınıraĢan sular konusunda iĢbirliği
alanında adım atılmadığı belirtilmektedir.
AB‘de yürürlükte olan endüstriyel kirlenme ile ilgili yasalar uygulandığında sanayiciler üretim
sürecini gözden geçirmek zorunda kalacaktır. Temiz teknoloji ile çevre dostu üretim
istendiğinden üretim teknolojilerin yeniden gözden geçirilmesi gerekecektir. Bu ise ülkemizde
baĢlangıçta AB ülkelerde rastlanan sıkıntıların yaĢanmasına neden olacaktır. Her sektör kendi
içinde AB‘de yürürlükte olan ve yakın gelecekte bizde de yürürlüğe girecek olan ―BütünleĢik
Kirlilik Önleme ve Kontrolü Yönetmeliği‖ne uyarak kendisi için en uygun tekniği uygulaması
gerekecektir.
Avrupa Birliği üyeliği yolunda ilerleyen Türkiye'nin AB Çevre Mevzuatına uyum maliyetinin
kamu için 50 milyar Euro, özel sektör için 18 milyar Euro olarak hesaplandığı belirtilmektedir.
Bu yüksek maliyetin yerli teknoloji ile bir miktar aĢağıya çekilebileceğini düĢünülmektedir.
Bunun sağlanabilmesi Ģirketlerimizin çevreyle dost yeni teknolojileri ve iĢ gücü kapasitemizi
geliĢtirmesine bağlıdır. Bunu baĢarabilen firmalarımız Ģu anda piyasaya hakim olan yabancı
firmalara karĢı hem ulusal hem de uluslararası arenada rekabet avantajı sağlayacakları gibi bu
yatırımlara ayrılan paraların ülkemizde kalmasına katkıda bulunacaklardır.
Kaynaklar
Europe‘s Environment: The Third Assesment, (2003), Kiev EN Summary, European Environment Agency, EEA
Copenhagen.
Görgün, E., (2006), SöyleĢi, Su ve Çevre Teknolojileri Dergisi,Sayı 8, Ġstanbul
KeleĢ, R., Hamamcı, C., (2005), Çevre Politikası, Ġmge Kitapevi Yayını, Ankara.
Moroğlu,M., (2007) ,Avrupa Birliği Su Çerçeve Yönergesi ve Yönergenin Türkiye‘de Uygulaması: Büyükçekmece
Örneği, Ġstanbul Teknik Üniversitesi,Fen Bilimleri Enstitüsü, Ġstanbul (Yüksek lisans Tezi, yönetici Doç. Dr.
Mustafa Yazgan)
Öztürk, M., (2005), SöyleĢi, Su ve Çevre Teknolojileri Dergisi, Sayı 1, Ġstanbul
8
A. Samsunlu
Sarıkaya, Z.H., (2005), Panel (AB Sürecinde Türkiye Çevre Sektörü, Su ve Çevre Teknolojileri Dergisi,Sayı 5,
Ġstanbul
COWĠ Projects (2007), Türkiye ve AB Su Yönetimi Mevzuatı
(www.cowiprojects.com/Turkey/1st regional workshop/EU-Turkey)
www.abgs.gov.tr
Çevre
Yönetim
Planı
ĠliĢkisi
11-13 Haziran 2008
Tehlikeli Maddeler Direktifi (76/464/EEC), Su Çerçeve Direktifi
(2000/60/EC) ve Öncelikli Maddeler Direktifi Arasındaki
İlişkiler ve Türkiye’deki Uygulamaları
Yakup Karaaslan, Sedat Kadıoğlu, Cevat Yaman, Veysel Aslan, Nermin Çiçek, Lütfi Akça
Çevre ve Orman Bakanlığı
Söğütözü Cad. No:14E 21.Kat 06560 Beştepe ANKARA
Öz Bu çalıĢmada, Tehlikeli Maddeler (TM) direktifinin bileĢenleri, uygulama safhaları ve
özellikle su yönetiminin önemli bir bileĢeni olan su kirliliğinin önlenmesi konusundaki
yaklaĢımlar ve Ülkemizdeki sanayicilerin uyması için gereken yenilikler irdelenecektir.
Anahtar kelimeler çevresel kalite standartları; su kirliliği; tehlikeli maddeler
1. Giriş
Günümüzde su; insanların hayatı ve sağlığı ile ekosistemler için yaĢamsal bir öneme sahip
olması yanında, ülkelerin kalkınmasında temel bir ihtiyaçtır. Su kıtlığı giderek belirgin ve
yaygın bir sorun haline gelmekte; su kalitesi hemen hemen her ülkede hızla bozulmaktadır. Bu
problem sosyal ve ekonomik açıdan zincirleme pek çok soruna da neden olmaktadır. Örneğin;
Dünyanın birçok bölgesinde en temel ihtiyaçları için yeterli ve güvenilir suya ulaĢım imkânlarından yoksun bulunan kadınlar, erkekler ve çocuklar bulunmaktadır. Ġstatistiksel çalıĢmalar
önümüzdeki 20 yıllık dönem içinde genel olarak su kullanım ihtiyacının %40; suyun gıda temini
amacıyla sulamada kullanılması için %17 daha fazla artacağını ortaya koymaktadır. KentleĢme
ve sanayileĢmedeki büyümeye paralel olarak su kaynaklarına duyulan ihtiyacın giderek arttığı açıktır.
Öte yandan, özellikle 1980‘li yıllarda çevre kirliliği sorunları baĢ göstermiĢ olup, bu
sorunlardan en geniĢ çapta etkilenen doğal kaynaklar da su kaynakları olmuĢtur. Suyun
kalitesinin bozulmasının en önemli nedenlerden birsi noktasal ve yayılı kaynaklardan meydana
gelen tehlikeli maddelerdir. Tehlikeli Maddeler(TM), insan ve çevresinde bulunan canlılara
zehirli ve kanser yapma, genetiği bozma gibi zararlı etkileri sebebiyle tehlike meydana getirmektedir. TM kullanıldıktan sonra; havada, toprakta, suda, bitkilerin bünyesinde vs., her yerde
bulunabilir. TM, insan çevresinde çeĢitli Ģekilde yayılması sonucu ve besin zincirinde meydana
getirdiği birikimler insan ve diğer canlıların hayatını tehdit eder bir unsur haline gelmiĢtir.
Tehlikeli maddeler; yağmursuyu, havadaki aeresol ve tozlar, bitki ve topraktan yağmursuyu ile
yıkanarak taĢınması ve evsel ve endüstriyel atıksuların nihai olarak su ortamlarına varması
neticesinde su ortamlarını kirletmektedir. Özellikle toksik organik maddeler suda az ve lipitlerde
çok çözünme temayülüne sahip olduklarından, bu sebeple su ortamında yaĢayan organizmalarda
birikmektedirler. Organizmalarda bulunabilecek konsantrasyonlar umumiyetle su ortamındaki
konsantrasyondan çok daha yüksektir. Organizmadaki bu birikme esas olarak;
 Sudaki mevcut tehlikeli madde konsantrasyonuna,
 Tehlikeli maddenin hidrofibitesi ve bozunma yarı ömrüne,
 Organizmanın ömrüne yani organizma temas süresine ve organizmanın metabolizmasına
10
Y. Karaaslan, S. Kadıoğlu, C. Yaman ve diğ.
bağlı olarak meydana gelmektedir.
Yukarıda zikredilen nedenlerden dolayı Avrupa Birliği 4 Mayıs 1976 tarih, 76/464/EEC sayılı
Konsey Direktifini yayımlamıĢtır. Daha sonra çeĢitli tarihlerde sucul ortamlardaki bileĢenler ve
insanlar için çok toksik bazı maddelerin deĢarj standartlarını ve kalite standartlarını içeren
76/464/EEC direktifinin kardeĢ direktifleri;
 Klor-alkali elektroliz endüstrisi tarafından yapılan cıva boĢaltımları için sınır değerleri ve
kalite objektifleri hakkında 22 Mart 1982 tarih ve 82/176/EEC sayılı Konsey Direktifi,
 Klor-alkali elektroliz endüstrisi haricindeki diğer endüstriler tarafından yapılan cıva
boĢaltımları için sınır değerleri ve kalite objektifleri hakkında 8 Mart 1984 tarih ve
84/156/EEC sayılı Konsey Direktifi,
 74/464/EEC Sayılı Direktifin EK‘inin Liste 1‘inde yer alan bazı tehlikeli maddelerin
boĢaltımı için sınır değerler ve kalite objektifleri hakkında 12 Haziran 1986 tarih ve
86/280/EEC sayılı Konsey Direktifi,
 Kadmiyum BoĢaltımı için sınır değerler ve kalite objektifleri hakkında 26 Eylül 1983 tarih
ve 83/513/EC Sayılı konsey direktifi ve
 Hexachlorocyclohexane (Heksaklorasikloheksan) boĢaltımı için sınır değerleri ve kalite
objektifleri hakkında 9 Ekim 1984 tarih ve 84/491/EEC sayılı Konsey Direktifi
yayımlanmıĢtır.
Tehlikeli maddeler direktifi (TMD) ve kardeĢ direktiflerinin Türk Mevzuatına uyumlaĢtırılması
amacıyla yapılan çalıĢmalar neticesinde; ―Tehlikeli Maddelerin Su ve Çevresinde Neden
Olduğu Kirliliğin Kontrolü Yönetmeliği (TMSKKY)‖ hazırlanmıĢ 26 tarih 2005 tarih ve 26005
sayılı Resmi Gazetede yayımlanarak yürürlüğe girmiĢtir.
Noktasal ve yayılı kaynaklardan meydana gelen özellikle toksik organik maddeler sucul
organizmalarda, sedimanlarda ve diğer canlılarda birikmeye sebebiyet verdiği için Su
kaynakları ile bu kaynakları oluĢturan ve devamlılıklarını sağlayan ilgili ekosistemlerin
korunması açısından TMSKKY önem arz etmektedir.
TMSKKY‘nin amacı;
 Su ve çevresinde tehlikeli maddelerden kaynaklanan kirliliğin tespiti, önlenmesi ve kademeli
olarak azaltılması,
 Yüzeysel sularda, haliç sularında, bölgesel sularda kirliliğe neden olan tehlikeli maddelerin
belirlenmesi,
 Kirlilik azaltma programlarının oluĢturulması,
 Kirliliğin önlenmesi ve izlenmesi,
 Suya deĢarj edilen tehlikeli maddelerin envanterinin yapılması ve
 DeĢarj standartları ve kalite kriterlerinin belirlenmesi ile ilgili teknik ve idari esasları
kapsamaktadır.
Yukarıda da zikredildiği gibi TMSKKY‘nin uygulanması için sucul ortamlarda kirliliğe neden
olan TM belirlenmesi yani envanterinin yapılması, alıcı ortamlar için Çevre Kalite
Standartlarının tespit edilmesi ve bu standartlara ulaĢılması için kirlilik azaltma programlarının
meydana getirilmesi hayati önem arz etmektedir.
Bu doğrultuda aĢağıdaki bölümlerde TM direktifi ve kardeĢ direktiflerinin daha iyi anlaĢılması
maksadıyla öncelikli olarak Çevre Kalite Standartları(ÇKS), 2000/60/EC sayılı Su Çerçeve
Tehlikeli Maddeler Direktifi (76/464/EEC), Su Çerçeve Direkti (2000/60/EC) ve Öncelikli Maddeler
Direktifi Arasındaki İlişkiler ve Türkiye’deki Uygulamaları
11
Direktifi (SÇD) ve SÇD‘nin kardeĢ direktifi olan Öncelikli Maddeler direktifinden
bahsedilmiĢtir.
2. Çevre Kalite Standardı (ÇKS)’nın, TMD, SÇD ve SÇD’nin Kardeş
Direktifi Olan Öncelikli Maddeler Direktifi ile İlişkisi
SCD‘nin amacı 2015 yılında iyi su kalitesine ulaĢmaktır. Bu maksatla sucul ortamların
iyileĢtirilmesi ve korunmasının sürdürülebilirliğinin sağlanması için öncelikli madde (ÖM)
deĢarj standartlarının iyileĢtirilmesi ve azaltılması ve öncelikli tehlikeli maddelerin(ÖTM)
kullanımının azaltılması ve/veya üretiminin bitirilmesi gerekmektedir. Ġyi su kalitesi durumu
için hem kimyasal hem de ekolojik olarak iyi su kalitesi durumunun sağlanması gerekmektedir.
Ġyi yüzeysel su durumu = Ġyi kimyasal durum + Ġyi ekolojik durum
Ġyi yeraltı suyu durumu = Ġyi kimyasal durum + Ġyi miktar durumu
Yüzeysel ve yer altı suları için Ġyi kimyasal durum = ÇKS‘dır.
ÇKS = LC 50 + Emniyet Faktörü (Mckay S, 2006)
Emniyet Faktöründen maksat yıllık ortalama ve maksimum izin verilebilir konsantrasyondur.
Yukarıdaki formülasyon, Ġngiltere Çevre ajansı tarafından kullanılmaktadır. Yıllık ortalama ve
maksimum izin verilebilir konsantrasyonun belirlenebilinmesi için alıcı ortamların izlenmesi
gerekmektedir. Özellikle maksimum izin verilebilir konsantrasyonun tespiti için bazı toksisite
içeren su kalitesi modellerinin kullanılması gerekmektedir. Amerika‘da TM‘nin sucul ortamlara
etkisinin tayini için AQUATOX modeli kullanılmaktadır. Ayrıca söz konusu model kirlilik
azaltma programlarının sucul ortamlara etkisinin tayini için de kullanılmaktadır.
SÇD çeĢitli kirletici türlerini tanımlamıĢtır. Avrupa Birliği komisyonu ve Üye ülkeler bu
kirletici parametrelerin göz önüne alınması hususunda farklı roller oynamaktadır. Avrupa Birliği
Komisyonu öncelikli ve öncelikli tehlikeli maddeler için ÇKS‘nı tespit ederek SÇD‘nin taslak
direktifi olan öncelikli maddeler direktifine koymuĢtur. Bu direktifte yer almayan TM için
ÇKS‘nın üye ülkeler tarafından meydana getirilmesi gerekmektedir. Öncelikli maddeler (ÖM)
ve Öncelikli Tehlikeli Maddeler (ÖTM) için meydana getirilen ÇKS‘ı bütün Avrupa‘da
uygulanacaktır. Üye Ülkeler tarafından meydana getirilecek olan ÇKS‘ı Nehir havzası bazında
veya nehir havzasının bir kısmı için oluĢturulacak olup, sadece belirlenen alan için uygulanacaktır.
ÖM ve ÖTM dıĢındaki TM‘ler için ÇKS‘nın tespitinde aĢağıda verilen adımlar izlenmelidir;




Ġlgili maddelerin tespiti,
Standartların meydana getirilmesi,
Yönetmeliklerde yer verilmesi ve
Nehir havzası yönetim planlarına konulması ve çevresel konsantrasyonların azaltılması için
nihai önlemlerin alınması.
Nihai olarak 33 tane öncellikli madde aĢağıdaki gibi sınıflandırılmıĢtır;
 Önceliki Maddeler (ÖM): Alachlor, atrazin, benzen, chlorofenvinphos, chloropyrifos, 1,2dichloroethane, dichloromethane, di(2-ethylhexyl)phthalate, (DEHP), diuron, fluoranthene,
isoproturon, kurĢun ve bileĢenleri, naphthalene, Nikel ve bileĢenleri, octylphenol,
pentachlorophenol, simazine, trichlorobenzenes, trichloromethane ve trifluralin.
 Öncelikli Tehlikeli Maddeler (ÖTM): Anthracene, brominated diphenylether (PentaDBE),
kadmiyum ve bileĢenleri, chloroalkanes (C10-13), endosulfan, hexachlorobenzene,
hexachlorobutadiene, exachlorocyclohexane, cıva ve bileĢenleri, nonylphenols,
pentachlorobenzene, polyaromatic,1hydrocarbons (PAHs) ve tributylin (TBT) bileĢenleri.
12
Avrupa Birliğinin Komisyonu ve üye ülkelerin sorumlulukları ġekil 1‘de gösterilmiĢtir.
Şekil 1. Avrupa Birliğinin Komisyonu ve üye ülkelerin sorumlulukları
SÇD‘de ÇKS‘nın meydana getirilmesi ile ilgili metot ek 5 paragraf 1.2.6 da yer almıĢtır. Bu
metot Fraunhofer raporunda etraflıca tanımlanmıĢtır (Lepper, 2005). Bu doküman Avrupa
Birliği komisyonu tarafından ÖM ve ÖTM ÇKS‘larının tayini için kullanılmaktadır. Ayrıca bu
metot diğer üye ülkeler tarafından diğer TM ÇKS‘larının tayini için de kullanılmaktadır. Ayrıca
Avrupa Birliği komisyonu REACH direktifi altında metallerin biyolojik mevcudiyeti de dahil
yeni bir rehber doküman üzerinde çalıĢmaktadır.
Genellikle ÇKS‘ı literatürden faydalanarak eko-toksik deneyleri ile tayin edilmektedir. Bu
çalıĢmalar Avrupa Birliği Komisyonunca öncelikli maddeler için uygulanan iyi bir
metodolojidir. Bazı maddeler için risk değerlendirilmesi 91/414/EEC, 98/8/EC direktifleri ile
EC/973/93 yasasında bulunmaktadır. Komisyon bu risk değerlendirmelerini ÇKS‘nın meydana
getirilmesindeki düblikasyonları önlemek için kullanmaktadır.
Öncelikli maddeler direktifi temel olarak yüzeysel sular için verilen ÇKS‘ını içermektedir.
Bunlar içsel ve diğer yüzeysel sular (haliç, deniz) için oluĢturulmuĢtur. Öncelikli maddeler
direktifinde ÇKS‘ı sularda gözlenen yıllık ortalama konsantrasyon (AA-EQS) ve Maksimum
konsantrasyon (MAC-EQS) Ģeklinde yer almaktadır. Bu değerler arıtılmamıĢ sularda organikler
için toplam su alınarak 0.45 μm filtreden geçirilerek hesaplanmaktadır. SÇD, ÇKS‘nı hem
biyota hem de sediman için göz önüne almaktadır. Üye Devletler tarafından geliĢtirilen ÇKS
biyotaları korumak için çok daha sıkı olabilmektedir. Öncelikli Maddeler direktifi sediman için
ÇKS‘nı içermemektedir. Bunun nedeni sediman toksisitesi için yeterince data olmamasından
kaynaklanmaktadır. TMD‘i Liste 1‘de yer alıp da SÇD‘de ÖM ve ÖTM olarak seçilen maddeler
ve ÇKS‘ı Tablo 1‘de, TMD‘i Liste 1‘de yer alıp da SÇD‘de ÖM ve ÖTM olarak seçilmeyen
maddeler ve ÇKS‘ı Tablo 2‘de verilmiĢtir.
13
Tablo 1. TMD‘i Liste 1‘de yer alıp da SÇD‘de ÖM ve ÖTM olarak seçilen maddeler
ve ÇKS‘ı
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Maddeler
CAS No
Kadmiyum ve bileĢikleri
Hexachlorobenzene
Hexachlorobutadiene
1,2-dichloroethane
Hexachlorocyclohexane (HCH)
Civa ve bileĢikleri
Pentachlorophenol
trichlorobenzenes (all isomers)3
Trichloromethane
7440-43-9
118-74-1
87-68-3
107-06-2
608-73-1
7439-97-6
87-86-5
12002-48-1
67-66-3
OK-ÇKS (μg/l) OK-ÇKS (μg/l) SÇD’deki Durumu
1
0.03
0.1
10
0,1
1
2
0.4
12
≤ 0,08
0.0004
0.003
10
0,02
0,05
0.2
0.4
12
ÖTM
ÖTM
ÖTM
ÖM
ÖTM
ÖTM
ÖM
ÖM
ÖM
Tablo 2. TMD‘i Liste 1‘de yer alıp da SÇD‘de ÖM ve ÖTM olarak seçilmeyen
maddeler ve ÇKS‘ı
Maddeler
10 DDT total
para-para-DDT
11 Aldri
12 Dieldrin
13 Endrin
14 Isodrin
15 Carbontetrachloride
16 Tetrachloroethylene
17 Trichloroethylene
CAS No
50-29-3
na
309-00-2
60-57-1
72-20-8
465-73-6
56-23-5
127-18-4
79-01-6
OK-ÇKS (μg/l) OK-ÇKS (μg/l) SÇD’deki Durumu
0.025
0.010
0.01
0.01
0.005
0.005
12
10
10
0.025
0.010
0.010
0.010
0.005
0.005
12
10
10
-
Yukarıdaki bilgilerin ıĢığında TMSKKY‘de ÇKS‘nın konularak uygulamaya geçilebilinmesi
için ÖM ve ÖTM dıĢındaki diğer TM üye ülkelerden alınarak uygulanması avantajlı gibi
gözükmektedir. Ayrıca ÇKS‘nın belirlenmesi uzun ve maliyet gerektiren bir çalıĢma olduğu için
bu yol Çevre ve Orman Bakanlığınca tercih edilmektedir.
3. TMD, SÇD ve SÇD’nin Kardeş Direktifi Olan Öncelikli Maddeler
Direktifi Arasındaki İlişki
Su Çerçeve direktifi Çerçeve bir direktiftir. Yasal yazıda maksat iyi su kalitesi durumuna
eriĢmek olup, temel prensipleri içermekte, ancak daha fazla spesifik maddeleri içermemektedir.
SÇD yayınlandığında Öncelikli maddelerin seçimi yapılmamıĢtı, ÇKS‘ı hazırlanması safhasında
önlemler tanımlanmamıĢtı. ÇKS‘nı ve önlemleri içeren direktif SÇD‘nin kardeĢ direktifi olan
ÖM (COM(2006) 397 final) direktifidir. Bu direktifin 2008 yılının içinde veya 2009 yılının ilk
yarısında yayınlanması planlanmaktadır.
SÇD, ÖM direktifi ile direkt iliĢkilidir. ÖMD‘ de SÇD‘nin bazı kısımları revize edilmiĢtir.
Böylece 2455/2001/EC ve SÇD‘nin ek X‘da yer alan bu maddeler için ÇKS‘ı meydana
getirilmiĢtir. SÇD TM direktifi ile ilgili çeĢitli referanslar içermekte ve SÇD‘nin ek 9‘unda
TMD ve kardeĢ direktifleri listelenmiĢtir. Bu referanslar, maddeler 22(2), 22(3), 22(6), ek II.
1.4, ve TMD için ek IX‘da ve maddeler 2, 10(2), 10(3), 16(4), 22(4) ve ek IX için ek II 1.4.3‘de
bulunmaktadır. Bu maddelerin çoğu TMD yürürlükten kaldırılıp, SÇD‘ye ilgaa olduğunda ele
alınacak olup, örnek olarak TMD için meydana getirilen ÇKS‘ı SÇD‘ye transfer olacak ve
TMD listeleri öncelikli madde listeleri ile yer değiĢtirecektir. ÖM direktifi TMD için açıklayıcı
notlar içermektedir.
14
SÇD geniĢ bir kapsama sahip olmasına rağmen, TMD ile gayesi aynıdır. SÇD temel olarak
ÇKS‘ı ile iyi su kalitesi durumuna ulaĢmaya odaklanmıĢtır. Emisyon Limit Değerleri (ELD)
SÇD‘de meydana getirilmemiĢ, ancak üye ülkeler tarafından meydana getirilmesi zorunlu olup,
ÇKS‘na uygun olması gerekmektedir. TMD temel olarak deĢarja odaklanmıĢ bu yüzden
Emisyon Limit Değerleri (ELD) daha baskın olarak bulunmaktadır. SÇD kapsamında alıcı
ortamlarda izleme ve raporlama yapılarak Avrupa Birliği Komisyonuna sunulması zorunludur.
Tüm bunlar TMD‘de deĢarjlarla ilgilidir. Ġki direktif arasında bir çok benzerlikler olmasına
rağmen SÇD TMD‘ne göre daha az prosedür ve iĢlemlerle ilgili tanımlamalar içermektedir.
SÇD izleme ve ÇKS‘ların nasıl meydana getirileceği ile ilgili rehber çok daha kapsamlıdır.
Komisyonca belirlenmiĢ TMD Liste I‘deki 17 adet maddenin ÇKS‘ları mevcuttur (örnek olarak
cadmium, hexachlorobenzene, hexachlorobutadiene gibi). Bu maddeler için ÇKS‘ı kardeĢ
direktifte verilen ÖM ve ÖTM‘in yeni standartlarından transfer edilebilir. TMD‘nin Liste I‘nde
bahsedilen maddeler SÇD ek IX‘una transfer edilmektedir. Ek IX gösterge bir listedir. Bu
maddelerin önemli miktarda salınımı olduğunda standartlar meydana getirilmelidir. SÇD‘de
önemli miktarın ne olduğu ile ilgili herhangi bir tanımlama olmayıp, TMD ile ilgili deĢarjda
muhtemel bulunabilirlikleriyle karĢılaĢtırılabilinir. TMD Liste I ve Liste II‘deki maddelerin
SÇD‘ye transferi ġekil 3‘de gösterilmiĢtir.
Şekil 3. TMD Liste I ve Liste II‘deki maddelerin SÇD‘ye transferi
TMD ile SÇD ve SÇD‘nin kardeĢ direktifi ÖMD arasındaki temel farklılıklar aĢağıda verilmiĢtir.
76/464/EEC: Sucul ortamlarda belirli tehlikeli maddelerin meydana getirdiği kirlilik.





Öncelikle deĢarja daha sonra su kalitesine odaklanmıĢtır.
Hem ÇKS‘nı hemde Emisyon Limit Değerlerini(ELD) içermektedir.
Yalnız kimyasal kaliteyi kapsamaktadır.
Yalnız noktasal kaynaklar göz önüne alınmaktadır.
Temel odaklanma ELD‘ne ulaĢmaktır.
15
 Komisyona sınırlı raporlama zorunluluğu vardır. (2006/11/EC (değiĢik 76/464/EEC)
maddesinde görülmektedir.))
 Yalnız ulusal aktiviteleri içermektedir (Örnek olarak sınır aĢan sular yoktur.)
 Ġzleme alıcı ortamlarda değil yalnızca deĢarjdan sonra yapılmaktadır.
2000/60/EC Su Çerçeve Direktifi
 Öncelikle iyi su kalitesine daha sonrada deĢarja odaklanmıĢtır.
 Yalnızca ÇKS‘nı içermekte, ELD önlemlerle birleĢtirilmiĢtir (örnek olarak Nehir Havzası
Planları, izinler)
 Hem kimyasal hem de ekolojik kaliteyi kapsamaktadır.
 Hem yayılı hem de noktasal kaynakları göz önüne almaktadır.
 Eğer ÇKS‘ı aĢılırsa öncelikle kaynak analizi yapılır daha sonra önlemler alınır (ELD
sıkılaĢtırılır).
 Nehir havzası bazında yaklaĢımları içerir.
 Avrupa Komisyonuna kapsamlı bir raporlama zorunluluğu vardır (madde 15).
 Nehir Havzası içerisinde beraber çalıĢmayı öngörür (komĢu üye ülkeler).
 Entegre yaklaĢım vardır (emisyon limiti + kalite standardı)
 ÇKS‘ı hem su, hem sediman hem de biyota içindir.
 Ġzleme ÇKS‘na odaklanmıĢtır (konsantrasyon ÇKS‘na uygun yapılmalıdır).
SÇD‘deki ÖM ve ÖTM listesi ve diğer önemli bilgiler Tablo 3‘de verilmiĢtir.
Tablo 3. SÇD‘deki ÖM ve ÖTM listesi ve diğer önemli bilgiler
Öncelikli Tehlikeli Maddeler
 Durum: TMD Liste 1
 2020‘deki durumu = 0 deĢarj
 Meydana Getirilme = Avrupa
Birliği
 Ġzleme = 12x /yıl
Anthracene
Pentabromodiphenylether 1
Kadmiyum ve bileĢenleri
C10-13 – Chloroalkanes
Endosulfan
Hexachlorobenzene (HCB)
Hexachlorobutadiene (HCBd)
Hexachlorocyclohexane (HCH)
Civa ve bileĢenleri
Nonylphenols
Pentachlorobenzene
Polyaromatic
hydrocarbons(PAH)
Tributyltin compounds (TBT)
Öncelikli Maddeler
 Durum: TMD Liste 2
 2015 yılında ÇKS‘na
ulaĢmak
 Meydana Getirilme =
Avrupa Birliği
 Ġzleme = 12x /yıl
Alachlor
Benzene
Atrazine
Chlorfenvinphos Chlorpyrifos
1,2-Dichloroethane
Di-Ethyl-Hexyl-Phthalate
(DEHP)
Dichloromethane
Diuron
Fluoranthene
Isoproturon
KurĢun ve bileĢenleri
Naphthalene
Nikel ve bileĢikleri
Octylphenols
Pentachlorophenol (PCP)
Simazine
Trichloromethane
Trichlorobenzenes (TCB)
Trifluralin




Diğer Tüm Kirleticiler
Durum: TMD Liste 2
2015 yılında ÇKS‘na ulaĢmak
Meydana Getirilme = Üye
Ülkeler
Ġzleme = 4x /yıl
Üye ülkeler tarafından
seçilecektir.
16
TMD ile SÇD arasında en göze çarpıcı husus SÇD kapsamında, TMD(liste 1)‘e göre daha az
sayıdaki maddelerin yavaĢ yavaĢ kullanımdan kaldırılma zorunluluğudur. Diğer maddeler
(ÖM+TMD‘nin kardeĢ direktifleri+Üye Ülkeler tarafından seçilen maddeler) ÇKS‘na uymak
zorundadırlar. SÇD‘de verilen zaman çizelgesi TMD‘ye gore daha sıkı ve izleme için daha çok
çaba sarf edilmesi gerekmektedir. Ġzleme, çevre kalite standartlarına odaklanmıĢ ve ÖM ve
ÖTM için yılda 12 kez ve diğer maddeler için yılda 4 kez yapılıp, Bürüksele raporlanmak
zorundadır. Bunlara ilaveten SÇD yaygın ve noktasal kaynaklı önlemlere yönelmiĢ olup, TMD
yalnızca noktasal kaynaklı deĢarjlara yönelmiĢtir.
4. Türkiye’deki Uygulama
TMD ve kardeĢ direktiflerinin Türk Mevzuatına uyumlaĢtırılması amacıyla yapılan çalıĢmalar
neticesinde; ―Tehlikeli Maddelerin Su ve Çevresinde Neden Olduğu Kirliliğin Kontrolü
Yönetmeliği (TMSKKY)‖ hazırlanmıĢ 26 tarih 2005 tarih ve 26005 sayılı Resmi Gazetede
yayımlanarak yürürlüğe girmiĢtir.
TMSKKY 3 noktaya odaklanmıĢtır;
 TM‘in envanterinin yapılması,
 Ġzleme ağının meydana getirilmesi,
 Kirlilik azaltma programlarının oluĢturulması
TMSKKY hazırlanırken yalnızca TMD ve onun kardeĢ direktifleri göz önüne alınmıĢtır. SÇD
ve onun kardeĢ direktifi olan ÖM direktifine bakılmamıĢtır. TMSKKY liste 1‘i hazırlanırken
yalnızca TMD‘nin kardeĢ direktiflerinde verilen maddeler alınmıĢtır. TMSKKY liste 2
hazırlanırken TMD Liste 2‘sinden faydalanılmıĢtır. Ancak eksik kalan maddeler olmuĢtur. Hem
liste 1 ve hem de liste 2 için noktasal kaynaklı deĢarjlara odaklanılmıĢtır. Özellikle Liste 1‘deki
maddeler için deĢarj standartları verilmiĢtir. Liste 2 içinde Su Kirliliği Kontrolü
Yönetmeliğindeki deĢarj standartlarına atıfta bulunulmuĢtur.
TMSKKY Liste 1 ve liste 2 deki maddelerin çoğunun analizinin yapılamaması, bu maddelerin
envanterinin yapılmamıĢ olması ve özellikle Liste 2‘deki maddelerin çoğunda deĢarj
standartlarının olmaması, TMSKKY uygulanmasını nerdeyse imkansız hale getirmiĢtir.
Türkiye‘de alıcı ortamların korunması için hayati önem arz eden TMSKKY için aĢağıdaki
adımların uygulanmasında fayda görülmektedir.
1. DeĢarjlarda muhtemel tehlikeli maddelerin tanımlanması ve envanterinin yapılması
 Bütün noktasal ve yayılı kaynaklar için detaylı bilgilerin tanımlanması
 DeĢarjlar olası muhtemel TM için aynı fikirde olunması,
 TM ile ilgili olan Sektörlerin tanımlanması
 DeĢarjlarda muhtemel TM tanımlanması
2. Numune Ģemalarının meydana getirilmesi ve izleme ağının kurulması
3. Dataların analizi
4. Sabit durum Ģartlarının tanımlanması
5. Lisans prosedürlerinin geliĢtirilmesi ve bu lisans prosedürlerinin sabit durumlara
dayandırılması,
6. Liste‘II deki maddeler için ÇKS‘ların geliĢtirilmesi,
7. Etkilerin değerlendirilmesi (bu kapsamda bazı modellerin kullanılması)
8. ÇKS‘larının sağlanması için planların geliĢtirilmesi ve
9. Lisans iĢlerinin gelecek Ģartlara göre meydana getirilmesi.
17
Özellikle ÖM ve ÖTM dıĢında kalan maddeler için ÇKS‘nın meydana getirilmesi gerekmektedir. Ancak ÇKS‘nın her nehir havzası için veya bazı alt nehir havzası için meydana getirilmesi
gerektiğinden alıcı ortamların çok fazla olduğu ülkemizde, ÇKS‘nın meydana getirilmesi son
derece maliyetli olacak ve uzun zaman alacaktır. Tüm bunlar meydana getirilinceye kadar diğer
Avrupa Ülkelerini ÇKS‘nın alınarak uygulamaya geçilmesi uygun görülmektedir.
Öbür taraftan Lisans iĢlemlerinde mutlaka ÇKS göz önüne alınmalı ve deĢarjlarda yüke dayalı
standartlar meydana getirilmelidir. ÇKS‘dan DeĢarj standartlarına geçerken bazı basit
simülasyonlardan faydalanılabilinir. Ayrıca ÇKS‘nın sağlanmadığı durumlarda Kirlilik azaltma
programının uygulanmasına geçilmelidir.
5. Sonuç
Tehlikeli maddeler, Su çevresi için önemli risk teĢkil eden zehirlilik, kalıcılık ve biyolojik
birikme özelliğinde olan madde ve madde grupları olarak tanımlanmaktadır (TMSKKY).
Tehlikeli Maddeler, insan ve çevresinde bulunan canlılara zehirli, kanser yapma ve genetiği
bozma gibi zararlı etkileri tehlike meydana getirmektedir.
Bu çalıĢmada, Tehlikeli Maddelerle ilgili olan Avrupa Birliği direktifleri;
 76/464/EEC sayılı TMD ve onun kardeĢ direktifleri,
 2000/60/EC sayılı Su Çerçeve Direktifi ve
 Taslak Öncelikli maddeler direktifi
incelenmiĢ, bu direktiflerin birbirleri ile olan iliĢkileri ve Türkiye‘deki duruma da bakılmıĢtır.
Su Çerçeve direktifi Çerçeve bir direktiftir. Maksat iyi su kalitesi durumuna eriĢmek olup, alıcı
ortamların korunması ve havza koruma planlarının hazırlanması için temel prensipleri
içermektedir. SÇD‘nin kardeĢ direktifi olan ÖMD (COM(2006) 397 final) taslak halinde olup,
2008 yılının içinde veya 2009 yılının ilk yarısında yayınlanması planlanmaktadır. SÇD ÖM
direktifi ile direkt iliĢkilidir. ÖMD‘de, SÇD‘nin bazı kısımları revize edilmiĢtir. ÖMD‘de
maddeler ÖM ve ÖTM olarak gruplandırılmıĢ olup, Avrupa Birliği Komisyonu bu maddeler
için ÇKS‘nı tespit etmiĢtir. Ayrıca bu maddelerin alıcı ortamlarda yılda 12 defa izlenip,
Komisyona üye ülkelerden tarafından raporlanması zorunludur. Bu direktif de yer almayan TM
için ÇKS‘nın üye ülkeler tarafından meydana getirilmesi gerekmektedir. ÖM ve ÖMD için
meydana getirilen ÇKS bütün Üye Ülkeler tarafından uygulanmak zorundadır.
TM direktifi hem ÇKS‘nı hem de ELD içermekte olup, öncelikle deĢarja daha sonrada su
kalitesine odaklanmıĢtır. SÇD öncelikle alıcı ortamların kalitesine, daha sonra deĢarjlara ve
alınacak önlemlere odaklanmıĢ olup, bu önlemler hem noktasal hem de yayılı kaynakları
içermektedir. Bu doğrultuda SÇD izleme öncelikle alıcı ortamlarda yapılmaktadır. Oysaki TMD
izleme sadece deĢarjdan sonra yapılmaktadır.
SÇD ile TMD direktifi arasındaki en önemli farklılıklardan birisi SÇD nehir havzası bazında
sucul ortamların korunmasını hedefleyip, bu kapsamda iyi su kalitesine ulaĢmak için hem
emisyon limitini hem de kalite standardını göz önüne almıĢtır. Sucul ortamların korunması için
SÇD‘i kimyasal durumun yanında ekolojik duruma da bakmaktadır.
6. Değerlendirme
TMD ve kardeĢ direktifleri Türk Mevzuatına uyumlaĢtırılmıĢ olup, ―Tehlikeli Maddelerin Su ve
Çevresinde Neden Olduğu Kirliliğin Kontrolü Yönetmeliği (TMSKKY)‖ 2005 yılının Kasım
ayında yayımlanmıĢtır. TMSKKY liste 1‘i hazırlanırken yalnızca TMD‘nin kardeĢ
18
direktiflerinde verilen maddeler alınmıĢtır. TMSKKY liste 2‘i hazırlanırken TMD Liste
2‘sinden faydalanılmıĢtır. TMSKKY Liste 1 ve liste 2 deki maddelerin çoğunun analizinin
yapılamaması, bu maddelerin envanterinin yapılmamıĢ olması ve özellikle Liste 2‘deki
maddelerin çoğunda deĢarj standartlarının olmaması, TMSKKY uygulanmasını nerdeyse
imkansız hale getirmiĢtir.
Yukarıdaki bilgiler ıĢığında TMSKKY‘nin revize edilmesi zaruridir. Öncelikle TMSKKY‘nin
Liste 1‘i gözden geçirilmelidir. ÖM Direktifinde verilen ÇKS‘ı, söz konusu yönetmeliğe konulup, uygulama çalıĢmalarına baĢlanılmalıdır. Diğer maddeler içinde Avrupa Birliği Ülkelerince
tespit edilen ÇKS‘lara bakılıp, bu değerler alınabilir. Çünkü Ülkemiz coğrafik olarak çok geniĢ
bir alana sahip olması ve diğer maddeler için belirlenecek olan ÇKS‘nın nehir havzası veya alt
havzası bazında belirlenmesi gerektiğinden, uzun zaman alacak ve çok maliyet getirecektir.
Sonuç olarak Türkiye‘de TMSKKY‘nin uygulanması için SÇD ve ÖMD direktifine
odaklanılmalı ve aĢağıdaki adımlar izlenmelidir;




Tüm noktasal ve yayılı kirlilikleri göz önüne alarak TM için envanter sisteminin yapılması,
TM için izleme ağının kurulması,
ÖM ve ÖTM dıĢındaki TM için ÇKS‘nın meydana getirilmesi,
Lisanslandırma iĢlemlerinin ÇKS‘na göre yapılması ve deĢarjların yüklerinin göz önüne
alınması ve
 ÇKS ‗nın sağlanmadığı durumda Kirlilik azaltma programlarının uygulanması
gerekmektedir.
Kaynaklar
Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework
for Community action in the field of water policy. OJ L 327, 22.12.2000, pp 1- 51
Final Report of the Study Contract No. B4-3040/2000/30637/MAR/E1: Identification of quality standards for priority
substances in the field of water policy. Towards the Derivation of Quality Standards for Priority Substances in the
Context of the Water Framework Directive. (04 September 2002)
Konsey direktifi, 2000/60/EC sayılı, 23 Ekim 2000 tarihli Su Politikası Sahasında topluluk faaliyetleri için bir
çalıĢma çerçevesi oluĢturulmasına iliĢkin direktif
Konsey direktifi, 76/464/EEC sayılı, 4 Mayıs 1976 tarihli belirli tehlikeli maddelerin sucul ortamda meydana
getirdiği kirliliğe iliĢkin direktif
Konsey direktifi, 82/176/EEC sayılı, 22 Mart 1982 tarihli, Klor-alkali elektroliz endüstrisi tarafından yapılan cıva
boĢaltımlar için sınır değerleri ve kalite objektifleri hakkında direktif,
Konsey direktifi, 84/156/EEC sayılı, 8 Mart 1984 tarihli, Klor-alkali elektroliz endüstrisi haricindeki diğer endüstriler
tarafından yapılan cıva boĢaltımlar için sınır değerleri ve kalite objektifleri hakkında direktif,
Konsey direktifi, 86/280/EEC sayılı, 12 Haziran 1986 tarihli, 74/464/EEC Sayılı Direktifin EK‘inin Liste 1‘inde yer
alan bazı tehlikeli maddelerin boĢaltımı için sınır değerler ve kalite objektifleri hakkında direktif,
Konsey direktifi, 83/513/EC sayılı, 26 Eylül 1983 tarihli, Kadmiyum BoĢaltımı için sınır değerler ve kalite
objektifleri hakkında direktif,
Konsey direktifi, 84/491/EEC sayılı, 9 Ekim 1984 tarihli, Hexachlorocyclohexane (Heksaklorasikloheksan) boĢaltımı
için sınır değerleri ve kalite objektifleri hakkında direktif,
http://forum.europa.eu.int/Members/irc/env/wfd/library
Lepper, P., 2005. Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priority
Substances in accordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC).
Richard A. Park and Jonathan S.Clough, (2004), Modeling Environmental Fate and Ecological Effects in Aquatic
Ecosystem Volume 2: Technical Documantation, U.S. EPA Office of Water Office of Science and Technology.
Mckay S., (2006) Çevresel Kalite Standartları, Türkiye‘de Su Kapasitesinin Güçlendirilmesi Isimli Twining Projesine
Hazırlık Kızılcahamam, Türkiye
11-13 Haziran 2008
Endüstriyel Kaynaklı Kirlenmiş Sahalar İçin Çevre Yönetim
Sistemi
Kahraman Ünlü, Meltem Güvener, Serkan Girgin, Ülkü Yetiş, Filiz B. Dilek, Ayşegül
Aksoy, Beril Büyüker, Şener Polat
Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06531, Ankara
Öz Son dönemlerde sıkça karĢılaĢılan ve kamuoyuna da yansıyan çevresel kirlenme olayları
karĢısında, ilgili yönetmelik ve mevzuatın yetersiz kalmakta, bu nedenle de Çevre ve Orman
Bakanlığı (ÇOB) özellikle toprak ve/veya yeraltı suyu kirlenme vakalarını çözümlemekte
zorlanmaktadır. Dolayısıyla, kirlenmiĢ sahaların kontrol altına alınabilmesi için sistematik bir
yapının geliĢtirilmesi ÇOB‘nin temel ihtiyacı olarak ortaya çıkmaktadır. Ancak, ülkemizde
kirlenmiĢ sahaların teĢhis edilmesi, kayıt altına alınması, değerlendirmesi ve temizlenmesine
yönelik bir yönetim sistemi bulunmamaktadır. Bu çalıĢmanın amacı; noktasal kaynaklı
kirlenmiĢ sahaların sistematik bir Ģekilde ele alınmasını sağlayacak ve Toprak Kirliliğinin
Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) kapsamında yer alacak bir KirlenmiĢ Sahalar Yönetim
Sistemi‘nin (KSYS) geliĢtirilmesidir. Bu yönetim sistemi, noktasal kaynaklar nedeniyle
kirlenmiĢ sahaların teĢhis edilmesi, kayıt altına alınması, değerlendirilmesi ve temizlemesi
aĢamalarında hangi yöntemlerin uygulanması gerektiğini sistematik olarak tanımlayan teknik bir
yaklaĢım olup TKKY‘nin omurgasını oluĢturacaktır. GeliĢtirilen bu yönetim sistemi, TKKY ile
bütünleĢtirilmek suretiyle uygulamaya aktarılacaktır. KSYS‘nin iĢlerliğinin sürdürülebilir
olması için sürecin önemli aĢamaları bir bilgi sistemi vasıtasıyla uygulanacak ve takip
edilecektir.
Anahtar Kelimeler noktasal kaynaklı kirlenmiş sahalar; çevre yönetim sistemi; toprak kirliliği
1. Giriş
KirlenmiĢ sahalardan kaynaklanan hava, su (yüzey ve/veya yeraltı suyu) ve toprak kirliliğinin
kısa, orta ve uzun vadede çevre ve insan sağlığı üzerinde ciddi risk oluĢturduğu bilinen bir
gerçektir. Bu sebepten dolayı, son 20-25 yıllık dönemde Avrupa Birliği (AB) bünyesinde
noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahaların teĢhisi, kayıt altına alınması, değerlendirilmesi ve
temizlenmesine yönelik hem mevzuat hem de teknolojik çözüm geliĢtirme açısından yoğun
çalıĢmalar yapılmıĢ ve kirlenmiĢ sahaların yönetimi konusunda önemli mesafeler kat edilmiĢtir.
Türkiye‘de kirlenmiĢ sahaların sayısı günden güne artmaktadır. Sanayi tesislerinde üretilen,
hammadde olarak kullanılan çeĢitli tehlikeli kimyasal maddelerin veya atıkların depolanmaları
ve nakledilmeleri sırasında meydana gelebilecek kazalar sonucunda oluĢan döküntü ve
sızıntıların yanı sıra, kontrolsüz veya uygunsuz atık bertarafı gibi faaliyetler nedeniyle noktasal
kaynaklı toprak ve yeraltı suyu kirliliği ortaya çıkmaktadır. Ülkemizde bu sahaların teĢhis
edilmesi, kayıt altına alınması, izlenmesi ve temizlenmesine yönelik bir yönetim sistemi
bulunmamaktadır. Bu durumun en önemli sebeplerinden bir tanesi çevre mevzuatımızda
kirlenmiĢ saha kavramının yer almıyor olmasıdır. KirlenmiĢ sahaların teknik ve hukuki bir
K. Ünlü, M. Güvener, S. Girgin ve diğ.
20
tanımının halen yapılmamıĢ olması, mevcut bazı yönetmeliklerin etkin ve yaygın bir Ģekilde
uygulanmasını engellemekte, Çevre ve Orman Bakanlığı (ÇOB) tarafından da ciddi bir eksiklik
olarak görülmektedir. Mevcut durumda, kapsamlı bir KirlenmiĢ Sahalar Yönetim Sistemi
geliĢtirilmesi ÇOB‘nin temel ihtiyacı olarak ortaya çıkmaktadır. Son dönemlerde sıkça
karĢılaĢılan ve kamuoyuna da yansıyan çevresel kirlenme olayları ile ilgili sorunlar, ÇOB‘nin
söz konusu ihtiyaçlarına güncel örneklerdir.
Bu çalıĢmanın amacı noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahaların sistematik bir Ģekilde ele alınmasını
sağlayacak ve Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) kapsamında yer alacak bir
KirlenmiĢ Sahalar Yönetim Sistemi (KSYS) geliĢtirilmesidir. Bu yönetim sistemi kirlenmiĢ
(toprak ve/veya yeraltı suyu kirliliğine maruz kalmıĢ) sahaların teĢhis edilmesi ve kayıt altına
alınması, izlenmesi, değerlendirilmesi ve temizlemesi aĢamalarında hangi yöntemlerin
benimsenmesi gerektiğini sistematik olarak tanımlayan teknik bir yaklaĢımdır. Ayrıca, söz
konusu yönetim sisteminin, temizlenmesi gereken kirlenmiĢ sahaların, hangi yöntemlerle ve
hangi kriterlere göre, ne dereceye kadar temizlenmesi, çalıĢmaların ne Ģekilde yürütülmesi ve
sonuçlandırılması gerektiği hususlarını açık olarak ortaya koyması gerekmektedir. KSYS, AB
Toprak Çerçeve Direktifi‘nin gereklerini dikkate alan, ülkemiz koĢullarında sürdürülebilirliği
olan, uygulanabilir yaklaĢım, yöntem ve teknik araçları içeren bir sistem olarak tasarlanmıĢtır.
2. Kirlenmiş Sahalar Yönetim Sistemi
Son yıllarda yürürlüğe giren yönetmelikler açısından önemli ilerlemeler kaydedilmiĢ olmasına
karĢın, hem kapsam hem de uygulama açısından mevcut durum Türkiye‘nin AB‘ye uyum
sürecinde noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahaların yönetimine iliĢkin kapsamlı bir yönetim sistemi
oluĢturulması ihtiyacını ortaya koymaktadır.
Noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahaların sistematik bir Ģekilde teĢhis edilmesi, kayıt altına
alınması, risk bazında bir değerlendirmeye tabi tutularak izleme ve/veya temizleme ihtiyacının
belirlenmesi amacıyla bir kirlenmiĢ sahalar yönetim sistemi geliĢtirilmiĢtir. Söz konusu sistem;
KirlenmiĢ Sahalar TeĢhis ve Kayıt Sistemi (KSTKS), KirlenmiĢ Sahalar Değerlendirme Sistemi
(KSDS) ve KirlenmiĢ Sahalar Temizleme Sistemi (KSTS) olarak üç ana bileĢenden oluĢmakta
olup sistemin ana akım Ģeması ġekil 1‘de verilmektedir. Bu sistem, TKKY‘nin omurgasını
oluĢturacak ve TKKY ile bütünleĢtirilmek suretiyle uygulamaya aktarılacaktır.
Noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahalar için yönetim sisteminin geliĢtirilmesi çalıĢmaları sırasında
çeĢitli ülkelerin kirlenmiĢ sahalar ile ilgili yaklaĢımları ve kullanmakta oldukları yönetim
sistemleri detaylı olarak incelenmiĢtir. Ülke yaklaĢımları karĢılaĢtırmalı olarak analiz edilmiĢ,
bu yaklaĢımların benzer ve farklı yönleri ortaya konulmuĢtur. Ġlgili uzman ve yetkili (bakanlık
personeli) görüĢlerine düzenli olarak baĢvurularak, bu yaklaĢımların Türkiye Ģartlarında
uygulanabilirliği değerlendirilmiĢtir. Yapılan literatür taramasıyla edinilen bilgiler ıĢığında;
Türkiye koĢullarında uygulanabilir bir yönetim sistemi ana hatlarıyla oluĢturulmuĢtur.
2.2. KirlenmiĢ Sahalar TeĢhis ve Kayıt Sistemi
KSYS‘nin ilk aĢamasını oluĢturan KSTKS temel olarak kirlenmiĢ sahaların teĢhis edilmesini ve
bunların tanımlanmıĢ kategoriler altında sınıflanarak dinamik ve sürdürülebilir bir kirlenmiĢ
sahalar envanterinin oluĢturulmasını amaçlamaktadır. KSTKS‘de potansiyel, Ģüpheli ve sahipsiz
kirlenmiĢ sahalar olmak üzere 3 çeĢit saha tanımlanmaktadır.
Endüstriyel Kaynaklı Kirlenmiş Sahalar İçin Çevre Yönetim Sistemi
21
TEġHĠS VE KAYIT
Potansiyel
Kirletici
Faaliyetler
Belirsiz
Saha
Faaliyet Ön
Bilgi Formu
Değerlendirme
Bildirim
ġüpheli
Saha
Denetim
Formu
TEMĠZLEME
2. AġAMA DEĞERLENDĠRME
1. AġAMA DEĞERLENDĠRME
Faaliyet / Saha
Ön Bilgi Formu
Faaliyet Ön
Bilgi Formu
Potansiyel
Saha
Denetim
Afet, Kaza
Bildirim
Sahada
Denetim
Değerlendirme
KSBS
Puanlamalı
Değerlendirme
KGP
Ölçümlerinin
Değerlendirilmesi
Takip
Gerektirmeyen
Saha
Takip
Gerektiren
Saha
Risk Analizi
Saha ve Kirlilik
Karakterizasyonu
Jenerik Risk
Analizi
KirlenmiĢ
Saha
Temizleme
Faaliyet
Planlama
Temizleme
Konsantrasyon
Düzeyinin
Belirlemesi
Sahaya Özgü
Risk Analizi
Saha Durum ve
Risk Analizi
Raporu
Temizleme
Yöntem
Belirlemesi
Temizleme
Ġzleme
Takip
Gerektirmeyen
Saha
TemizlenmiĢ
Saha
Şekil 1. KSYS ana akım Ģeması.
Potansiyel kirlenmiĢ saha; Çevresel Etki Değerlendirmesi Yönetmeliği ve ÇOB‘nin mevcut
veritabanlarında yer alan herhangi bir tesis ile AB Toprak Çerçeve Direktifi, Ek-2‘de (EU,
2006) belirtilen potansiyel kirletici faaliyetlerin (örneğin, SEVESO, IPPC direktiflerine tabi
olan faaliyetlerin) bulunduğu bir sahayı tanımlamaktadır. Sahipsiz saha, yasal olmayan atık
bertarafı ve benzeri herhangi bir faaliyet sonucu rastgele oluĢan ve/veya kirlenmenin
sorumlusunun bilinmediği sahayı tanımlamaktadır. ġüpheli saha ise; potansiyel ve sahipsiz
22
kirlenmiĢ sahalar arasında yer alan afet, kaza, denetim veya bildirimler sonucunda çevre
kirliliğinin var olduğu Ģüphesini taĢıyan sahayı temsil etmektedir.
KSTKS çerçevesinde, potansiyel kirlenmiĢ sahalar listesinde bulunan tesislerden Faaliyet Ön
Bilgi Formu‘nu doldurarak, Ġl Çevre ve Orman Müdürlüğü‘ne iletmeleri istenecektir. Söz
konusu form, faaliyet ve saha ile ilgili bilgileri içerecek Ģekilde hazırlanmıĢ olup, formda yer
alan bilgilerin belirlenen kriterler çerçevesinde değerlendirilmesi sonucunda veya saha, Ģüpheli
saha konumuna geçebilecektir. ġüpheli sahaların tespitinde kullanılacak ikinci mekanizma ise
Denetim, Afet, Kaza veya ġikayetler nedeniyle yapılacak bildirimlerdir. Sahipsiz sahalar ise,
gerçek/tüzel kiĢilerin bildirimleri yolu ile Ģüpheli saha listesine dahil edilebilecektir. Bu amaçla
bir Bildirim Formu geliĢtirilmiĢtir.
Ayrıca, KSTKS‘nin iĢlerlik kazanması için web tabanlı bir KirlenmiĢ Sahalar Bilgi Sistemi
(KSBS) oluĢturulmuĢtur. KSBS, ulusal envanter bilgilerinin sistematik bir yapılanma ile
muhafaza edilmesini ve güncelleĢtirilmesini sağlayacak, veritabanı temelli, çok kullanıcılı ve
harita destekli bir bilgi sistemidir (Girgin ve diğ., 2008).
2.3. KirlenmiĢ Sahalar Değerlendirme Sistemi
KSDS, Birinci AĢama Değerlendirme (BAD) ve Ġkinci AĢama Değerlendirme
(ĠAD) olmak üzere iki ayrı alt aĢamadan oluĢmaktadır. BAD‘nin temel amacı; kirlilik
Ģüphelerinin gerçekçi olup olmadığının belirlenmesidir. BAD, ağırlıklı olarak Ģüpheli saha
hakkındaki mevcut bilgilere ve gerek duyulması halinde daha sonradan elde edilecek sahaya
özgü kısıtlı miktardaki verilere dayanarak yapılmaktadır. ġayet BAD sonunda söz konusu saha,
―takip gerektiren saha‖ olarak tanımlanacak olur ise, sahanın ĠAD‘ye tabi tutulması ve sahaya
özgü verilerin kullanımı ile sahanın temizleme ihtiyacının tespit edilmesi gerekmektedir.
2.3.1. Birinci AĢama Değerlendirme Sistemi
Bakanlık yetkilileri tarafından gerçekleĢtirilecek olan BAD‘nin temel hedefi sahada ölçüm ve
benzeri faaliyetleri baĢlatmanın gerekip gerekmeyeceğinin kararlaĢtırılmasıdır. ġüpheli sahada
Bakanlık yetkilileri tarafından keĢif (arazi incelemesinin) yapılması ve keĢif sırasında Denetim
Formu‘nun doldurulması gerekmektedir. Saha denetiminde Ģüpheli saha yerinde görülerek,
Ģüpheye yol açan vaka, kirlilik kaynağı ve kirletici maddeler hakkında bilgilerin derlenmesi ve
varsa çevresel etkilerin gözlenmesi hedeflenmektedir. AĢağıda açıklanan karar verme sürecini
gösteren BAD ayrıntılı akım Ģeması ġekil 2‘de verilmiĢtir.
Denetim ve Saha/Tesis Ön Bilgi Formları‘nın değerlendirilmesine geçilmeden önce, söz konusu
saha için ölçüm gerektiren koĢulların (kirlilik kaynağı ve/veya kirletici madde ile ilgili
belirsizlik durumlarının) bulunması halinde sahada ―kirlilik gösterge parametreleri‖nin
ölçümünün yapılması gerekmektedir. Bu ölçümlerin, sahada kirliliğin mevcudiyetine yönelik
muhtemel belirsizlikleri gidermek ve alınacak kararın güvenilirliğini artırmak amacıyla toprak
(ve gerekli durumlarda su) numunelerinde yapılması öngörülmektedir. Kirlilik gösterge
parametreleri için elde edilen ölçüm sonuçlarının sahaya özgü ―referans değer‖ ile
karĢılaĢtırılması gerekmektedir. Referans değer, herhangi bir noktasal kaynak veya insan
aktivitesi nedeniyle kirlenmemiĢ sahadaki kirletici madde düzeyini göstermektedir. Kirlilik
gösterge parametrelerinin referans değerle karĢılaĢtırılması sonucunda saha; takip gerektirmeyen
saha, ikinci aĢama değerlendirmeye tabi tutulması gereken (takip gerektiren) saha veya
doğrudan temizleme gerektiren saha olarak sınıflandırılmaktadır.
Ölçüm gerektiren koĢulların bulunmaması durumunda ise, Denetim ve Faaliyet/Saha Ön Bilgi
Formları‘nda yer alan bilgiler değerlendirilecektir. Bu amaçla, karar almayı kolaylaĢtıracak
23
puanlama esaslı bir yaklaĢım geliĢtirilmiĢtir. Formların değerlendirilmesi için formlarda yer alan
sorulara verilen yanıtların belirli kriterlere göre puanlandırılması söz konusudur. Puanlama
sistemine, Denetim Formu‘nda ve Faaliyet/Saha Ön Bilgi Formu‘nda yer alan toprak kirliliği
açısından kritik bilgiler yansıtılmıĢtır. Her soru için bir ―puan‖ ve bu soruyla elde edilen bilginin
önem düzeyine göre de bir ―ağırlık katsayısı‖ belirlenmiĢtir. ġüpheli saha puanlamalı
değerlendirme ile de; takip gerektirmeyen saha, ikinci aĢama değerlendirmeye tabi tutulması
gereken saha veya doğrudan temizleme gerektiren saha olarak sınıflandırılabilmektedir. BAD
web tabanlı olarak çalıĢan KSBS‘ne entegre edilmiĢ olup, bu çerçevede yer alan
değerlendirmeler elektronik ortamda yapılabilmektedir (Girgin ve diğ., 2008).
Faaliyet / Saha
Ön Bilgi Formu
Denetim
Formu
Kirlilik
kaynağı belli
mi?
Hayır
DEĞERLENDĠRME SÜRECĠ
Takip
Gerektirmeyen
Saha
Hayır
KGP Ölçümleri
(Faaliyete özel)
Hayır
Evet
Kirletici madde
belli mi?
Sahada
Denetim
Hayır
Kirletici
maddeden doğrudan
örnek alınabiliyor
mu?
Evet
Evet
Tehlikeli
madde mi?
Kirletici madde
karakterizasyonu
KGP Ölçümlerinin
Değerlendirilmesi
ve Rapor Edilmesi
Evet
Puanlamalı
Değerlendirme
Denetim
Puanı > Palt
Hayır
Takip
Gerektirmeyen
Saha
Evet
Hayır
Evet
Toplam
Puan > Püst
ÖDmaks/RD ≤ 1
Hayır
Takip
Gerektiren
Saha
Evet
Evet
ÖDmaks/RD< 25
Hayır
2. AĢama
Değerlendirme
Doğrudan
Temizleme
Denetim Puanı: Denetim Formu’nun değerlendirilmesi sonucunda elde edilen puan
Toplam Puan: Denetim ve Faaliyet / Saha Ön Bilgi Form’larının birlikte değerlendirilmesi sonucunda edilen
toplam puan
KGP : Kirlilik gösterge parametresi
ÖD
: Ölçülen kirlilik gösterge parametresi değeri
ÖDmaks : Ölçülen en yüksek kirlilik gösterge parametresi değeri
RD
: Ölçülen referans değer
Palt
: KirlenmiĢ Sahalar Bilgi Sistemince yapılan puanlamanın alt sınır değeri
Püst
: KirlenmiĢ Sahalar Bilgi Sistemince yapılan puanlamanın üst sınır değeri
Şekil 2. BAD akım Ģeması.
24
2.5. Ġkinci AĢama Değerlendirme Sistemi
ĠAD‘nin ana amacı, sahanın temizleme ihtiyacının belirlenmesidir. Bu aĢamada sahaya özgü
veriler kullanılarak, risk analizi yöntemi ile sahanın temizleme gereksinimi tespit edilmektedir.
Risk analizi pek çok farklı aktivite ve disiplinle alakalı bilgi ve verilerin toplanmasını, kirli
sahanın karakterizasyonunu, kirletici taĢınımının modellenmesini, maruz kalma ve doz-tepki
değerlendirmesini içeren bir süreçtir (ABD EPA, 1994). Gerek ayrıntılı saha etüd çalıĢmalarının
ve gerekse risk değerlendirme çalıĢmalarının yüksek teknik içeriği, uzmanlık gerektiren niteliği
nedeniyle söz konusu çalıĢmaların bahsedilen konularda uzmanlık sahibi firmalarca yürütülmesi
ve kararların hazırlanacak raporlar doğrultusunda Bakanlık denetiminde alınması gerektiği
düĢünülmektedir. ĠAD temel olarak; saha ve kirlilik karakterizasyonu, jenerik risk analizi ve
sahaya özgü risk analizi olmak üzere üç ana bölümden oluĢmaktadır (ġekil 3).
Saha ve kirlilik karakterizasyonu bölümünde; hedef kirleticilerin, kirlilik kaynaklarının,
kirlenmiĢ alanların ve potansiyel maruziyet yollarının belirlenmesi için saha ön değerlendirmesi
yapılacak ve kavramsal saha modeli (KSM) geliĢtirilecektir. KSM ile sahadaki kirleticilerin
dağılımı tanımlanmakta, potansiyel maruziyet yolları ve reseptörler belirlenmektedir.
Bu değerlendirmeler doğrultusunda hazırlanacak ―saha örnekleme ve analiz planı‖ çerçevesinde,
toprak ve/veya yeraltı suyu örnekleme çalıĢmaları yürütülecek ve sahadaki kirletici
konsantrasyon düzeyi belirlenecektir. Analiz sonuçları ―Veri Kalitesi Değerlendirme‖ (VKD)
kriterlerine göre değerlendirilecek ve numunelerin sahadaki kirlilik derece ve kapsamını temsil
yeteneği belirlenecektir. VKD kriterlerine uyacak Ģekilde sahadaki kirlilik durumunu yansıtan
konsantrasyon düzeyi ―Saha Kirletici Konsantrasyonu‖ (SKK) tanımlanacaktır.
Saha örnekleme ve VKD çalıĢmaları sonucu elde edilen bulgular kullanılarak KSM‘nin
güncellenmesi gerekmektedir. Güncellenen KSM kullanılarak, saha için geçerli olan maruziyet
yollarının (M), jenerik kirletici sınır değerlerinin (JKSD) geçerli olduğu maruziyet yolları (M J)
ile uyumluluğu kontrol edilecektir. JKSD; kirlenmiĢ sahada insan sağlığı açısından muhtemel en
kötü koĢulların mevcut olduğu varsayılarak, jenerik parametre değerlerinin kullanımı ile
hesaplanan konsantrasyon değeridir. JKSD hesaplanırken, yerleĢim amaçlı arazi kullanımı
dikkate alınmakta ve kirleticilerin alıcılara ulaĢabileceği dört ana maruziyet yolu olduğu
varsayılmaktadır. Bu yollar; toprağın yutulması ve deri yoluyla emilim, kaçak tozların dıĢ
ortamda solunması, uçucu maddelerin dıĢ ortam da solunması ve yeraltı suyunun içilmesi olarak
sıralanmaktadır. M ile MJ‘nin uyumlu olması durumunda jenerik risk analizi aĢamasına
geçilecektir. Jenerik risk analizi aĢamasında ilk olarak, SKK ile JKSD karĢılaĢtırılmaktadır.
SKK‘nin, JKSD‘den küçük olması durumunda saha ‗takip gerektirmeyen saha‘ olarak
sınıflandırılacak; ancak, saha envanterde tutulmaya devam edilecektir. SKK‘nin JKSD‘den
büyük olması durumunda ise, sahanın JKSD‘ye kadar temizlenmesinin pratik olup olmadığı
değerlendirilecektir. Sahanın JKSD‘ye kadar temizlenmesinin pratik olduğu belirlenirse
‘temizleme‘ aĢamasına geçilecek; pratik olmadığı yönünde karar verilirse ‗kirlilik giderimi veya
kontrolü amaçlı ara müdahalenin‘ uygun olup olmadığı değerlendirilecektir. Ara müdahalenin
uygun görülmesi halinde; ara müdahaleyi takiben, sahada yeniden örnekleme çalıĢmalarının
yapılması ve analiz sonuçlarının JKSD ile karĢılaĢtırılması gerekmektedir. Ara müdahalenin
uygun bulunmaması halinde ise, sahaya özgü risk analizi aĢamasına geçilecektir.
Bazı durumlarda da kirleticilerin, daha önce bahsi geçen dört maruziyet yolu dıĢında da
(örneğin, inĢaat amaçlı hafriyat faaliyetleri, sahada yetiĢtirilen bitkilerin yenmesi, yüzey
suyunun rekreasyon amaçlı kullanımı, yüzey suyunun sulama suyu amaçlı kullanımı, vb.)
reseptörlere ulaĢması mümkün olmaktadır. Bu gibi durumlarda, SKK‘nin sadece JKSD ile
karĢılaĢtırılması yeterli olmayıp sahaya özgü risk analizi aĢamasına geçilmesi gerekmektedir.
25
1. AĢama
SAHA VE KĠRLĠLĠK
KARAKTERĠZASYONU
Saha Ön Değerlendirme
KSM GeliĢtirme
Saha Örnekleme
Kirlilik derece ve kapsamının
tanımlanması, Veri Kalitesi Analizi
KSM’nin Güncellenmesi
M ile MJ
uyumlu mu?
HAYIR
JENERĠK RĠSK ANALĠZĠ
EVET
Takip
Gerektirmeyen
Saha
HAYIR
Saha
Örnekleme
SKK > JKSD
EVET
Sahayı
JSKD’ye kadar
temizlemek
pratik mi?
EVET
HAYIR
Ara müdahale
uygun mu? 5
EVET
Ara
Müdahale
HAYIR
SAHAYA ÖZGÜ RĠSK ANALĠZĠ
Saha Karakterizasyonu ve
Veri Kalitesi Analizi
SKSD’nin hesaplanması
Takip
Gerektirmeyen
Saha
HAYIR
Saha
Örnekleme
SKK > SKSD
EVET
EVET
Sahayı
SSKD’ye kadar
temizlemek
pratik mi?
HAYIR
Ara müdahale
uygun mu?
EVET
Ara
Müdahale
HAYIR
Temizleme
Şekil 3. ĠAD akım Ģeması.
Sahaya özgü risk analizinde; sahanın mevcut koĢulları ve kullanım Ģekli dikkate alınmaktadır.
Bu bölümde ilk olarak; Sahaya Özgü Kirletici Sınır Değeri (SKSD) hesaplanmasında
kullanılacak verilerin toplanması için saha karakterizasyonu ve elde edilen verilerin temsil
yeteneğinin belirlenmesi için de VKD kriterlerine göre değerlendirme yapılmaktadır. Neticede
sahadaki toprak, hidrojeolojik vb. özelliklere ait değerler kullanılarak SKSD hesaplanmakta ve
SKK değeri ile karĢılaĢtırılmalıdır. SKK‘nin SKSD‘den küçük olması durumunda saha ‗takip
gerektirmeyen saha‘ olarak sınıflandırılacak; ancak, saha envanterde tutulmaya devam
26
edilecektir. SKK‘nin SKSD‘den büyük olması durumunda ise; sahanın SKSD‘ye kadar
temizlenmesinin pratik olup olmadığı değerlendirilecektir. Sahanın SKSD‘ye kadar
temizlenmesi pratik olarak kabul edilirse ‗temizleme‘ aĢamasına geçilecek; pratik olmadığı
yönünde karar verilirse kirlenmenin giderimi için ara müdahalenin uygun olup olmadığı
değerlendirilecektir. Ara müdahalenin uygun görülmesi durumunda, ara müdahaleyi takiben,
sahada yeniden örnekleme çalıĢmaları yapılacak ve analiz sonuçları SKSD ile
karĢılaĢtırılacaktır. Ara müdahalenin uygun görülmemesi halinde ise, direkt olarak temizleme
aĢamasına geçilecektir.
2.6. KirlenmiĢ Sahalar Temizleme Sistemi
KirlenmiĢ saha temizleme (KST) aĢamasında, temizlenmesi gereken kirlenmiĢ sahaların hangi
yöntem veya yöntemlerle ne dereceye kadar temizlenmesi gerektiği sorusuna cevap verilmesi
gerekmektedir. Bu aĢamada, temizleme faaliyet planlaması, risk-bazlı temizleme
konsantrasyonun belirlenmesi, kirlenmiĢ sahanın durumuna en uygun temizleme yönteminin
seçilmesi ve bu yöntemin sahaya uygulaması hususları açısında önem arz eden kriterler ortaya
konmaktadır.
Sahaya Özgü Temizleme Düzeyi (STD), temizleme yoluyla SKK‘nin düĢürülmesi gereken
konsantrasyon düzeyini temsil etmektedir. Sahada yapılan risk değerlendirmeleri sonucunda
mevcut risklerin giderilmesini sağlayacak STD, temizleme aĢamasında toplanacak ilave
verilerle yapılacak risk değerlendirmesi sonuçlarına göre yenilenebilir.
3. Sonuçlar
GeliĢtirilmekte olan KSYS, KSTKS, KSDS ve KST olmak üzere üç ana bileĢenden meydana
gelmektedir. TKKY‘nin omurgasını oluĢturmak suretiyle, teknik bir süreci tanımlayan KSYS,
TKKY ile bütünleĢtirilmek suretiyle hukuki bir nitelik kazanacak ve uygulamaya aktarılacaktır.
TKKY uygulamasının sürdürülebilir bir Ģekilde iĢlerlik kazanabilmesi için uygulamanın her bir
aĢamasında farklı amaçlara hizmet eden bazı teknik araçlara gerek duyulmaktadır. Bu teknik
araçlar ise, KSBS, risk bazlı kirletici sınır değerler listesi, saha risk değerlendirme kıstasları ve
teknik tebliğlerden meydana gelmektedir. Böylece, yenilenen TKKY ve geliĢtirilen teknik
araçlar kullanılarak tasarlanan KSYS hayata geçirilmiĢ olacaktır.
Teşekkür
Bu makale, Çevre ve Orman Bakanlığı (ÇOB) ile ODTÜ Çevre Mühendisliği Bölümü tarafından
yürütülmekte olan TÜBĠTAK destekli KAMAG 106G008 Nolu proje çalıĢmalarından üretilmiĢtir.
Katkılarından dolayı TÜBĠTAK‘a, ÇOB‘ye ve Bakanlık personeli Orhan Koçhan, Erdoğan IĢık, Saliha
Değirmencioğlu, NeĢe Çehreli, Gülhan Saygılı ve Ercan Gülay‘a teĢekkürlerimizi sunarız.
Kaynaklar
ABD EPA (1994). Guidance for the Data Quality Objectives Process, Office of Research and
Development Washington, D.C. 20460, EPA/600/R-96/055.
EU (2006), Thematic Strategy for Soil Protection, COM231 - Communication from the Commission to
the Council, the European Parliament, the European Economic and Social Committee and the
Committee of the Regions, Brussels.
Girgin, S., Güvener, M., Polat, ġ., Büyüker, B., YetiĢ, Ü., Dilek, F., Aksoy, A. ve Ünlü, K. (2008).
Endüstriyel Kaynaklı KirlenmiĢ Sahaların Yönetimi Ġçin Bilgi Sistemi GeliĢtirilmesi, Ġ.T.Ü. 11.
Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, Ġstanbul.
Ġ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu
11-13 Haziran 2008
Endüstriyel Kaynaklı Kirlenmiş Sahaların Yönetimi İçin Bilgi
Sistemi Geliştirilmesi
Serkan Girgin, M. Güvener, Şener Polat, B. Büyüker, Ülkü Yetiş, F. Dilek, A. Aksoy,
Kahraman Ünlü
Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06531 Ankara.
Öz Endüstriyel alanlarda doğal afetler, kazalar veya kötü iĢletme uygulamaları nedeniyle oluĢan
sızıntı ve döküntüler ile boĢ alanlara bilinçli ve yasa dıĢı olarak yapılan deĢarjlar nedeniyle
toprağın tehlikeli kimyasallar tarafından kirlenmesi önemli bir çevre sorunu oluĢturmaktadır.
Avrupa Birliği ülkeleri dahil olmak üzere, bir çok geliĢmiĢ ülke bu tür kirliliklerin önlenmesi ve
oluĢtuğu durumlarda da uygun Ģekilde temizlenmesi ve bertarafına yönelik yasal mevzuata ve
bu mevzuatları destekleyen yönetim sistemlerine sahiptir. Ülkemizde ise bu konuda ciddi bir
yasal boĢluk bulunmakta, giderek varlıkları ortaya çıkan ve sayıları artan kirlenmiĢ alanların ne
Ģekilde ele alınması gerektiği net olarak ortaya konulamamaktadır. Bu konudaki eksikliğin
giderilmesi amacıyla, endüstriyel kaynaklı kirlenmiĢ sahaların belirlenmesi, kirlilik
durumlarının tespiti ve uygun temizleme yöntemlerinin belirlenmesi için bir çalıĢma
gerçekleĢtirilmektedir. Gerekli yönetmelik ve teknik tebliğlerin hazırlanmasını da içeren
çalıĢmada, yasal mevzuatın uygulanmasını destekleyecek bir bilgi sistemi geliĢtirilmiĢtir. Bu
makalede geliĢtirilen bilgi sisteminin yapısı ve özellikleri ile ilgili bilgi sunulmaktadır.
Anahtar Kelimeler bilgi sistemi; tehlikeli kimyasal; tehlikeli atık; toprak kirliliği
1. Giriş
Endüstriyel tesisler, bir çok tehlikeli maddenin önemli miktarlarda kullanıldığı, ürün ve atık
olarak üretildiği alanlardır. Faaliyet alanlarına bağlı olarak değiĢiklik gösteren bu tehlikeli
maddelerin çoğu zaman tesis içerisinde depolanması veya nakledilmesi gerekmektedir. Gerek
depolama veya nakil koĢullarındaki uygunsuzluklar, gerekse kaza veya doğal afet gibi harici
faktörler sonucunda oluĢan döküntü ve sızıntılar, insan sağlığı ve çevre üzerinde olumsuz
etkilere neden olabilmektedir (Ferguson, 1998). BaĢıboĢ arazilere yapılan kontrolsüz ve
uygunsuz atık bertarafları da benzer sonuçlar doğurmaktadır. Genelde toprak ve yeraltı suyu
kirliliği ile sonuçlanan bu durumlar ile kirlenen alanlar noktasal kaynaklı kirlenmiĢ saha olarak
tanımlanmaktadır (EU, 2006).
Kirlenen veya kirlendiğinden Ģüphe edilen sahaların sistematik bir Ģekilde tespit edilmesi, kayıt
altına alınması, insan sağlığı ve çevre üzerine oluĢturdukları risklerin belirlenmesi, uygun
Ģekilde temizlenmesi ve izlenmesi günümüz koĢullarında bir gerekliliktir. Ancak ülkemizde
gerekli yasal mevzuatın bulunmuyor oluĢu, gerek kirliliğin oluĢmadan önce önlenmesi, gerekse
oluĢtuktan sonra kontrol altına alınması konularında önemli boĢluklara neden olmaktadır. Bu
durum bu tür sahaların sayısının günden güne artmasıyla sonuçlanmaktadır. KirlenmiĢ sahaların
S. Girgin, M. Güvener, Ş. Polat ve diğ.
28
tespiti, hangi yöntemlerle, hangi kriterlere göre, ne dereceye kadar temizlenmesi gerektiğinin
belirlenmesi önemli bir ihtiyaç olarak ortaya çıkmaktadır.
Bu ihtiyacın giderilmesi amacıyla; 1) Noktasal kaynaklı toprak kirliliğinin kontrolüne yönelik,
ülkemiz koĢullarına uygun, Avrupa Birliği gereklerini dikkate alan bir yönetim sistemi
geliĢtirilmesini, 2) GeliĢtirilen sistemin uygulamaya geçmesi için gerekli yönetmeliğin
hazırlanmasını, 3) Saha etüdü, risk değerlendirmesi gibi konularda yönetmeliği tamamlayacak
teknik tebliğlerin hazırlanmasını hedefleyen bir çalıĢma yapılmaktadır (Ünlü ve diğ., 2008). Bu
çalıĢmar kapsamında, veri akıĢını düzenleyecek, kayıt altına alacak, uygulamayı kolaylaĢtıracak
ve karar desteği sağlayacak bir bilgi sistemi geliĢtirilmiĢtir. Bu bildirinin amacı, geliĢtirilen bilgi
sisteminin genel özelliklerini ve tasarım prensiplerini aktarmaktır.
2. Bilgi Sistemi
Bilgi sistemi web tabanlı istemci-sunucu yapısında, farklı seviyelerde ve çok kullanıcıyı
destekleyecek Ģekilde hazırlanmıĢtır (ġekil 1). Temel olarak, hazırlanmakta olan yönetmelik
kapsamında ele alınacak endüstriyel tesislere ve kirlenmiĢ sahalara ait bilgilerin düzenli olarak
kayıt altına alınabilmesini ve kolay bir biçimde değerlendirilebilmesini amaçlamaktadır.
Tesisler
Halk
Internet
Bakanlık
Internet
Internet
Internet
Ġl
Müdürlükleri
Web
Yerel Ağ Sunucusu
Veri Tabanı
Sunucusu
Internet
Harita
Sunucusu
Şekil 1. Bilgi sistemi mimarisi.
Bu amaç doğrultusunda bilgi sistemi; endüstriyel tesisler, kirlenmiĢ sahalar, tehlikeli
kimyasallar ve tehlikeli atıklara yönelik bileĢenler içermektedir. Yönetmelik çalıĢmaları
kapsamında hazırlanan ve detayları Ünlü ve diğ. (2008)‘de sunulan tesis/saha ön durum
raporları ile denetim raporlarının elektronik formları sistemde yer almaktadır. Bu formların
kolay, eksiksiz ve en az hatayla doldurulabilmesini amaçlayan sistem, ayrıca sahip olduğu
değerlendirme ve puanlama sistemleri ile yönetmeliğin gerektirdiği değerlendirmeleri otomatik,
hızlı ve güvenilir bir biçimde yapabilmektedir. Internet tabanlı harita sunucusu bağlantısı ile
sisteme kayıtlı sahaların coğrafi dağılımları elde edilebilmekte ve detaylı uydu görüntüleri ile
sahaların bulundukları çevre incelenebilmektedir.
2.1. Teknik Özellikler
Endüstriyel Kaynaklı Kirlenmiş Sahaların Yönetimi İçin Bilgi Sistemi Geliştirilmesi
29
Bilgi sistemi, web tabanlı yazılım geliĢtirmede yaygın olarak kullanılan PHP programlama dili
ile geliĢtirilmiĢtir. Kullanıcı ara yüzü, XHTML üst metin dili ile hazırlanmıĢ ve DOM Level 1
temelli, etkileĢimli JavaScript kodları ile desteklenmiĢtir. Ayrıca, istemci ile sunucu arasında
asenkron bilgi akıĢını sağlamak amacıyla AJAX teknolojisinden faydalanılmıĢtır. Bilgi sistemi,
platformdan bağımsız olarak güncel herhangi bir web tarayıcısı üzerinden kullanılabilmektedir.
Bilgi sistemi, veri tabanı olarak MySQL veri tabanı sistemini kullanmaktadır. Dünya çapında
yaygın olarak kullanılan bir veri tabanı sistemi olan MySQL, kullanım kolaylığı, sahip olduğu
yaygın destek ve Bakanlık tarafından da kullanılıyor olması nedeniyle tercih edilmiĢtir. Veri
tablosu formatı olarak iliĢkisel özelliklere sahip InnoDB formatı kullanılmıĢ, bu sayede tablolar
üzerinde yapılan iĢlemler alt seviyede kontrol altına alınmıĢ ve veri tabanı bütünselliğinin
korunması sağlanmıĢtır. Metin formatı olarak kullanılan evrensel UTF-8 formatı ile veri
tabanındaki bilgilerin sorgulanması ve sıralanması Türkçe dil kurallarına göre sorunsuz bir
biçimde gerçekleĢtirilebilmektedir.
Bilgi sistemine veri giriĢi, XHTML temelli formlar üzerinden yapılmaktadır. Formlarda bulunan
veri alanları, belli türde veri giriĢi yapılabilmesi için sınırlandırılmıĢ olup, olması gerekenden
farklı (örn. sayı yerine metin) veri giriĢi yapılmasına izin vermemektedir. Girilen veriler, kayıt
veya güncelleme için sunucuya gönderilmeden önce istemci tarafında (web tarayıcı üzerinde)
kontrol edilmektedir. Hatalı girilen veya boĢ bırakılan alanlar kullanıcıya bildirilerek
düzeltilmesi istenmektedir. Ġstemci tarafındaki kontrolün ardından sunucuya gönderilen bütün
bilgiler sunucu tarafında da benzer kontrollerden geçirilmektedir. Bu iki aĢamalı kontrol
sayesinde bilgi sistemine geçersiz bilgi giriĢi olasılığı en alt düzeye indirilmiĢtir.
Bilgi sistemi, harita gösterimi amacıyla dünya çapında yaygın olarak kullanılan ve serbest
olarak eriĢilebilen Google Maps sisteminden faydalanmaktadır. Google Maps entegrasyonu
sayesinde ülkemizdeki bir çok yerleĢim alanı ve sanayi bölgesi için, baĢka kaynaklardan elde
edilemeyecek detayda harita ve güncel uydu görüntüsü bilgi sistemi kullanıcılarının hizmetine
sunulmuĢtur. Özel olarak geliĢtirilen dinamik pencere sistemi ile Google Maps haritaları
bulundukları yerden hareket ettirilebilmekte ve boyutlandırılabilmektedir. Haritalar üzerinden
noktasal ve alansal iĢaretleme ve otomatik koordinatlandırma imkanı bulunmaktadır.
2.2. Sistem Özellikleri
Bilgi sistemi, 5 farklı kullanıcı seviyesi içermektedir. Bu seviyeler; 1) Sistem Yöneticisi, 2)
Bakanlık Görevlisi, 3) Ġl Müdürlüğü Görevlisi, 4) Tesis Sorumlusu, 5) Halk Ģeklinde
belirlenmiĢtir. Sistem yöneticisi, bilgi sistemi üzerinde her türlü iĢlem hakkına sahip olup, en üst
düzey kullanıcı kademesinde yer almaktadır. Bakanlık görevlileri, bilgi sistemine endüstriyel
tesis ve saha ekleyebilmekte, kimyasallar tanımlayabilmekte, il müdürlüğü görevlileri ve tesis
sorumluları
yaratabilmekte,
kendi
gerçekleĢtirdikleri
denetimlere
ait
raporları
doldurabilmektedir. Tesisler için tesis sorumluları, sahalar için ise il müdürlükleri tarafından
doldurulan ön bilgi formlarını ve il müdürlükleri tarafından doldurulan denetim raporlarını
onaylama yetkileri bulunmaktadır. Ġl Müdürlüğü görevlileri, bilgi sistemine kendi il sınırları
içerisinde endüstriyel tesis ve saha ekleyebilmekte, kimyasal tanımlayabilmekte, kendi il
sınırları içerisindeki tesisler için tesis sorumluları yaratabilmekte, sahalar için ön bilgi raporu
hazırlayabilmekte, gerçekleĢtirdikleri denetimlere ait raporları doldurabilmektedir. Tesis
sorumluları tarafından doldurulan tesis ön bilgi raporlarını onaylama yetkileri bulunmaktadır.
Tesis sorumluları ise kendi tesislerine ait genel bilgileri güncelleyebilmekte ve tesisleri için ön
bilgi raporlarını doldurabilmektedir.
30
Bilgi sisteminde kayıtlı endüstriyel tesislere ve sahalara ilgili listeler üzerinden
ulaĢılabilmektedir. Listelerde saha adı, il, ilçe, kirlilik durumu gibi bilgilere göre sorgulamalar
yapabilmek mümkündür. Tesislere ve sahalara ait detaylı bilgilere ise her saha için ayrı ayrı
oluĢturulan bilgi sayfaları üzerinden ulaĢılabilmektedir. Bu sayfalarda tesis ve sahalara ait
bilgilere ek olarak Google Maps entegrasyonu ile sağlanan haritalar da yer almaktadır (ġekil 2).
Şekil 2. Endüstriyel tesis bilgileri.
Bilgi sistemi, tesislerde bulunan veya kirliliğe neden olan tehlikeli kimyasallara ait bilgilerin
sistematik olarak kayıt edilebilmesi için bir kimyasal alt bileĢeni içermektedir. Tehlikeli
Kimyasalların Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) Ek I‘de yer alan bütün tehlikeli kimyasalları
içeren bu bölümde, istendiğinde yeni kimyasallar da eklenebilmektedir (ġekil 3).
Şekil 3. Tehlikeli kimyasallar listesi.
31
Amaca hizmet edecek Ģekilde basit bir yapıda oluĢturulmuĢ olan kimyasal bölümü temel olarak
kimyasal adı, tanımlayıcı kod numaraları (CAS No, ADR No, TKKY No) ve kimyasal türü
bilgilerini içermektedir. Kimyasal özelliklerine yönelik detaylı bilgiler bilgi sistemine dahil
edilmemiĢtir. Kimyasallara ek olarak Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği (TAKY) Ek
7‘de listelenen tehlikeli atıklar da bilgi sisteminde yer almaktadır. Bu atıklar ile ilgili olarak,
atık sınıfı, atık türü, kod numarası bilgileri ile atığa özgü açıklamalara bilgi sistemi üzerinden
ulaĢılabilmektedir.
2.3. Ön Bilgi ve Denetim Formları
Bilgi sisteminin en önemli bölümü yönetmelik çalıĢmaları kapsamında hazırlanan ön bilgi ve
denetim raporlarına ait formlardır. Ön bilgi formlarının amacı endüstriyel tesisler veya baĢıboĢ
sahalar ile ilgili -değerlendirmenin ileri safhalarında kullanılabilecek- ön bilgileri toplamaktır.
Sahalar için bu bilgiler temel olarak arazilerin kullanımı, yerleĢim alanları, yeraltı ve yüzey su
kaynakları ile toprak koĢulları gibi baĢlıklar içermektedir. Endüstriyel tesislerde bu baĢlıklara ek
olarak kaza bilgileri, tehlikeli kimyasal bilgileri, tehlikeli atık bilgileri, atık su bilgileri gibi
endüstriyel faaliyetlere özgü baĢlıklar bulunmaktadır. Denetim formları ise Ģikayet, kaza, doğal
afet, rutin denetim gibi nedenlerle sahalarda gerçekleĢtirilen denetimlere ait bilgileri
içermektedir. Matbuu formların elektronik kopyaları olan formlar, bilgisayar ortamının
avantajlarından faydalanacak Ģekilde dinamik bir yapıya sahiptir. Bu formlarda ilk aĢamada en
az sayıda soru kullanıcıya sunulmakta, verilen yanıtlara göre sorulması gereken ek sorular
ekrana getirmektedir. Formlarda yer alan sorular mümkün olduğunca çoktan seçmeli hale
getirilmiĢ, yazarak veri giriĢi ihtiyacı en alt düzeye indirilmiĢtir. ġekil 4‘de elektronik ön bilgi
formunun bir bölümü sunulmaktadır. Yer darlığı nedeniyle formun tamamına yer
verilememiĢtir.
Ön bilgi formlarına ve denetim raporlarına saha bilgileri sayfalarından veya kendilerine ait
listelerden üzerinden tesis/saha adı, il, ilçe ve durum bilgilerine göre sorgulama yapılarak
ulaĢılabilmektedir. Durum bilgileri, ön bilgi formları için Ģüpheli saha olup olmadığı; denetim
formları için ise takip gerektirmeyen, ölçüm gerektiren ve takip gerektirebilecek (ikinci aĢama
değerlendirme gerektiren) saha olup olmadığı Ģeklindedir. Bu durumlar ile ilgili detaylı bilgiler
Ünlü ve diğ. (2008)‘de sunulmuĢtur.
Ön bilgi formunda bilgiler sisteme girildikten sonra bilgi sistemi tarafından kontrol edilmekte
ve yönetmelik çalıĢmaları kapsamında geliĢtirilen puanlama sistemine göre puanlaması
yapılmaktadır. Bu puan daha sonra denetim bilgileri ile birlikte kirlilik durumu
değerlendirmesinde kullanılmaktadır. Tesislere ait ön bilgi formları puanlamaya ek olarak bir
kirlilik Ģüphesi olup olmadığına yönelik olarak önceden belirtilen kriterlere göre de
değerlendirilmektedir. Herhangi bir Ģüpheli durumla karĢılaĢılması durumunda tesis Ģüpheli
saha olarak iĢaretlenmektedir.
Ön bilgi formlarına benzer Ģekilde denetim bilgilerinin veri giriĢi tamamlandığında da bilgiler
sistem tarafından otomatik olarak değerlendirilmektedir. Kirlilik durumunun tespiti için yeterli
bilgi bulunması durumunda, bu bilgiler puanlanmakta ve ön bilgi formunda gelen puan ile
birlikte elde edilen toplam puana göre sahanın kirlilik durumu belirlenmektedir. Değerlendirme
sonucunda kirletici türünün veya kirlilik kaynağının belirsiz kalması durumunda ise bir karara
varılabilmesi için çeĢitli ölçümler yapılarak bu belirsizliklerin giderilmesi gerekmektedir. Bu
durumda bilgi sistemi ölçüm bilgilerinin kaydedilmesi için gerekli veri giriĢi imkanlarını
sağlamakta, elde edilen ek bilgileri denetim raporu bilgileri ile birlikte detaylı olarak
sunmaktadır (ġekil 5).
32
Şekil 4. Ön bilgi formu bilgi giriĢi.
Kirletici madde türünün belirsiz olması durumunda, öncelikle kirleticinin tehlikeli olup
olmadığının belirlenmesi gerekmektedir. Bu durumda kirletici madde atık olarak ele alınmakta
ve TAKY‘ye göre karakterizasyonunun yapılması istenmektedir. Karakterizasyon sonucunda
tehlikeli olduğu tespit edilen maddeler için -baĢka bir belirsizlik olmaması durumundapuanlama aĢamasına geçilmektedir. Karakterizasyon yapılamaması durumunda (örn. örnek
almanın mümkün olmadığı durumlar) madde tehlikeli madde olarak kabul edilmektedir.
33
Şekil 5. Denetim raporu bilgileri.
Denetim sonucunda kirlilik kaynağının belirsiz kalması durumunda ise kirlilik gösterge
parametre ölçümlerini içeren bir kirlilik analizi yapılması gerekmektedir. Bilgi sisteminde bu
iĢlem iki aĢamalı olarak gerçekleĢtirilmektedir. Birinci aĢamada örnekleme yapılması gereken
kirlilik gösterge parametreleri belirlenmektedir. Eğer denetime söz konusu olan alan bir
endüstriyel tesis ise, faaliyet alanına göre belirlenmiĢ ölçüm parametreleri sistemi tarafından
otomatik olarak listelenmektedir. Sahanın ve kirliliğin koĢullarına göre ek parametreler
belirlenmesi veya ölçülmesi gerekli görülmeyen parametrelerin listeden çıkartılması
mümkündür. Ölçülmesi gereken parametreler belirlendikten sonra bilgi sisteminde analiz
sonuçlarının girilebileceği ikinci aĢama aktif hale gelmektedir. Bu aĢamada ölçüm sonuçlarını
içeren belgeler elektronik olarak sisteme yüklenebilmekte, ayrıca her bir ölçüme ait değerler de
ayrı ayrı kaydedilebilmektedir. Ölçüm sonuçları kaydedilirken, ölçüm değerlerine ek olarak
örnekleme yapılan noktaya ait coğrafi koordinatlar, derinlik, örnekleme yapılan medya (toprak,
yeraltı suyu), örnekleme türü (kirlilik, referans) bilgileri istenmekte ve bu bilgiler sistem
34
tarafından otomatik olarak değerlendirilmektedir. Değerlendirme için ölçüm sonuçları toprak ve
yeraltı suyu olarak iki gruba ayrılmakta, her grup da kendi içerisinde kirlilik ve referans ölçümü
olarak sınıflandırılmaktadır. Her kirlilik parametresi için referans ölçümlerin maksimum
değerleri toprak ve yeraltı suyu için ayrı ayrı hesaplanmakta ve sınır değer olarak
belirlenmektedir. Daha sonra kirlilik ölçümleri bu sınır değerler ile karĢılaĢtırılmaktadır. Ölçüm
değerinin sınır değerin 25 katından büyük olması durumunda doğrudan temizleme, 25 kattan
küçük ancak sınır değerden büyük çıkması durumunda ise takip gerektirir kararı verilmektedir.
Ölçüm değerleri, hesaplanan sınır değerler ve değerlendirme sonucu bir tablo Ģeklinde
sunulmaktadır (ġekil 5).
3. Sonuçlar
Endüstriyel kaynaklı, tehlikeli kimyasal ve atıklar tarafından kirlenmiĢ olan sahalara yönelik
olarak hazırlanmakta olan yönetmelik ve yönetim sistemine destek olması amacıyla, günümüz
koĢullarına uygun, çok kullanıcılı ve uzaktan eriĢimli, haritalama, raporlama ve değerlendirme
özelliklerine sahip bir bilgi sistemi geliĢtirilmiĢtir. Gelinen noktada bilgi sistemi amaca uygun
olarak çalıĢmakta ve tanımlanan görevleri yerine getirebilmektedir. Bundan sonraki aĢamalarda
sistem ve sahip olduğu hesaplama ve değerlendirme mekanizmaları örnek vakalar bazında test
edilecektir. Test süreci sonrasında sistem gerçek hayatta uygulamaya alınması için Çevre ve
Orman Bakanlığı‘na teslim edilecektir.
Teşekkür
Bu makale, Çevre ve Orman Bakanlığı ile ODTÜ Çevre Mühendisliği Bölümü tarafından yürütülmekte
olan TÜBĠTAK destekli KAMAG 106G008 Nolu proje çalıĢmalarından üretilmiĢtir. Katkılarından dolayı
TÜBĠTAK‘a, Çevre ve Orman Bakanlığı‘na ve Bakanlık personeli Orhan Koçhan, Erdoğan IĢık, Saliha
Değirmencioğlu, NeĢe Çehreli, Gülhan Saygılı ve Ercan Gülay‘a teĢekkürlerimizi sunarız.
Kaynaklar
EU (2006), Thematic Strategy for Soil Protection, COM231 - Communication from the Commission to
the Council, the European Parliament, the European Economic and Social Committee and the
Committee of the Regions, Brussels.
Ferguson, C., Darmendrail, D., Freier, K., Jensen, B. K., Jensen, J., Kasamas, H., Urzelai, A. ve Vetger, J.
(1998). Risk Assessment for Contaminated Sites in Europe, Volume 1, Scientific Basis, LQM Press,
Nottingham.
Ünlü, K., Güvener, M., Girgin, S., YetiĢ, Ü., Dilek, F.B., Aksoy, A. Büyüker, B. ve Polat, ġ. (2008).
Endüstriyel Kaynaklı KirlenmiĢ Sahalar için Çevre Yönetim Sistemi, Ġ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme
Kontrolü Sempozyumu, Ġstanbul.
Ġ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu
11-13 Haziran 2008
Avrupa Birliği IPPC Direktifi Çerçevesinde Bir Tekstil Fabrikasında
Su Kullanımı Performans Değerlendirmesi
A. Merve Kocabaş, Hande Yükseler, Filiz B. Dilek ve Ülkü Yetiş
Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, İnönü Bulvarı, 06531, Ankara.
Öz Avrupa Birliği (AB) üyesi ülkelerde sanayi kuruluĢlarının faaliyetleri ve yol açtıkları kirlenme,
―entegre kirlilik yönetimi‖ yaklaĢımı ile yönetilmekte ve sanayi kuruluĢlarının yol açtıkları kirlenmenin
üretim süreci ile birlikte değerlendirildiği bir ana yaklaĢım benimsenmektedir. Bu çerçevede, üretim
süreçlerinde atık önleyici ve/veya azaltıcı teknikler uygulanarak hava, su ve toprağa yapılan deĢarjların
en aza indirgenmeye çalıĢıldığı bir ana yaklaĢım AB tarafından, 1996 yılında yayınlanmıĢ olan IPPC
(Integrated Pollution Prevention and Control-Entegre Kirlilik Önleme ve Kontrolü) Direktifi
(96/61/EC) ile sağlanmıĢtır. Direktif‘in 1 nolu ekinde listelenen tüm endüstriyel faaliyetler için Mevcut
En Ġyi Teknikleri içeren, BREF (Best Available Techniques Reference Document- Mevcut En Ġyi
Teknikler Referans Dokümanı) Dokümanları AB tarafından hazırlanmaktadır. Bu faaliyetler arasında
yer alan tekstil sanayi, ülkemizin dünyadaki en büyük tekstil ve giyim sanayi üreticilerinden biri olması
sebebiyle Direktif‘e uyum sürecinde ele alınması gereken baĢlıca endüstri sektörlerinden biri olma
özelliğine sahiptir. Bu çalıĢma, IPPC Direktifi kapsamına giren, büyük ölçekte bir tekstil sanayi
kuruluĢunda Direktif‘in tekstil sektörüne ilk örnek uygulama projesi kapsamında, hayata geçirilen BAT
önlemlerinin genel su kullanımı performansına etkilerini detaylı olarak incelemektedir. ÇalıĢma
süresince pilot tesiste uygulamaya konulan BAT önlemleri sonucu fabrika genelinde su kullanımı
yaklaĢık %30 azalmıĢtır.
Anahtar Kelimeler entegre kirlilik yönetimi; IPPC Direktifi; mevcut en iyi teknikler; tekstil sektörü
1. Giriş
Avrupa Birliği (AB) üyesi ülkelerde sanayi kuruluĢlarının faaliyetleri ve yol açtıkları kirlenme,
―entegre kirlilik yönetimi‖ yaklaĢımı ile yönetilmekte ve sanayi kuruluĢlarının sadece deĢarj ya
da emisyonları için limit değerler konularak yol açtıkları kirlenmenin kontrol edilmesi yerine,
kirlenmenin üretim süreci ile birlikte değerlendirildiği bir ana yaklaĢım benimsenmektedir. Bu
çerçevede, üretim süreçlerinde atık önleyici ve/veya azaltıcı teknikler uygulanarak hava, su ve
toprağa yapılan deĢarjların hep birlikte göz önünde bulundurulduğu ve en aza indirgenmeye
çalıĢıldığı bir ana yaklaĢım benimsenmektedir. AB tarafından, 1996 yılında yayınlanmıĢ olan
IPPC (Integrated Pollution Prevention and Control-Entegre Kirlilik Önleme ve Kontrolü)
Direktifi (96/61/EC) bu yönde düzenlemeleri içermekte ve sanayi kuruluĢlarını denetleyen
otoritelerin, bu ana yaklaĢım çerçevesinde tesislere çalıĢma izni vermesini ve tesisleri çevresel
performansları adına denetlemesini gerektirmektedir.
Direktifin en önemli özelliği bir "anlayıĢ değiĢikliği" getiriyor olmasıdır. Direktif, "ürünlerin"
değil "üretim faaliyetleri sürecinde" yaratılan kirliliğin önlenmesine yöneliktir. Diğer bir
deyiĢle, bacada sınır koymak yerine kirliliği kaynağında önleme yaklaĢımına dayalı olarak
hazırlanmıĢtır. Kısaca, üretim faaliyetlerinde yapılabilecek değiĢikliklerle çevresel kirliliği en az
düzeye indirmek ve en az miktarda atık ortaya çıkması bu Direktifin hedefleri arasındadır.
Noktasal kirliliğin azaltılmasını hedefleyen IPPC Direktifi, 1 nolu ekinde listelenen
aktivitelerden kaynaklanan kirlenmenin azaltılmasını ve çevreyi bir bütün olarak ele alacak
A. M. Kocabaş, H. Yükseler, F. B. Dilek ve diğ.
36
yüksek düzeyde korumanın sağlanmasını hedeflemektedir. Direktifte Ek 1 baĢlığı altında ele
alınan 6 temel/ana aktivite (enerji sektörü, metal üretim ve iĢleme sanayi, mineral endüstrisi,
kimya endüstrisi, atık yönetimi ve diğer aktiviteler: kağıt sanayi, tekstil sanayi, mezbahalar,
kümes hayvancılığı, süt üretimi vb.) içine giren tüm sanayi kuruluĢları, AB ülkelerindeki yetkili
otoritelerden izin almak durumundadırlar. KuruluĢlara verilen izinlerin, Direktif‘in 2.
maddesinde yer alan ―Best Available Techniques (BAT)-Mevcut En Ġyi Teknikler‖ kavramına
dayalı olması gerekmektedir. BAT, birçok durumda oldukça radikal çevresel iyileĢtirmeler
gerektirmekte, bu durum kuruluĢlar için oldukça yüksek maliyetlere sebep olmaktadır.
Direktif‘in 1 nolu ekinde listelenen tüm endüstriyel faaliyetler için Mevcut En Ġyi Teknikleri
içeren ve BREF (Best Available Techniques Reference Document- Mevcut En Ġyi Teknikler
Referans Dokümanı) olarak adlandırılan kapsamlı dokümanlar AB tarafından hazırlanmakta ve
belirli sürelerle güncellenmektedir. Dolayısıyla, ―Mevcut En Ġyi Teknikler‖ yenilenmekte ve
teknolojik geliĢime göre zamanla değiĢebilmektedir.
IPPC Direktifi, AB üyesi ülkelerde yeni kurulacak olan tüm sanayi tesisleri için 30 Ekim 1999
tarihinden itibaren geçerli olurken, mevcut tesisler için 15 Ekim 2007 tarihine kadar bir uyum
süreci tanınmıĢtır. Ekim 2007 tarihi itibariyle AB‘de faaliyet gösteren tüm sanayi kuruluĢlarının
faaliyetlerine devam edebilmeleri için IPPC çalıĢma iznine sahip olmaları gerekmektedir.
Bunun yanı sıra, AB'ye üye ülkelere ihracat yapan üye olmayan ülkelerdeki sanayi
kuruluĢlarının da IPPC Direktifi'nin ana felsefesi doğrultusunda ve bununla uyum içerisinde
üretim yapmaları da beklenebilecektir. Ülkemizde, AB Çevre Müktesebatı'na uyum kapsamında
Aralık 2008'de "Entegre Kirlilik Önleme ve Kontrolü Yönetmeliği"nin yayınlanması
hedeflenmektedir (DPT, 2008).
IPPC Direktifi kapsamında ―diğer aktiviteler‖ baĢlığı altında yer alan tekstil sanayi, ülkemizin
dünyadaki en büyük tekstil ve giyim sanayi üreticilerinden biri olması sebebiyle Direktife uyum
sürecinde ele alınması gereken baĢlıca endüstri sektörlerinden biri olma özelliğine sahiptir. Ek
olarak, ülkemizin, tekstil ve giyim sanayi ihracatının önemli bir kısmını (yaklaĢık üçte ikisi)
AB‘ye üye ülkelere gerçekleĢtirdiği düĢünüldüğünde, tekstil sektörünün Direktife uyum
açısından önemi açıkça görülmektedir.
Su yoğun bir sektör olması sebebiyle, su kullanımının azaltılması, teknik ve ekonomik açıdan
uygulanabilir olduğu sürece üretilen atıksuların üretim süreçlerinde geri kullanılması, tekstil
sektörü için vazgeçilmez unsurların baĢında gelmektedir. Bu çalıĢmada, IPPC Direktifi ve
BREF Tekstil Dokümanı‘nın pilot ölçek uygulaması kapsamında, büyük ölçekte bir tekstil
kuruluĢunda su kullanımı performansı değerlendirilmektedir.
2. Pilot Tesis
IPPC Direktifinin tekstil sektörüne ilk örnek uygulamasının yapıldığı pilot tesiste yıllık ortalama
20 bin metre ring iplik üretimi ve 45 milyon metre denim kumaĢ üretimi yapılmaktadır.
Fabrikada su tüketiminin en yoğun olduğu prosesler boyama, terbiye ve haĢıl prosesleridir.
Fabrikanın su ihtiyacı kuyulardan karĢılanmakta olup, çekilen suyun birkısmı doğrudan
fabrikaya yollanırken, birkısmı da su yumuĢatma tesisinde iĢlem gördükten sonra üretim
süreçlerinde kullanılmaktadır. Sert su genel olarak temizlik iĢleri için kullanılırken, tüm üretim
süreçlerinde yumuĢak su kullanılmaktadır. Boyama ve terbiye prosesleri kuyulardan çekilen
suyun yaklaĢık %50‘sinin tüketildiği ve fabrikadaki atıksuyun %80'inin üretildiği proseslerdir.
HaĢıl prosesinin kesikli olması ve su ihtiyacının boyama ve terbiye proseslerine göre daha az
olması sebebiyle, üretilen atıksu miktarı da diğer yaĢ proseslere göre daha azdır. Fabrikadaki
genel su tüketimi ġekil 1‘de özetlenmektedir.
Avrupa Birliği IPPC Direktifi Çerçevesinde Bir Tekstil Fabrikasında Su Kullanımı Performans
Değerlendirmesi
37
Proje öncesinde tesiste günlük su tüketimi 6000-7000 ton mertebesinde iken proje süresince
genel su tüketimi 5000 ton/gün değerinin altına düĢmüĢtür.
3. Bulgular
3.1. Genel Su Tüketimi
Pilot uygulamanın gerçekleĢtirildiği fabrikada, öncelikle, üretim prosesleri detaylı olarak
incelenmiĢ ve uygulanabilir BAT önlemleri fabrika yetkilileri ile birlikte belirlenmiĢtir. Su
tüketiminin azaltılmasına yönelik olarak alınan BAT önlemlerinin yanı sıra BREF Tekstil
Dokümanında yer almayan ancak fabrikanın mevcut koĢulları altında su tüketimini azaltıcı
teknik olarak uygulanabilir tedbirler de alınmıĢtır. Fabrika genelinde toplam su tüketiminin
yıllara göre dağlımı Tablo 1‘de verilmektedir. Tablo 1‘den de görüleceği üzere, 2005 yılında
proje baĢlangıcı itibariyle toplam su tüketiminde devamlı bir azalma eğilimi sözkonusudur.
Tablo 1. Genel su tüketimi
Toplam Su Tüketimi
Yıl
(ton/gün)
2002
6903
2003
6089
2004
7419
*
2005
6070
2006
4813
2007
4845
*
Proje baĢlangıcı
Spesifik Su Tüketimi
(L/kg kumaş)
106
101
90
78
71
55
Proje baĢlangıcından önce 6000-7000 ton/gün mertebesinde olan genel su tüketimi, pilot tesiste
alınan önlemler sonucu 5000 ton/gün‘ün altına düĢmüĢtür. Daha da önemlisi, üretilen metre
kumaĢ baĢına tüketilen su değerlerine bakıldığında, Tablo 1‘den de görüleceği gibi spesifik su
tüketiminde %30‘luk bir azalma sözkonusudur. Bu azalmaya sebep olan ve pilot tesiste hayata
geçirilen BAT önlemleri aĢağıda sıralanmaktadır:

Boyama ve terbiye proseslerinde debimetrelerin takılması: Boyama ve terbiye
proseslerinde makinalar üzerine debimetrelerin takılması, bu makinalarda ve
proseslerde su tüketimi kontrolünü sağlamaktadır. Bunun yanında, su tüketiminin farklı
dönemler için (günlük, aylık, yıllık) kayıt altına alınması, su tüketimini azaltma
amacıyla yapılan iyileĢtirmeleri de gözlemleme ve izleme imkanı sağlamaktadır.

Ters yıkama prensibinin uygulanması: Boyama ve terbiye proseslerinde bazı
makinalarda en son yıkama teknelerinin diğer teknelere göre daha az kirlenmiĢ suyu
eğer uygunsa diğer döngülerde yeniden kullanılması, toplam tüketilen suyun azalmasını
sağlamaktadır.

Ters ozmoz prosesi atıksularının yeniden kullanılması: Ters ozmozdan çıkan
atıksuların, temizlik amacı ile tuvaletlerde vb. yerlerde kullanılması temizlik amacı ile
tüketilen su miktarını azaltmıĢtır. Ayrıca, temizlik için gerekli suyun kuyulardan
çekilmeyeceği düĢünülürse, bu uygulama suyun pompajı için harcamaları da
düĢürmektedir.

İyon değiştirici durulama sularının azaltılması: Ġyon değiĢtiricilerin durulanması için
tüketilen su miktarının azaltılması kuyulardan çekilen toplam su miktarını azaltmıĢtır.
38

Kompresör soğutma sularının proseslerde kullanılması: Kompresörleri soğutmak
amacıyla kullanılan yumuĢak suların prosese geri çevrilerek kullanılması, fabrikada
toplam tüketilen su miktarını azaltmıĢtır.
Diğer
Klimalar
Kompresörler
Yemekhane
Sulama
Lojmanlar
Kojenerasyon
Tesisi ve Kazan
Dairesi
Pamuk
İplik Üretimi
1000-1400
ton/gün
1000-1400
ton/gün
Boyama
200 ton/gün
1000-1400
ton/gün
Ters Ozmoz
Haşıl
1200-1600
ton/gün
1800-2600
ton/gün
Dokuma
2000-2800
ton/gün
Kuyular
5000-7000 ton/gün
110
ton/gün
100-140
ton/gün
İyon Değiştirici
3000-4200
ton/gün
1140
ton/gün
Terbiye
2000
ton/gün
1500-2500
ton/gün
Ürün
Şekil 1. Pilot tesiste genel su tüketimi
Fabrika genelinde alınan tedbirlerin proje baĢlangıcından itibaren genel su kullanımı
performansına etkileri detaylı olarak yaĢ prosesler bazında incelenmiĢtir. Tablo 2‘den de
görüldüğü üzere, boyama ve terbiye proseslerinde tüketilen su miktarı, fabrikada tüketilen
toplam suyun nerdeyse %50‘sini oluĢturmaktadır. Bu duruma istinaden, boyama ve terbiye
prosesleri üzerinde yoğunlaĢılmıĢtır.
Değerlendirmesi
39
Tablo 2. YaĢ proseslerde su tüketimi
2005
2006
2007
Ortalama
Üretim süreçleri
Ton
%
Ton
%
Ton
%
Ton
%
45,712 2.1 51,199 2.9 67,769 3.9 55,893 2.9
Haşıl
419,288 19.2 459,850 26.5 367,359 21.1 415,499 22.0
Boyama
653,758 30 430,044 24.8 453,303 26.0 512,368 27.1
Terbiye
6,070
4,813
4,845
5,243
Toplam (ton/gün)
3.2. Boyama Prosesi
Boyama prosesi, Tablo 2‘den de görüldüğü gibi, suyun en çok tüketildiği üretim süreçlerinden
birisidir. Birçok adımdan oluĢan boyama sürecinde, en yoğun su tüketimi yıkama iĢlemlerinde
gerçekleĢmektedir. Boyama prosesinde su tüketimini incelemek için, toplam tüketilen su
miktarı, boyanan iplik miktarları ve % boyama değerleri aylık bazda incelenmiĢtir. ġekil 2‘de de
görüldüğü gibi, boyama sürecinde alınan BAT önlemleri (debimetrelerin takılması, ters yıkama
prensibinin uygulanması) spesifik su tüketiminde etkili olmuĢtur. 2006 yılında aylık ortalama
1.2 milyon kg çözgü boyanırken, 2007 yılında 1.5 milyon kg çözgü boyanmıĢtır. ġekil 2‘de
dikkati çeken diğer bir husus ise yüzde boyama değerinin 2006 yılından 2007 yılına artıĢ
göstermesidir. Yüzde boyama değerinin artıĢı daha koyu renkte boyamaların yapıldığının
göstergesidir. Bu değerin artması ile daha koyu renkler boyanacağı için daha fazla su kullanımı
beklenirken, toplam su tüketiminde düĢüĢ gözlemlenmiĢtir. Böylelikle, spesifik su tüketimi
27 L/kg çözgü'den 21 L/kg çözgü'ye düĢerek, boyama prosesi su tüketiminde %22'lik bir düĢüĢ
sağlanmıĢtır.
3.3. Terbiye Prosesi
Pilot tesiste suyun yoğun olarak tüketildiği diğer bir proses ise terbiye prosesidir. Terbiye
prosesinde kimyasal iĢlem ve yıkama iĢlemlerinin gerçekleĢtirilmesi çok yüksek miktarlarda su
tüketimine yol açmaktadır. Dokunan kumaĢlara nihai özelliklerinin verildiği terbiye prosesinde
ıslak üretim yapan toplam 8 makina mevcuttur. Ġstenilen kumaĢ özelliklerine göre her makina
her terbiye iĢlemine tabi tutulmadığından, her makinanın tükettiği su miktarı da farklılık
göstermektedir. Proje süresince terbiye prosesinde genel su tüketimi eğilimi ve iĢlem gören
kumaĢ miktarları aylık bazda incelenmiĢtir. ġekil 3‘ten de görüldüğü gibi, terbiye prosesinde
alınan BAT önlemleri (debimetrelerin takılması, ters yıkama prensibinin uygulanması) spesifik
su tüketiminin azalmasında etkili olmuĢtur. 2006 yılında aylık ortalama 2,056,414 kilogram
kumaĢ iĢlem görürken, 2007 yılında 2,659,128 kilogram kumaĢ terbiyelenmiĢtir. Böylelikle,
spesifik su tüketimi 16.8 L/kg kumaĢ'tan 14.2 L/kg kumaĢ'a düĢerek, terbiye sürecinin su
tüketiminde %16'lık bir düĢüĢ sağlanmıĢtır.
O
c
Şu ak'0
ba 6
M t'06
a
N rt'0
i
M san' 6
0
H ayı 6
az s'0
i
Te ra 6
m n'
A mu 06
ğu z'
sto 06
Ey s'0
l 6
Ek ül'0
K im 6
as '0
A ım 6
ra '0
lı 6
O k'0
ca 6
Şu k'0
ba 7
M t'07
a
N rt'0
i
M san' 7
0
H ayı 7
a s
Te zira '07
m n'
A mu 07
ğu z'
sto 07
Ey s'0
l 7
Ek ül'0
K im 7
as '0
A ım 7
ra '0
lı 7
k'0
7
15
20
10
0
12
6
0
Şekil 3. Terbiye prosesinde aylık bazda spesifik su tüketimi
4e+6
4
2e+6
2
0
Kumaş (kg)
O
c
Şu ak'0
ba 6
M t'06
a
N rt'0
i
M san' 6
0
H a yı 6
a s
Te zira '06
m n'
A mu 06
ğu z'
sto 06
Ey s'0
l 6
Ek ül'0
K im 6
as '0
A ım 6
ra '0
lı 6
O k'0
ca 6
Şu k'0
ba 7
M t'07
a
N rt'0
i
M san' 7
0
H a yı 7
a s
Te zira '07
m n'
A mu 07
ğu z'
sto 07
Ey s'0
l 7
Ek ül'0
K im 7
as '0
A ım 7
ra '0
lı 7
k'0
7
Spesifik Su Tüketimi L/kg çözgü)
40
% Boyama
Spesifik Su Tüketimi (L/kg kumaş )
40
Spesifik Su Tüketimi
% Boyama
25
30
20
10
5
0
Şekil 2. Boyama prosesinde aylık bazda spesifik su tüketimi
8e+6
10
6e+6
8
Değerlendirmesi
41
4. Sonuçlar
Bu çalıĢma, büyük ölçekli bir tekstil kuruluĢunda yapılan IPPC Direktifi uygulaması
kapsamında alınan BAT önlemlerinin genel su tüketimi performansına etkilerini incelemiĢtir.
Hayata geçirilen BAT önlemleri sonucu spesifik su tüketimi:

boyama prosesinde %22,

terbiye prosesinde %16,

fabrika genelinde %30
azalmıĢtır.
Teşekkür
Bu çalıĢma, TÜBĠTAK tarafından desteklenmiĢ olan 105Y088 numaralı ―Tekstil Sektöründe
Avrupa Birliği IPPC Direktifi ile Uyum ÇalıĢmaları: BAT Uygulamaları‖ projesi kapsamında
yürütülmüĢtür.
Kaynaklar
Devlet Planlama TeĢkilatı - DPT (2008). 2008 Yılı Programı, Ankara.
European Comission (2003). Integrated Pollution Prevention and Control, Reference Document on Best
Available Techniques for the Textiles Industry.
11-13 Haziran 2008
Çimento Üretiminin Yaşam Döngüsü Analizi
Zerrin Çokaygil, Aysun Özkan, Müfide Banar
Anadolu Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, İki Eylül Kampusü, 26555, Eskişehir.
E-posta: [email protected], [email protected], [email protected]
Öz Çimento, Dünya‘da ve ülkemizde en yaygın olarak kullanılan yapı malzemesidir. Türk
çimento sektörü üretim açısından Dünya‘da yedinci, Avrupa‘da ise ikinci sırada gelmekte olup,
ülkemizde yılda yaklaĢık 60 milyon ton çimento üretilmektedir. Çimento üretiminde enerjinin
fosil yakıtlardan elde edilmesine bağlı olarak baca gazında baĢta CO 2 olmak üzere, CO, SO2,
NOX, PM10 emisyonları açığa çıkmakta döner fırının yanı sıra hammaddelerin elde edilmesi,
klinkerin öğütülmesi, son ürünün paketlenmesi ve yüklenmesi esnasında da hava kirletici
emisyonlar oluĢmaktadır. Dünya genelinde antropojenik kökenli CO2 emisyonlarının %5‘i
çimento sektöründen kaynaklanmaktadır. Bu noktada, ürünün hammadde eldesinden, oluĢacak
atıkların bertarafına kadar olan yaĢam döngüsünde, çevresel etkilerinin bilinmesi gerekmekte,
bu ise YaĢam Döngüsü Değerlendirmesi (Life Cycle Assessment, LCA) yöntemi kullanılarak
yapılabilmektedir. Bu çalıĢmada, kuru sistemle üretilen 1 ton çimentonun, hammadde eldesi ve
çimento üretimini içeren yaĢam döngüsü boyunca, olası çevresel etkileri, lisanslı bir LCA
yazılımı olan SimaPro 7 ile belirlenmiĢtir. Üretim için gerekli hammadde ve enerji ihtiyacı ile
üretim sonucu oluĢan emisyonlara iliĢkin veriler, programın veri tabanından, literatürden ve
çimento üreticilerinden sağlanmıĢtır. Envanter sonuçlarının değerlendirmesi CML 2 baseline
2000 yöntemi kullanılarak; abiyotik kaynakların tükenmesi, küresel ısınma, insanlar üzerine
olan toksik etkiler, asidifikasyon ve ötrofikasyon parametreleri açısından yapılmıĢtır.
Değerlendirmede, ağırlıklı etkinin klinker üretiminden kaynaklandığı görülmektedir. Klinkerin
üretimi aĢamasında da yakıt olarak kullanılan kömür nedeniyle abiyotik kaynakların tükenmesi
ve küresel ısınma; açığa çıkan SO2 ve NO2 nedeniyle de insanlar üzerine olan toksisite,
asidifikasyon ve ötrofikasyon etkileri oluĢmaktadır.
Anahtar Kelimeler Çimento; LCA; SimaPro7; CML 2 baseline 2000
Sembol/Notasyon
LCA
Sb
1,4 DB
PAH
: Life Cycle Assessment (YaĢam Döngüsü Değerlendirmesi)
: Antimon
: 1,4 diklorobenzen
: Çok halkalı aromatik hidrokarbonlar
1. Giriş
Çimento üretimi tüm endüstriyel üretim prosesleri içerisinde enerjiye en çok ihtiyacı olan
proseslerden birisidir. Hammaddelerin eldesi ve taĢınması için gerekli yakıt kullanımı da dahil,
her bir ton çimento için yaklaĢık 6330 MJ enerji gereklidir.
Bu denli yoğun bir enerji kullanımı olan çimento sektörü, tüm Dünyada olduğu gibi ülkemizde
de çevresel çalıĢmalara oldukça fazla önem vermektedir. O nedenle, Türkiye Çimento
Müstahsilleri Birliği (TÇMB) ile Çevre ve Orman Bakanlığı arasında, 1993 yılında ―Çimento
Sanayi Çevre Deklarasyonu‖ imzalanmıĢ ve çimento sanayicileri bu deklarasyonla, emisyon
değerlerini yasal sınır değerlerden daha düĢük düzeye indirmeyi taahhüt etmiĢlerdir. Böylece,
44
Z. Çokaygil, A. Özkan, M. Banar
TÇMB üyesi tesislerde çevresel açıdan önemli çalıĢmalar baĢlatılmıĢtır. Deklarasyondan sonra
elde edilen olumlu geliĢmeler sonucunda 2004 yılında,
―II. Çimento Sanayi Çevre
Deklarasyonu‖ imzalanmıĢ ve ilgili yasal mevzuata ilave olarak, gaz ve toz emisyonları,
gürültü, çevresel izleme kayıtları ve elektrofiltrelerin çalıĢtırılma esasları konusunda da TÇMB
üyesi tesislere sorumluluklar getirilmiĢtir. Bu deklarasyonu takiben, ―Alternatif Yakıt ĠĢbirliği
Protokolü‖ hazırlanarak 2004 yılında kabul edilmiĢtir. Bu protokolle, çimento fabrikalarında
yüksek fosil yakıt tüketimini azaltmak için, atıklardan yakıt eldesine yönelik çalıĢmalar
baĢlamıĢtır. Türk çimento sektörünün çevre açısından yaptığı bu çalıĢmalar, Avrupa Birliği
çevre direktifleriyle de paralellik göstermekte olup, Avrupa Birliği‘ne üye ülkelerdeki rekabet
ortamında yer alınması açısından önemlidir.
Bu çalıĢmada, kuru sistemle üretilen 1 ton çimentonun, hammadde eldesi ve çimento üretimini
içeren yaĢam döngüsü boyunca, olası çevresel etkileri, lisanslı bir LCA yazılımı olan SimaPro 7
ile belirlenmiĢtir. Üretim için gerekli hammadde ve enerji ihtiyacı ile üretim sonucu oluĢan
emisyonlara iliĢkin veriler, programın veri tabanından, literatürden ve çimento üreticilerinden
sağlanmıĢtır. Envanter sonuçlarının değerlendirmesi CML 2 baseline 2000 yöntemi
kullanılarak; abiyotik kaynakların tükenmesi, küresel ısınma, insanlar üzerine olan toksik
etkiler, asidifikasyon ve ötrofikasyon parametreleri açısından yapılmıĢtır. LCA yöntemi ile elde
edilen bu çalıĢma sonuçlarının çimento sektörüne, temiz üretim açısından önemli açılımlar
kazandıracağı düĢünülmektedir.
1.1. Çimento Üretimi
Çimento, gerek hacim gerek maliyet açısından dünya genelinde en fazla kullanılan yapı
malzemesidir. Çimento üretimi, hammaddelerin öğütülmesi, klinkerin üretilmesi ve üretilen
klinkere katkı maddelerinin ilavesiyle çimentonun oluĢturulması olmak üzere üç aĢamada
gerçekleĢtirilir (ġekil 1).
Kalker (%75-80) ve kil (%20-25) klinker üretiminin ana hammaddeleridir. Değirmende
öğütülen bu hammaddeler döner bir fırına beslenir. Fırın yavaĢça dönerken, yakıt ve hava
ilavesi ile 1400 - 1500° C‘ye çıkan sıcaklıkta, hammaddeler fiziksel ve kimyasal değiĢimlere
uğrarlar. Bu değiĢimlerden en önemlisi, kimyasal bir reaksiyon olan ve yüksek sıcaklıkta
ısı
kalkerin kirece dönüĢmesiyle CO2 gazının çıktığı kalsinasyon ( CaCO3 
CaO  CO2 )
iĢlemidir. Döner fırında meydana gelen reaksiyonlar sonucunda elde edilen klinker soğutularak,
üretilecek çimento türüne göre katkı maddeleri (alçı, tras, vb.) ilavesiyle değirmende öğütülür
ve çimento elde edilmiĢ olur (IPPC, 2007).
1.2. YaĢam Döngüsü Analizi
Ülkemiz için oldukça yeni bir teknik olan LCA sistemi, çevre yönetim sistemleriyle bağlantılı
olarak, bir eylemin tüm çevresel boyutlarını; hammaddenin doğadan eldesinden, tüm atıklar
tekrar doğaya dönene kadar değerlendiren bir sistemdir (ġekil 2). Bu değerlendirme, ürünün
iĢlenmesinde olduğu kadar enerji de dahil olmak üzere hammaddenin üretilmesi, kullanılması
ve atıkların nihai bertarafı sırasında havaya, suya ve toprağa olan tüm etkileri içerir. LCA‘lar
uluslararası anlamda özellikle yeni ürün geliĢtirme, stratejik planlama, proses seçimi ve
modifikasyonu gibi pek çok sahada kullanılmaktadır. Bu kapsamda LCA, ISO 14000 Çevre
Yönetim Sistemleri içerisinde, ISO14040 serisini (14040, 14041, 14042, 14043) oluĢturmakta
ve ülkemizde TSE tarafından hazırlanan TS EN ISO 14040 Hayat Boyu Değerlendirme serisi
altında ele alınmaktadır (Çokaygil, 2005).
45
Hammadde
hazırlama
Hammaddenin
öğütülmesi
Klinkerin
üretilmesi
Yakıt
Çimentonun
hazırlanması
Çimento katkı
maddeleri
ÇĠMENTO
Şekil 1. Çimento üretiminin aĢamaları
Şekil 2. LCA‘nın aĢamaları
2. Metodoloji
2.1. Hedef Ve Kapsam
Bu çalıĢmada, kuru sistemle üretilen 1 ton çimentonun, hammadde eldesi ve çimento üretimini
içeren yaĢam döngüsü boyunca olası çevresel etkilerinin belirlenmesi hedeflenmiĢtir. Bu hedef
doğrultusunda ele alınacak sistemin sınırları, elde edilen veriler ile hesaplanmıĢ olan kütle
denkliği Ģeklinde verilmiĢtir.
46
2.2. YaĢam Döngüsü Envanteri - Çimento Üretiminin Kütle Denkliği
YaĢam Döngüsü çalıĢmasının en önemli kısmını oluĢturan bu aĢamada literatürden ve çimento
üreticisi bir firmadan elde edilen veriler ıĢığında bir kütle denkliği kurulmuĢtur (ġekil 2). Kütle
denkliğinde baz olarak 1 ton çimento ve 800 kg klinker dikkate alınmıĢtır (IPPC, 2007).
CO2
SO2
PM
NO2
H2O
N2
666 kg
6 kg
115 kg
23 kg
51 kg
446 kg
1357,7 kg
hammadde
167,6 kg kömür
Yakma
(kuru proses)
Elektrostatik
toz filtresi
800 kg klinker
583,1 kg hava
PM
Çimento
değirmeni
1,15 kg
1000 kg çimento
200 kg katkı
maddesi
Şekil 3. Çimento üretiminin kütle denkliği
2.2.1. Hammadde kullanımı
Çimento üretiminde hammaddenin büyük miktarı klinker üretiminde kullanılmaktadır. Bu
çalıĢmada, klinker üretiminde sadece kalker ve kil, çimento üretiminde de klinker ve alçı
kullanıldığı düĢünülmüĢtür. Kalker ve kil kullanımına dair veriler sırasıyla Tablo 1‘de
verilmiĢtir. Tabloda verilen değerlerden hesaplanan ortalama değerler 800 kg klinker için
1000,2 kg kalker ve 357,5 kg kil olarak hesaplanmıĢtır. Çimento üretiminde klinkere katkı
maddesi olarak 200 kg alçı eklendiği düĢünülmüĢtür.
Tablo 1. 1 ton klinker üretimi için gerekli hammadde miktarı
Ref. No.
1
2
3
4
5
Ortalama
Ref. No.
1
2
3
4
Ortalama
Kalker (kg/ton klinker)
1056
1280
1430,8
1437,5
1047
1250,3
Kil (kg/ton klinker)
512
320
432,5
523
446,9
Referans
Çimento üreticisi firma (2007)
DPT (1996)
http-1
Josa ve diğ. (2004)
IPPC (2007)
Referans
DPT (1996)
IPPC (2007)
2.2.2. Yakıt kullanımı
Klinker üretimi için gerekli olan ortalama enerji miktarı literatür verileri kullanılarak
hesaplanmıĢtır (Tablo 2). Kullanılan yakıtın, 5000 kcal/kg ısıl değere sahip linyit kömürü
47
olduğu düĢünülmüĢ ve 800 kg klinker üretimi için gerekli olan linyit miktarı ise Tablo 2‘de
bulunan ortalama enerji değeri kullanılarak 167,6 kg olarak bulunmuĢtur.
Tablo 2. 1 ton klinker üretimi için fosil yakıtlardan sağlanan enerji miktarı
Enerji (MJ/ton klinker)
Ref. No.
Referans
1
4350 (3200-5500)a
CEMBUREAU (1997)
2
5780
http-2
3
3558,5 (3140-3977)a
http-3
4
5387,5b
5
4055,6 c
6
3866,5d
DPT (1996)
7
3650 (3100-4200)a
IPPC (2007)
Ortalama
4378,3
a
Referansta verilen değer aralığı
b
4,31 MJ/kg çimento olarak verilmiĢtir.
c
Linyit ve doğal gazın birlikte kullanıldığı durum ele alınmıĢtır.
d
185 kg kömür/ton klinker ve 5000 kcal/kg kömür olarak verilmiĢtir.
2.2.3. Elektrik enerjisi tüketimi
1 ton çimento üretimi için gerekli elektrik enerjisi 111,7 kWh olarak literatür verilerinin
ortalamasından bulunmuĢtur (Tablo 3).
Tablo 3. 1 ton çimento üretimi için gerekli elektrik enerjisi miktarı
Ref. No. Elektrik enerjisi (kWh/ton çimento)
1
105 (90-120)a
2
96,78
3
110
4
120 (90-150)a
Ortalama
111,7
a
Referansta verilen değer aralığı
Referans
CEMBUREAU (1997)
DPT (1996)
IPPC (2007)
2.2.4. Hava kullanımı
800 kg klinker üretimi için döner fırına yakıt ile beslenecek olan hava miktarı, linyitin kimyasal
bileĢimi (Tablo 4) kullanılarak ve %10 fazla hava verildiği düĢünülerek hesaplanmıĢtır.
Hesaplamada havanın kütlece %23 O2 ve % 77 N2‘den oluĢtuğu düĢünülmüĢ ve gerekli hava
miktarı 638,6 kg olarak bulunmuĢtur.
Tablo 4. Linyitin kimyasal bileĢimi (Onay ve diğ., 2007)
Element
C
H
N
S
O
Toplam
% (Ağırlıkça)
36,8
3,4
1,1
1,8
56,9
100
48
2.2.5. Baca gazı emisyonları
Klinker üretiminde açığa çıkan baca gazı emisyonları, hava kirletici gazlar olan CO2, NOx, SO2,
PM; yakıtın yanmasından meydana gelen H2O ve havanın kendisinden gelen O2 ve N2 olarak ele
alınmıĢtır. Hesaplanan baca gazı emisyon değerleri Tablo 5‘de verilmiĢtir. Tabloda verilen CO 2
emisyonlarının %34‘ü yanma kaynaklı, % 66‘sı ise kalsinasyon kaynaklı olarak bulunmuĢtur.
NOx emisyonlarının tamamı NO2 olarak ele alınmıĢ, bunun % 25,8‘i yakıt kaynaklı, geri kalanı
ise termal kaynaklı olarak bulunmuĢtur. PM madde emisyonları ise kütle denkliğinde giren ve
çıkan miktarlar arasındaki farktan hesaplanmıĢtır. ÇalıĢmada, partikül madde emisyonlarının %
99 verimle çalıĢan elektrostatik toz filtresi ile tutulduğu düĢünülmüĢtür.
Tablo 5. 1 ton klinker üretiminden kaynaklanan bacı gazı emisyonları
Baca gazı bileşeni
Miktarı (kg/800 kg klinker)
CO2
665,93
SO2
6,03
NO2
23,58
H2O
51,28
PM
1,15a
N2
446,31
a
% 99 verimle çalıĢan elekrostatik filtreden sonra atmosfere verilen miktar
2.2.6. Atıksu ve Katı Atık
Bu çalıĢmada kuru sistemle çimento üretimi esas alındığından, üretim kaynaklı atıksu
oluĢmadığı düĢünülmüĢtür. Evsel atıksu üretimi ise çalıĢmaya dahil edilmemiĢtir. Çimento
prosesinde üretim sonucu katı atık oluĢmadığı düĢünülmüĢ, evsel katı atık oluĢumu ise
çalıĢmaya dahil edilmemiĢtir.
2.3. YaĢam Döngüsü Etki Değerlendirmesi
Envanter sonuçlarının değerlendirmesi SimaPro 7 yazılımının bünyesinde bulunan CML 2
baseline 2000 yöntemi kullanılarak; etki indikatörleri olan abiyotik kaynakların tükenmesi,
küresel ısınma, insanlar üzerine olan toksik etkiler, fotokimyasal oksidasyon, asidifikasyon ve
ötrofikasyon parametreleri açısından yapılmıĢtır. Değerlendirme sonuçları grafiklerle yüzde
değer olarak verilmiĢtir. Çimento üretimi, klinkerin üretilmesi ve tüketilen elektrik enerjisinin
üretimi olmak üzere iki alt proseste ele alınmıĢ, bu iki üretim aĢamasından kaynaklanan çevresel
etkiler değerlendirilmiĢtir.
2.3.1. Abiyotik kaynakların tükenmesi
―Abiyotik kaynakların tükenmesi‖ etki indikatörü, hammadde tüketimini ele almakta olup,
birimi ―kg Sb eĢdeğeri‖ olarak verilmektedir. Çimento üretiminde toplam hammadde tüketimine
bakıldığında; klinker üretiminin %84, üretimde kullanılan elektrik enerjisini üretmek için
hammadde tüketiminin ise %16‘lık paya sahip olduğu görülmüĢtür. Her iki üretimde de kömür
en yüksek tüketim değerine sahiptir (ġekil 4a).
2.3.2. Küresel ısınma
CML 2 baseline 2000 yönteminde ―küresel ısınma etkisi‖ ―kg CO2 eĢdeğeri‖ olarak
verilmektedir. Klinkerin ve elektrik enerjisi üretiminin küresel ısınma potansiyeline katkıları
ġekil 4b‘de yüzde değer olarak verilmiĢtir. Bu Ģekil incelendiğinde; küresel ısınma
potansiyeline katkının ağırlıklı olarak CO2 emisyonlarından kaynaklandığı görülmektedir.
49
Klinker ve elektrik enerjisi üretimlerinin küresel ısınma potansiyeline katkısı ise sırasıyla %89
ve %11 oranında olmaktadır.
2.3.3. Ġnsanlar üzerine olan toksik etki
―Ġnsanlar üzerine olan toksik etki‖ ―kg 1,4 DB eĢdeğeri‖ olarak verilmektedir. Çimento
üretiminin neden olduğu toksik etki %83 klinker üretiminden, % 17 elektrik üretiminden
kaynaklanmaktadır (ġekil 4c). Bu etkiye, klinkerin üretilmesinde açığa çıkan NO2 emisyonları
ve klinker fırınında yakıt olarak kullanılan kömürün elde edilmesinde açığa çıkan Baryum
neden olmaktadır. Elektrik üretiminde ise havaya verilen metal ve PAH emisyonları bu etkiyi
oluĢturmaktadır.
100
80
%
60
40
20
0
K
Kömür
E
Doğal gaz
Petrol
(a) Abiyotik kaynakların tükenmesi
100
80
%
60
40
20
0
K
E
CO2
Diğer
%
(b) Küresel ısınma
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
K
PAH
Nikel
HF
Diğer
E
Baryum
Metaller
NO2
(c) Ġnsanlar üzerine olan toksik etki
Şekil 4. YaĢam döngüsü etki değerlendirmesi sonuçları (K: Klinker üretimi; E:
Tüketilen elektriğin üretimi)
50
2.3.4. Asidifikasyon
―Asidifikasyon etkisi‖ ―kg SO2 eĢdeğeri‖ ile gösterilmektedir. Çimento üretiminde bu etki,
ağırlıklı olarak (%98) klinkerin üretilmesinden kaynaklanmaktadır. Klinkerin üretimi sırasında
açığa çıkan NO2 ve SO2 emisyonları sırasıyla % 61 ve % 37 oranlarında bu etkiye neden
olmaktadır.
2.3.5. Ötrofikasyon
―Ötrofikasyon etkisi‖ ―kg PO4 eĢdeğeri‖ ile gösterilmektedir. Çimento üretiminde bu etki,
ağırlıklı olarak (%99) üretimi sırasında açığa çıkan NO2 emisyonlarının neden olduğu
klinkerden kaynaklanmaktadır.
3. Sonuç
Bu çalıĢmada, 1 ton çimento üretiminin yaĢam döngüsü değerlendirmesi, klinker üretimi ve
tüketilen elektrik enerjisi olmak üzere iki aĢamada incelenmiĢtir. Değerlendirmede ağırlıklı
etkinin klinker üretiminden kaynaklandığı görülmüĢtür. Klinkerin üretimi aĢamasında, yakıt
olarak kullanılan kömür nedeniyle abiyotik kaynakların tükenmesi ve küresel ısınma; açığa
çıkan SO2 ve NO2 nedeniyle de insanlar üzerine olan toksisite, asidifikasyon ve ötrofikasyon
etkilerinin olduğu belirlenmiĢtir. ÇalıĢmanın sonuçlarına bakıldığında; küresel ısınma
potansiyeline neden olan CO2 emisyonlarının kaynağı olan yakıt miktarının azaltılması ya da
karbon içeriği daha az, fakat enerji değeri yüksek alternatif yakıtların kullanılması; baca gazında
açığa çıkan SO2, NOX emisyonları için de uygun baca gazı arıtım yöntemlerinin kullanılması
gerektiği sonucuna varılmıĢtır.
Kaynaklar
CEMBUREAU (1997). Alternative Fuels in Cement Manufacture Technical and Environmental Review, Brussels.
Çimento üreticisi bir firma ile sözlü görüĢme (2007).
Çokaygil, Z. (2005), Atık Yönetimi Planlamasında YaĢam Döngüsü Analizi, Yüksek Lisans Tezi, Anadolu
Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, EskiĢehir.
T.C. BaĢbakanlık Devlet Planlama TeĢkilatı MüsteĢarlığı (DPT) (1996). VII. BeĢ Yıllık Kalkınma Planı Madencilik
ÖĠK Endüstriyel Hammaddeler Alt Komisyonu Çimento Hammaddeleri ve Yapı Malzemeleri ÇG Raporu,
Çimento Hammaddeleri ve Yapı Malzemeleri Yayın No: DPT : 2434 – ÖĠK: 491, Cilt – 1.
http-1:
Substudy
6:What
LCA
Can
www.wbcsdcement.org/pdf/sub_lca.pdf
Tell
Us
about
the
Cement
Industry
(2002).
http-2: Cement and Concrete: Environmental Considerations, Environmental Building News, 2 (1) March-April
(1993). http://www.buildinggreen.com/articles/IssueTOC.cfm?Volume=2&Issue=2 .
http-3: T.C. Çevre ve
Orman Bakanlığı ÇED Rehberi
–
Çimento
www.cevreorman.gov.tr/cedbim/Documents/6%20-%20Sectoral%20guideline%2020cement%20factories%20(TR).pdf.
Fabrikaları
(2006).
Josa, A., Aguado, A., Heino, A., Byars, E. and Cardim, A. (2004). Comparative analysis of available life cycle
inventories of cement in the EU, Cement and Concrete Research, 34, 1313–1320.
European Commission Integrated Pollution and Prevention Control (IPPC) (2007). Reference Document on Best
Available Techniques in the Cement and Lime Manufacturing Industries.
Onay, O., Arıöz, E. and Kockar, M. (2007). Copyrolysis of Seyito1mer-Lignite and Safflower Seed: Influence of the
Blending Ratio and Pyrolysis Temperature on Product Yields and Oil Characterization, Energy & Fuels, 21,
3049-3056.
11-13 Haziran 2008
Toprakta Kullanım Kapsamında Evsel Nitelikli Arıtma
Çamurlarının Yönetimi
Erdoğan Işık
Çevre ve Orman Bakanlığı, Çevre Yönetimi Genel Müdürlüğü, Beştepe, 06560, Ankara.
E-posta:[email protected]
Öz Evsel nitelikli arıtma çamurları (ENAÇ), evsel nitelikli (evsel, evsel içerikli kentsel ve
endüstriyel) atık suların arıtımı sonucunda oluĢur. Bazı yayınlarda ENAÇ için ―Biyokatı‖ da
denmektedir. Türkiye‘de günden güne sayıları artan atıksu arıtma tesislerinden çıkan ENAÇ
miktarının azaltılması (bertaraf) önemli bir sorun teĢkil etmektedir. Bertaraf yöntemlerinden
birisi de toprağa uygulamadır. Türkiye‘de ENAÇ‘ın toprağa uygulanması, Toprak Kirliliğinin
Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) hükümlerine göre yapılmaktadır. ENAÇ‘ın toprakta
kullanılabilmesi için stabilize edilmesi, toprak ve ENAÇ için TKKY‘de istenen analizlerin
yaptırılması, Ġl Çevre ve Orman Müdürlüğünden ENAÇ üreticisinin izin alması ve ayrıca diğer
uygulamaların TKKY‘ye göre yapılması gerekmektedir. TKKY, arıtma çamurlarının tarımda
kullanılması halinde çevrenin ve özellikle toprağın korunması hakkındaki Avrupa Birliği (AB)
Direktifi (86/278/EEC) ile uyumludur. TKKY‘nin AB Direktifi ile uyumlu olması onun yeterli
olduğu anlamı taĢımadığı gibi AB Direktifi üzerinde de taslak çalıĢmalar yapılmaktadır. En son
üçüncü taslak 27 Nisan 2000 tarihinde gerçekleĢtirilmiĢtir. TKKY‘nin de geliĢtirilmesine ihtiyaç
vardır. TKKY içinden ENAÇ‘ın toprakta kullanılması ile ilgili tüm hükümlerin çıkarılarak ayrı
bir Yönetmelik olarak düzenlenmesi faydalı olacaktır. Hazırlanacak yeni Yönetmelikte toprak
ve ENAÇ için Kadmiyum, Bakır, Civa, Nikel, KurĢun, Çinko ve Krom elementleri sınır
değerlerinin, AB taslak çalıĢmalarında olduğu gibi aĢağı çekilmesi isabetli olacaktır. Ayrıca,
ENAÇ‘ın toprağa uygulanmasında ENAÇ ve toprağın organik madde içeriği, toprağın bünyesi,
ENAÇ‘ın rutubeti ve Karbon/Azot (C/N) oranı ile ilgili yeni hükümlerinin getirilmesinde yarar
vardır. Türkiye‘de ENAÇ‘ın toprakta kullanımı günümüzde yaygın olmayıp, çiftçilerin
bilinçlenmesi, ulaĢım ve toprağa uygulama maliyetlerinin karĢılanması veya azaltılması ile
kullanım olanağı artacaktır. Çiftçilerin bilinçlendirilmesi hususunda Tarım ve KöyiĢleri
Bakanlığı‘nın aktif olarak devreye girmesi faydalı olacaktır.
Anahtar Kelimeler evsel nitelikli arıtma çamuru; arıtma çamuru; çamur yönetimi; toprak
1. Giriş
Türkiye nüfusu, 28 Ekim 1927 tarihinde yapılan ilk sayımda 13648270 iken ―Adrese Dayalı
Nüfus Kayıt Sistemi‖ne göre 31 Aralık 2007 tarihi itibariyle 70586256 kiĢi tespit edilmiĢtir.
Nüfus projeksiyonlarına göre Türkiye nüfusunun 2025 yılında 87756000 ve 2050 yılında
96498000 kiĢi olacağı tahmin edilmektedir (TÜĠK, 2007; TÜĠK, 2008).
Nüfus artıĢı, atıkların artıĢını gündeme getirmektedir. Doğal olarak bu atıkların da azaltılması
(bertaraf) gerekmektedir.
Günümüzde gittikçe önem kazanan çevrenin sürdürülebilir korunması anlayıĢında, atıkların
büyük oranda çevre ile uyumlu hale getirilerek bilinçli bir Ģekilde azaltılması iĢlemleri büyük
52
E Işık
önem arzetmektedir. Atıkların kaynağında azaltılması esastır. Bu atıklardan evsel nitelikli
arıtma çamurları (ENAÇ) miktarının azaltılmasında kullanılan yöntemlerden birisi de toprağa
uygulamadır. Yakmanın maliyetli ve düzenli depolama alanlarının çabuk dolması durumlarında,
ENAÇ‘ın toprakta kullanımına yönelik baskı oluĢmaktadır. Doğrusu, toprağın ihtiyacı olduğu
durumlarda ENAÇ‘ın kullanılmasıdır.
2. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurları
ENAÇ, evsel nitelikli (evsel, evsel içerikli kentsel ve endüstriyel) atık suların arıtımı sonucunda
oluĢur.
Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği (TKKY), Kapsam, Madde 2‘de atıksu kapsamına
evsel ve kentsel atıksuları almıĢtır. Aynı Yönetmeliğin, Tanımlar, Madde 4‘de kentsel atıksu;
―Evsel atıksu ya da evsel atıksuyun endüstriyel atıksu ve/veya yağmur suyu ile karıĢımı‖ ve
ham çamur; ―Evsel ya da kentsel atıksuları iĢleyen arıtma tesislerinden ve evsel ve kentsel
atıksulara benzeyen bileĢimdeki atık suları iĢleyen arıtma tesislerinden gelen arıtma
çamurlarını‖ ifade eder Ģeklinde tarif edilmiĢtir (TKKY, 2005).
Kentsel Atıksu Arıtımı Yönetmeliği (KAAY), Tanımlar, Madde 4‘de kentsel atıksu; ―Evsel
atıksu ya da evsel atıksuyun endüstriyel atıksu ve/veya yağmur suyu ile karıĢımı‖, evsel atıksu;
―Yaygın olarak yerleĢim bölgelerinden ve çoğunlukla evsel faaliyetler ile insanların günlük
yaĢam faaliyetlerinin yer aldığı okul, hastane, otel gibi hizmet sektörlerinden kaynaklanan
atıksuları‖ ve endüstriyel atıksu; ―Herhangi bir ticari ya da endüstriyel faaliyetin yürütüldüğü
alanlardan, evsel atıksu ve yağmur suyu dıĢında deĢarj edilen atıksuları‖ ifade eder Ģeklinde tarif
edilmiĢtir. Aynı Yönetmeliğin EK III‘ünde endüstriyel sektörler olarak; süt ve süt ürünleri,
meyve, sebze ürünleri ile diğer gıda bitkilerinin iĢlenmesi, alkolsüz içeceklerin imalatı ve
ĢiĢelenmesi, patates iĢleme, et endüstrisi, bira fabrikaları, alkol ve alkollü içeceklerin üretimi,
bitkisel ürünlerden hayvan yemi imalatı, hayvan postu, derisi ve kemiklerinden jelatin ve tutkal
imalatı, malt imalathaneleri, balık iĢleme endüstrisi ve benzer diğer sektörler olarak
belirtilmiĢtir (KAAY, 2006).
ENAÇ‘ın toprakta kullanılabilmesi için stabilize edilmesi gerekmektedir. Stabilizasyon;
ENAÇ‘ı, fermente edilebilirliğini ve kullanımından kaynaklanan sağlık tehlikelerini önemli
ölçüde azaltılmak üzere, biyolojik, kimyasal ya da ısıl iĢlemden, uzun süreli depolama ya da
diğer uygun iĢlemlerden geçirmektir (TKKY, 2005).
ENAÇ toprakta kullanılmadığında atık muamelesi görür. Atık; ―Herhangi bir faaliyet sonucunda
oluĢan, çevreye atılan veya bırakılan her türlü madde‖ olarak tarif edilmektedir. Katı Atık ise;
―Üreticisi tarafından atılmak istenen ve toplumun huzuru ile özellikle çevrenin korunması
bakımından, düzenli bir Ģekilde bertaraf edilmesi gereken katı atık maddeler‖ Ģeklinde
açıklanmaktadır. TKKY, Stabilize Arıtma Çamurunun Kullanma Sınırlamaları ve Yasaklar,
Madde 13/b, ikinci paragrafta; ―Atıksu arıtma tesislerinden çıkan evsel ve kentsel arıtma
çamurları toprakta kullanılmayacaksa, 14 Mart 1991 tarihli ve 20814 sayılı Resmi Gazete‘de
yayımlanan Katı Atıkların Kontrolü Yönetmeliği (KAKY) hükümleri doğrultusunda katı atık
depolama sahalarında bertaraf edilmesi gerekmektedir‖ denmektedir (ÇK, 1983; KAKY, 1991;
TKKY, 2005).
Toprakta Kullanım Kapsamında Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının Yönetimi
53
3. Toprakta Kullanım Kapsamında Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının
Yönetimi
3.1. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının Toprakta Kullanılması Ġle Ġlgili Türkiye
Mevzuatı
Türkiye‘de ENAÇ‘ın toprağa uygulanması, 31 Mayıs 2005 tarih ve 25831 sayılı Resmi
Gazete‘de yayımlanan Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) mevzuat hükümlerine
göre yapılmaktadır.
3.2. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının Toprakta Kullanılması Ġle Ġlgili Avrupa Birliği
(AB) Mevzuatı
Evsel nitelikli arıtma çamurlarının toprağa uygulanması ile ilgili AB mevzuatı; ―Arıtma
çamurlarının tarımda kullanılması halinde çevrenin ve özellikle toprağın korunması hakkındaki
12 Haziran 1986 tarihli 86/278/EEC AB Direktifi‖dir (CD, 1986).
3.3. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının Toprakta Kullanılması
ENAÇ, içerebildiği makro (N, P, K, Ca, Mg, S) ve mikro (B, Cl, Mo, Fe, Cu, Zn, Mn, Na, Ni,
Si, V, Co) bitki besin elementlerinden dolayı organik gübre ve yine içerdiği organik maddeden
dolayı toprak iyileĢtirici olarak görülebilmektedir. ENAÇ‘da bitki besin elementlerinin düzenli
olarak bitkinin ihtiyaç duyduğu dağılımı ve oranı gösterememesi, ekonomik olarak bunun
ayarlanmasının zor olması gibi sebeplerle ENAÇ‘ın organik gübre olarak değerlendirilmesi
uygun olmayabilir. ENAÇ, içerdiği organik maddeden dolayı organik maddesi az olan topraklar
için ―toprak iyileĢtirici‖ olarak değerlendirilmesi daha doğru olur.
3.3.1. Evsel nitelikli arıtma çamurlarında organik madde
ENAÇ‘ın organik madde içeriği farklı farklıdır. Arıtma tesisine giren atıksuyun farklılığı, buna
en büyük etkendir. Tablo 1‘de bazı ENAÇ‘ın organik madde içerikleri görülmektedir.
Tablo 1. Bazı evsel nitelikli arıtma çamurlarında organik madde.
Evsel Nitelikli Arıtma Çamuru
Gıda Sanayi (AĢık Ve Katkat, 2004)
Gıda Sanayi (Ünal Ve Katkat, 2003)
Akdeniz Üni. Kampüsü (Önal Ve Diğ., 2003)
Bafra Ġlçesi (Yakupoğlu Ve Özdemir, 2007)
Kemer Ġlçesi (Önal Ve Diğ., 2003)
Organik Madde
(%)
55-80
29-31
44
41
58
3.3.2. Toprakta organik madde
Bitkilerin geliĢtikleri, dolaylı olarak hayvanların beslendikleri, ihtiyaçlarını karĢıladıkları doğal
ortam topraktır. Toprakların verimli olabilmesi kimyasal, fiziksel ve biyolojik özelliklere
bağlıdır. Toprağın bu özelliklerine en etkili olan unsurlardan birisi de toprak organik
maddesidir.
Toprakta organik madde; su tutma, havalanma, geçirgenlik ve katyon değiĢim kapasitesini
artırır. Aynı zamanda ağır metal katyonlarını, bitki ve hayvan ilaçlarını adsorbe ederek
zararlılıklarını azaltır. Toprak organik maddesi ayrıca bitkilere yarayıĢlı mikrobesin
elementlerinin bitkiler tarafından rahat alınmalarını sağlar (Usta, 1995).
Tablo 2‘de toprak organik maddesinin değerlendirilmesi açıklanmaktadır.
54
E Işık
Tablo 2. Toprak organik maddesinin değerlendirilmesi (Eyüpoğlu, 1999).
Değerlendirme
Toprakta Organik Madde
(%)
<1
1-2
2-3
3-4
>4
Çok Az
Az
Orta
Ġyi
Yüksek
Tablo 3‘de Türkiye topraklarının organik madde dağılımı incelendiğinde, organik maddesi az
olan toprakların en fazla alanı kapladığı görülmektedir.
Tablo 3. Türkiye topraklarının organik madde dağılımı (Eyüpoğlu, 1999).
Dağılım
(%)
Organik Madde
(%)
<1
1-2
(Çok Az)
(Az)
2-3
(Orta)
3-4
(İyi)
4<
(Yüksek)
21,47
22,62
7,57
4,56
43,78
3.4. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurları Mevzuatının GeliĢtirilmesi
TKKY, ―Arıtma çamurlarının tarımda kullanılması halinde çevrenin ve özellikle toprağın
korunması hakkındaki 12 Haziran 1986 tarihli 86/278/EEC AB Direktifi‖ ile uyumludur.
TKKY‘nin AB Direktifi ile uyumlu olması onun yeterli olduğu anlamı taĢımadığı gibi AB
Direktifi üzerinde de taslak çalıĢmalar yapılmaktadır. En son üçüncü taslak 27 Nisan 2000
tarihinde gerçekleĢtirilmiĢtir. Ayrıca yerli mevzuat, tüm veya bazı hükümlerde ülke gerçekleri
veya tercihler dikkate alınarak daha kısıtlayıcı hükümler getirebilir. Bu durumun AB ile
mevzuat uyumu açısından sakıncası yoktur (CD, 1986; WDOS, 2000; TKKY, 2005).
TKKY, toprak kirlenmesinin önlenmesi, kirliliğin giderilmesi, ENAÇ‘ın ve kompostun toprakta
kullanımında gerekli tedbirlerin alınması esaslarını birlikte içermektedir. TKKY içinden
ENAÇ‘ın toprakta kullanımında gerekli tedbirlerin alınması esaslarını içeren hükümlerin
çıkartılarak ayrı bir Yönetmelik Ģeklinde düzenlenmesi daha faydalı olacaktır.
TKKY‘ye göre ―Stabilize Arıtma Çamuru Kullanım Ġzin Belgesi‖ verilirken, toprak ve
ENAÇ‘ın ―Organik Madde‖ analizi istenmekte olup, toprağın organik madde içeriğinin en fazla
hangi seviyeye kadar ENAÇ yüklenmesine izin verileceği belirtilmemiĢtir. Topraklarda ―%5
Organik Madde‖ sınır değerine kadar ENAÇ uygulanabileceği söylenebilir. Organik madde
içeriği %5‘den fazla olan topraklarda ENAÇ‘ın kullanılmaması hükmü getirilebilir. Ayrıca
hazırlanacak yeni Yönetmelikte, toprağa uygulanacak ENAÇ‘ın içermesi gereken minimum
―%Organik Madde‖ sınır değerinin belirtilmesi de faydalı olacaktır.
AB Üçüncü Taslağında topraktaki elementlerin sınır değerleri için Tablo 4‘de görüldüğü gibi,
pH aralıkları 5-6 arası, 6-7 arası ve 7‘den büyük için ayrı ayrı değerler getirilmiĢtir. Mevcut
TKKY‘de ise 5-6 arası ve 6‘dan büyük pH aralıkları için değerler vardır. AB Üçüncü
Taslağında getirilmesi düĢünülen sınır değerlere bakıldığında, KurĢun‘da pH, 5-6 aralığı hariç
TKKY‘deki mevcut sınır değerlerden daha az olduğu görülmektedir (CD, 1986; WDOS, 2000;
TKKY, 2005).
55
Tablo 4. TKKY, 86/278/EEC AB Direktifi ve III. Taslak AB Direktifine göre toprağa
ENAÇ uygulanabilmesi için topraktaki elementlerin sınır değerleri.
Elementler
Kadmiyum
Bakır
Civa
Nikel
KurĢun
Çinko
Krom
TKKY
86/278/EEC
5<pH<6
pH>6
6<pH<7
(mg kg-1, fırın kuru toprak)
1
3
1-3
50
140
50-140
1
1,5
1-1,5
30
75
30-75
50
300
50-300
150
300
150-300
100
100
-
III. Taslak
5≤pH<6 6≤pH<7 pH≥7
0,5
20
0,1
15
70
60
30
1
50
0,5
50
70
150
60
1,5
100
1
70
100
200
100
AB III. Taslak Direktifinde, toprakta kullanılacak ENAÇ element sınır değerlerinin de kısa, orta
ve uzun vadede düĢürüleceği belirtilmektedir (Tablo 5). TKKY‘deki ENAÇ sınır değerlerine
göre karĢılaĢtırıldığında, getirilmesi düĢünülen sınır değerlerin hissedilir derecede azaltıldığı
görülmektedir (CD, 1986; WDOS, 2000; TKKY, 2005).
Tablo 5. TKKY ve 86/278/EEC AB Direktifine göre toprakta kullanılacak ENAÇ‘da
elementlerin sınır değerleri ve III. Taslak AB Direktifinde ENAÇ için elementlerin
önerilen gelecekteki AB sınır değerleri.
Elementler
Kadmiyum
Bakır
Civa
Nikel
KurĢun
Çinko
Krom
TKKY
86/278/EEC
(mg kg-1, fırın kuru madde)
40
20-40
1750
1000-1750
25
16-25
400
300-400
1200
750-1200
4000
2500-4000
1200
-
III. Taslak
Orta
Kısa
Vade
Vade
(2015)
Uzun
Vade
(2025)
10
1000
10
300
750
2500
1000
2
600
2
100
200
1500
600
5
800
5
200
500
2000
800
Hazırlanması önerilen yeni Yönetmelikte ―toprak‖ ve toprağa uygulanacak ―ENAÇ‖ için
Kadmiyum, Bakır, Civa, Nikel, KurĢun, Çinko ve Krom elementleri sınır değerlerinin, AB
taslak çalıĢmalarında da gündeme geldiği gibi aĢağıya çekilmesinde yarar vardır.
Tablo 6‘da TKKY, 86/278/EEC AB Direktifi ve III. Taslak AB Direktifine göre toprakta on
yıllık ortalama esas alınarak bir yılda verilmesine müsaade edilecek element yükü sınır değerleri
verilmektedir. Element sınır değerlerinin yine hissedilir derecede azaltıldığı görülmektedir (CD,
1986; WDOS, 2000; TKKY, 2005).
56
E Işık
Tablo 6. TKKY, 86/278/EEC AB Direktifi ve III. Taslak AB Direktifine göre toprakta
on yıllık ortalama esas alınarak bir yılda verilmesine müsaade edilecek element yükü
sınır değerleri.
Elementler
Kadmiyum
Bakır
Civa
Nikel
KurĢun
Çinko
Krom
TKKY
86/278/EEC
(g/ha/yıl, fırın kuru madde)
150
150
12000
12000
100
100
3000
3000
15000
15000
30000
30000
15000
-
III. Taslak
Orta
Kısa
Vade
Vade
(2015)
Uzun
Vade
(2025)
30
3000
30
900
2250
7500
3000
6
1800
6
300
600
4500
1800
15
2400
15
600
1500
6000
2400
Çıkarılması tavsiye edilen yeni Yönetmelikte toprağa bir yılda verilebilecek Kadmiyum, Bakır,
Civa, Nikel, KurĢun, Çinko ve Krom elementleri sınır değerlerinin yine AB taslak
çalıĢmalarında da gündeme geldiği gibi aĢağıya çekilmesinde fayda vardır.
III. Taslak AB Direktifinde, toprakta kullanılacak ENAÇ için bazı organik bileĢikler ve dioksin
için TKKY ve 86/278/EEC AB Direktifinde olmayan sınır değerler getirilmiĢtir. Bu organik
bileĢikler ve dioksin hükümlerinin yeni hazırlanacak mevzuatta bulunması tavsiye edilir.
TKKY‘de ENAÇ uygulanacak topraklar için KurĢun, Kadmiyum, Krom, Bakır, Nikel, Civa,
Çinko, Azot, Fosfor, pH ve Organik Madde analizleri istenmektedir. Yeni Yönetmelikte ayrıca
―Toprak Bünyesi‖ analizinin de aranması isabetli olur. ENAÇ‘ın bitkisel üretim yapılan tarım
topraklarından sadece ―killi‖ ve ―ağır killi‖ bünyeye sahip topraklarda toprak iyileĢtiricisi olarak
kullanılmasında fayda vardır. Kentlerdeki peyzaj çalıĢmaları genellikle yol araları ve
kenarlarında yapıldığı için, bu tip alanlarda ―toprak bünyesi‖nin kısıtlayıcı etken olarak dikkate
alınmasına gerek yoktur. Ayrıca ağaçlandırma alanlarında da üst toprak bünyesinin dikkate
alınmasına ihtiyaç yoktur.
TKKY‘ye göre ENAÇ uygulanacak toprak için pH analizi istenmekte olup, pH değeri 5‘den
küçükse ENAÇ uygulanamamaktadır. Toprak için bu pH sınır değerinin yeni mevzuatta 5‘den
6‘ya çekilmesinin özellikle ağır metal toksiklik potansiyelinin azaltılması açısından daha doğru
olacağı düĢünülmektedir.
TKKY‘ye göre ―Stabilize Arıtma Çamuru Analiz Belgesi‖nde Karbon/Azot oranı (C/N)
istenmekte olup C/N oranı için sınır değerler belirtilmemiĢtir. Akalan (1988), pulluk
derinliğindeki toprak diliminde bulunan organik maddenin C/N oranının 8/1-15/1 arasında
değiĢtiğini belirtmektedir. Hazırlanması önerilen yeni Yönetmelikte toprağa ilave edilecek
ENAÇ‘ın C/N oranının da yaklaĢık olarak bu aralıkta olması tavsiye edilebilir.
TKKY, Stabilize Arıtma Çamurunun Kullanma Sınırlamaları ve Yasakları, Madde 13/k‘da
eĢdeğer nüfus kapasitesi bir milyon kiĢinin üzerinde olan tesislerde oluĢan arıtma çamurlarının
en az %90 kuru madde değerine kadar kurutulması zorunlu olduğu belirtilmekte olup, aynı
Yönetmeliğin 5. Bölüm, ÇeĢitli ve Son Hükümler, Geçici Madde 3‘de dört yıllık geçiĢ süresi
verilmiĢtir. Bu sürenin sonu 31 Mayıs 2008‘dir. Akalan (1988), genel olarak bir toprağın
%45‘inin inorganik madde, %25‘inin su, %25‘inin hava ve %5‘inin organik maddeden ibaret
olduğunu belirtmektedir. TaĢıma maliyeti göz ardı edilir ise, toprağa verilecek ENAÇ‘ın %75
57
kuru madde değerinden daha fazla kurutulmasına gerek olmadığı yeni Yönetmelikte
belirtilebilir.
TKKY‘de ENAÇ uygulanacak topraktaki ağır metal sınır değerleri (KurĢun, Kadmiyum, Krom,
Bakır, Nikel, Çinko ve Civa) verilirken, ―pH değeri 7‘den büyük ise çevre ve insan sağlığına
özellikle yeraltı suyuna zararlı olmadığı durumlarda Bakanlık sınır değerleri %50‘ye kadar
artırabilir.‖ ve ayrıca ―yem bitkileri yetiĢtirilen alanlarda çevre ve insan sağlığına zararlı
olmadığı durumlarda, bu sınır değerlerin aĢılmasına izin verilebilir.‖ Ģeklinde açıklamalar yer
almaktadır. GeliĢtirilecek mevzuatta benzer ifadelerin olmaması önerilir.
TKKY‘de stabilize arıtma çamuru tanımı içinde ―fermente edilebilirliğini ve kullanımından
kaynaklanan sağlık tehlikelerini önemli ölçüde azaltılmak üzere‖ ifadesi geçmektedir. Yeni
mevzuatta hastalık yapıcı mikropların tamamen giderilmesine yönelik ifadelerin daha doğru
olacağı söylenebilir. Dolayısıyle buna yönelik stabilizasyon yöntemleri ve uygulamaları
gerçekleĢecektir.
TKKY‘de ENAÇ‘ın taĢkın alanlarında ve taĢkın tehlikesi olan alanlarda, don ve karla kaplı
alanlarda toprağa uygulanmasının yasak olduğu, yüzey akıĢ tehlikesi olan alanlarda toprak
muhafaza tedbirleri alınmadan ENAÇ‘ın uygulanmasının yasak olduğu, ve ayrıca ENAÇ‘ın
meyve ağaçları hariç olmak üzere toprağa temas eden ve çiğ olarak yenilen meyve ve sebze
ürünlerinin yetiĢtirilmesi amacıyla kullanılan topraklarda kullanılmasının yasak olduğu
belirtilmektedir. Eğer gerekiyor ise yeni Yönetmelikte baĢka ilave tedbirler de getirilebilir.
KAAY‘de belirtilmeyen endüstrilerin atıksularının arıtılmıĢ olsa dahi ENAÇ elde edilen atıksu
arıtım tesisi Ģebekesine verilmesi durumlarında elde edilen ENAÇ‘ın toprakta kullandırılmaması
ayrıca tavsiye edilir.
Tarım ve KöyiĢleri Bakanlığı‘nca çıkarılan, 22 Nisan 2003 tarih ve 25087 sayılı Resmi
Gazete‘de yayımlanan ―Tarımda kullanılan organik, organomineral, özel, mikrobiyal ve enzim
içerikli organik gübreler ile toprak düzenleyicilerin üretimi, ithalatı, ihracatı, piyasaya arzı ve
denetimine dair yönetmelik‖ toprak düzenleyicilerini de içermektedir. Aynı Yönetmeliğin
Tanımlar, Madde 4/p‘de toprak düzenleyiciler; ―Asıl amacı toprağın fiziksel ve kimyasal
yapısını iyileĢtirmek olan organik, mineral veya organomineral formdaki materyalleri‖ ifade
eder Ģeklinde Ģeklinde tarif edilmiĢtir. ENAÇ bu tanımlamaya uymasına rağmen bu Yönetmelik
içeriğine alınmamıĢ olup alınması önerilir.
4. Sonuç
Evsel nitelikli arıtma çamurları (ENAÇ), evsel nitelikli (evsel, evsel içerikli kentsel ve
endüstriyel) atık suların arıtımı sonucunda oluĢur. ENAÇ‘ın bertaraf yöntemlerinden birisi de
toprağa uygulamadır.
ENAÇ‘ın toprakta kullanımını düzenleyen Toprak Kirliliğinin Kontrol Yönetmeliği (TKKY),
arıtma çamurlarının tarımda kullanılması halinde çevrenin ve özellikle toprağın korunması
hakkındaki AB Direktifi (86/278/EEC) ile uyumludur.
TKKY‘deki ENAÇ ile ilgili hükümlerin ayrı bir Yönetmelik halinde düzenlenmesi yararlı
olacaktır.
ENAÇ‘ın toprakta kullanımı, her zaman geliĢtirilen mevzuat dahilinde kontrollü ve bilinçli
yapılması, sürdürülebilir çevre açısından önemlidir.
58
E Işık
Türkiye‘de ENAÇ‘ın toprakta kullanımı günümüzde yaygın olmayıp, çiftçilerin bilinçlenmesi,
ulaĢım ve toprağa uygulama maliyetlerinin karĢılanması veya azaltılması ile kullanım olanağı
artacaktır. Çiftçilerin bilinçlendirilmesi hususunda, Tarım ve KöyiĢleri Bakanlığı‘nın aktif
olarak devreye girmesi faydalı olacaktır. Ayrıca ENAÇ‘ın Tarım ve KöyiĢleri Bakanlığı‘nın
ilgili mevzuatlarında da tanımlanması, ENAÇ‘ın toprakta kullanımını olumlu yönde
etkileyecektir.
Kaynaklar
Akalan, Ġ. (1988). Toprak Bilgisi, Ankara Üniversitesi Ziraat fakültesi Yayınları, No: 1058, Ders Kitabı No: 309,
Ankara, 195-206.
AĢık, B. B. ve Katkat, A. V. (2004). Gıda sanayi arıtma tesisi atığının (arıtma çamuru) tarımsal alanlarda kullanım
olanakları, Uludağ Üniversitesi Ziraat Fakültesi Dergisi, 18(2), 59-71.
CD. (1986). Councel Directive of 12 June 1986 on the protection of the environment, and in particular of the soil,
when sewage sludge is used in agriculture. http://www.zzt.hr/eu/EU%20sludge%20directive.pdf (86/278/EEC)
(EriĢim, 27 Ağustos 2007)
ÇK. (1983). Çevre Kanunu (11 Ağustos 1983 tarih ve 18132 sayılı Resmi Gazete).
Eyüpoğlu, F. (1999). Türkiye topraklarının verimlilik durumu, Toprak ve Gübre AraĢtırma Enstitüsü yayınları, Genel
Yayın No: 220, Teknik Yayın No:T-67, Ankara, 3-5.
KAAY. (2006). Kentsel Atıksu Arıtımı Yönetmeliği (08 Ocak 2006 tarih ve 26047 sayılı Resmi Gazete)
KAKY. (1991). Katı Atıkların Kontrolü Yönetmeliği (14 Mart 1991 tarih ve 20814 sayılı Resmi Gazete)
Önal, M. K., Topçuoğlu, B. ve Arı, N. (2003). Toprağa uygulanan kentsel arıtma çamurunun domates bitkisine etkisi,
Akdeniz Üniversitesi Ziraat Fakültesi Dergisi, 16(1), 97-106.
TKKY. (2005). Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği (31 Mayıs 2005 tarih ve 25831 sayılı Resmi Gazete).
TÜĠK. (2007). Türkiye Ġstatistik Kurumu. http://www.tuik.gov.tr/VeriBilgi.do (EriĢim, 02 Kasım 2007)
TÜĠK. (2008). Türkiye Ġstatistik Kurumu. http://www.tuik.gov.tr/PreHaberBultenleri.do?id=3894 (EriĢim, 26 Ocak
2008)
Usta, S. (1995). Toprak Kimyası, Ankara Üniversitesi Ziraat Fakültesi yayınları, No:1387, Ders Kitabı No: 401,
Ankara, 65-82.
Ünal, M. ve Katkat, A. V. (2003). Bisküvi ve Ģekerleme sanayi arıtma çamurunun toprak özelliklerine ve mısır
bitkisinin kimi mineral madde içeriği üzerine etkileri, Uludağ Üniversitesi Ziraat Fakültesi Dergisi, 17(1), 107118.
Yakupoğlu, T. ve Özdemir, N. (2007). Erozyona uğramıĢ topraklara uygulanan arıtma çamuru ve çay endüstrisi
atığının toprakların mikro element içeriklerine etkileri, Ondokuz Mayıs Üniversitesi Ziraat Fakültesi Dergisi,
22(2), 207-213.
WDOS. (2000). Working Document On Sludge 3RD Draft.
http://ec.europa.eu/environment/waste/sludge/pdf/sludge_en.pdf (EriĢim, 27 Ağustos 2007)
11-13 Haziran 2008
Atıksu Arıtma Çamurlarının Kuruma Özelliklerinin
Değerlendirilmesi
Kadir Alp, Lütfi Akça, Çiğdem Yangın Gömeç ve Asude Hanedar
Öz Bu çalıĢmada iki farklı biyolojik atıksu arıtma tesisinden kaynaklanan atıksu çamurlarının,
bir düzenli depolama alanında depolanabilmeleri için kuruma davranıĢları incelenmiĢtir.
Kuruma davranıĢlarının belirlenmesi ile çamur numunelerindeki nem oranlarının azaltılması
amaçlanmaktadır. Birinci çamur numunesi, konvansiyonel aktif çamur sistemi ile iĢletilen ve
geniĢ bir bölgenin evsel atıksuları yanında Tuzla Organize Sanayi Bölgesi‘nden kaynaklanan
endüstriyel atıksuların da arıtıldığı ĠSKĠ Tuzla Atıksu Arıtma Tesisi (TAAT)‘nden alınmıĢtır.
Diğer çamur numunesi ise evsel atıksuların kabul edildiği ve nutrient gideriminin
gerçekleĢtirildiği bir aktif çamur sistemi ile iĢletilen ĠSKĠ PaĢaköy Atıksu Arıtma Tesisi
(PAAT)‘nden alınmıĢtır. Sonuçlar PAAT çamurunun TAAT çamuruna göre daha hızlı kuruma
özelliği taĢıdığını ve çamur kalınlıkları arttıkça her iki çamur numunesinde belirgin olarak daha
uzun kuruma sürelerine ihtiyaç olduğunu göstermiĢtir. Ayrıca katkı maddesi ilave edilmeden
yapılan çalıĢmada, baĢlangıç nem içeriklerinin %50 ve altına inebilmesi için gerekli sürenin
TAAT ve PAAT çamurlarında sırasıyla yaklaĢık 59 ve 37 gün oldukları belirlenmiĢtir. Katkı
maddesi ilavesinin çamur kuruma süreleri üzerindeki etkisi kil ve toprak kullanılarak
incelenmiĢtir. Çamura kil ilavesinde nemin uzaklaĢtırılmasının belirli bir orandan sonra
engellenmesine karĢılık katkı maddesi olarak toprağın ilavesi halinde kuruma sürelerinde
belirgin bir azalma sağlanmıĢtır. Bunun sebebinin; eklenen malzemenin çamur porozitesini
arttırması, bağlı su türlerinde meydana gelen değiĢim ve böylece nemin daha kolay uzaklaĢması
olduğu tahmin edilmektedir.
Anahtar Kelimeler atıksu arıtma çamurları; düzenli depolama; kuruma hızı eğrisi; nem içeriği
1. Giriş
Atıksu arıtma tesislerinden kaynaklanan çamurların uzaklaĢtırılması için kullanılan
seçeneklerden birisi bu çamurların evsel çöpler ile birlikte veya tek baĢlarına düzenli depolama
alanlarında depolanmasıdır. Fakat muhtemel patojen içerikleri, koku ve benzeri problemlerden
dolayı her tip atıksu çamurunun düzenli depolama alanlarında depolanabilmesi uygun değildir
ve yönetmeliklerde verilen kriterlerin sağlanması gerekir. Özellikle düzenli depolama tesisi
iĢletmeciliği bakımından nem içeriklerinden dolayı depolanmaları sırasında Ģev stabilitesinin
kaybolmasına neden olan akmanın önlenebilmesi için çamur nem oranının azaltılmasına yönelik
uygulamalar önem taĢımaktadır. Bu kapsamda depolanacak çamurlar için öngörülen en önemli
parametre çamurun nem içeriğidir ve düzenli depolama alanlarında depolanabilmesi için nem
oranının %65‘in altında olması gerekmektedir (KAKY, 1991). Bu sebeple yüksek nem içeriğine
sahip çamurlar gerekli diğer Ģartları sağlamak koĢulu ile nem oranı bakımından en fazla %65
nem içeriğine sahip hale getirilmek zorundadır. Bunun için kurutma iĢlemi uygulanarak ya da
katkı maddesi (toprak, kil, kireç, vb.) ilave edilerek çamurun nem oranı azaltılmalıdır
(Tchobanoglous ve diğ., 1993).
60
K. Alp, L. Akça, Ç. Yangın-Gömeç ve diğ.
Çamur kuruma iĢlemlerinde çamur bünyesinde farklı özellikte bulunan sular havaya
verilir. Bunlar çamurda serbest formda olan ―bağlı olmayan nem‖, çamura bağlı olan ―bağlı
nem‖, hava koĢullarına göre uzaklaĢtırılabilen ―serbest nem‖ ve bünyede kalan ‖denge nemi‖
olarak adlandırılmaktadır. Kuruma olayı sırasında nemin uzaklaĢmasında ―baĢlangıç fazı, sabit
hız ve azalmıĢ hız fazları‖ birbirini takip etmektedir. AzalmıĢ hız fazı ise
―doymamıĢ
yüzey kuruması‖ ve ―iç bünyedeki nemin uzaklaĢması fazı‖ olarak ikiye ayrılmaktadır (Treybal,
1968).
Bu çalıĢmada iki farklı biyolojik atıksu arıtma tesisinden kaynaklanan atıksu çamurlarının bir
düzenli depolama alanında depolanabilmeleri için kuruma davranıĢları katkı maddesi ilaveli ve
katkı maddesi ilavesiz olarak incelenmiĢtir. Çamurlar Ġstanbul‘da bulunan Kömürcüoda Düzenli
Depolama Alanı‘nda depolanmakta olup nem içeriklerinin uygun olmamasından dolayı Ģev
stabilitesinin kaybolmasına neden olan akma etkisinin yanında serbest suyun ayrılması ile
oluĢan sızıntı suyu göllenmesi nedeniyle koku rahatsızlığına ve sinek ve patojen organizmaların
üremesi gibi iĢletme problemlerine neden olmaktadır. Bu problemlerin kısmen de olsa çözümü
için çamurlara katkı madde ilavesi ile nem oranının azaltılması ve bu uygulamanın kuruma
süreleri üzerindeki etkileri incelenmiĢtir.
2. Materyal ve Yöntem
2.1. Biyolojik Çamur Numuneleri
ÇalıĢmada kullanılan birinci çamur numunesi, konvansiyonel aktif çamur sistemi ile iĢletilen ve
geniĢ bir bölgenin evsel atıksuları yanında Tuzla Organize Sanayi Bölgesi‘nden kaynaklanan
endüstriyel atıksuların da arıtıldığı ĠSKĠ‘ye ait Tuzla Atıksu Arıtma Tesisi (TAAT)‘nden
alınmıĢtır. Diğer çamur numunesi ise evsel atıksuların kabul edildiği ve nutrient gideriminin
gerçekleĢtirildiği bir aktif çamur sistemi ile iĢletilen ĠSKĠ PaĢaköy Atıksu Arıtma Tesisi
(PAAT)‘nden alınmıĢtır. TAAT ve PAAT‘nden alınan çamur numuneleri sırasıyla çürütülmüĢ
ve çürütülmemiĢ çamur numuneleridir ve her ikisi de santrifüj ile susuzlaĢtırılmaktadır.
Ortalama katı madde içerikleri TAAT ve PAAT çamurlarında sırasıyla yaklaĢık %20 ve %28
olarak hesaplanmıĢtır. TAAT‘de günde 300 ton, PAAT de ise 100 ton çamur üretimi
gerçekleĢmektedir. Biyolojik çamur numunelerinin karakterizasyonu Tablo 1‘de verilmektedir.
Laboratuar ortamında gerçekleĢtirilen deneylerde, çamur numunelerinin kuruma davranıĢları
üzerinde farklı geometrik Ģekillerde (silindir ve dikdörtgen prizma), tek serbest yüzeyli, katkı
maddesi (kil veya toprak) ilave edilmesinin etkilerinin katkı maddesi ilave edilmemiĢ olan
numunelerle karĢılaĢtırılmak üzere ―kuruma hızı eğrileri‖ kullanılarak incelenmiĢtir.
Kuruma iĢlemi sırasında, kuruma hızları (N = gr buharlaĢan nem/m2.gün) hesaplanarak, nem
içeriklerine karĢı eğriler oluĢturulmaktadır. Kuruma hızı EĢitlik 1‘e göre hesaplanmaktadır
(Treybal, 1968).
N = - Ls.ΔX/A.Δθ
(EĢitlik 1)
EĢitlik 1‘de, Ls: kuru katı madde ağırlığı (g); A: hava ile temas halinde olan ıslak yüzey alanı
(m2); ΔX: nem kaybı ve Δθ: nem kaybı için gerekli süre (gün) olarak ifade edilmektedir.
Atıksu Arıtma Çamurlarının Kuruma Özelliklerinin Değerlendirilmesi
61
Tablo 1. Biyolojik çamur numunelerinin karakterizasyonu.
Çamur Numunesi
TAAT
PAAT
Renk
Siyah
Gri
Koku
Mevcut
Mevcut
Yoğunluk
g/cm3
1,119
1,148
Nem Oranı (103˚C)
%
0,798
0,717
Kuru Katı Madde Ġçeriği (103˚C)
%
0,202
0,283
Yanma Kaybı (550˚C)
%
0,378
pH (1/1)*
6,91
7,57
pH (1/2)**
7,00
7,60
*1 birim (ağırlık) çamur + 1 birim su karıĢımı; **1 birim (ağırlık) çamur + 2 birim su karıĢımı
Parametre
Birim
Çamur numunelerinde kuruma süreleri birçok değiĢkene bağlı olarak değiĢmektedir. Bunlar
arasında dıĢ ortam koĢulları (hava sıcaklığı, rüzgâr, yağıĢ miktarı), çamurdaki bağlı su türleri ve
miktarlarıdır. Ayrıca bunların çamurdan havaya taĢınımında etkili olan değiĢik taĢıma
mekanizmaları, hızları, çamur tabakasının kalınlıkları ve özellikleri (çamur kütlesi/serbest yüzey
alanı) de kuruma sürelerinin hesaplanmasında belirleyicidir. Çamur numunelerinin
kurutulmaları sırasında farklı çamur kütlesi/yüzey alanı oranlarının kuruma zamanı üzerindeki
etkisinin gösterilmesi açısından değiĢik çap ve yükseklikte silindirik elemanlar (150 ve 250 ml
hacimli cam beherler içinde) ve dikdörtgen prizma Ģeklindeki elemanlar (alüminyum tavalar)
(18.5x8.5x3 cm3 hacimli) kullanılmıĢtır. Seçilen kil ve toprak, çamurların depolanacağı düzenli
depolama alanı ile aynı bölgeden alınmıĢtır. Katkı maddesi cinsinin ve katkı maddesi oranının
etkisinin incelenebilmesi için farklı miktarda katkı maddesi ile çalıĢılarak ağırlık cinsinden
farklı çamur/katkı maddesi oranları elde edilmiĢtir. Katkı maddeleri ilave edilmeden önce 24
saat boyunca 103C‘de kurutulmuĢ, öğütülerek elekten geçirilmiĢ ve 0.6 mm elek altı malzeme
elde edilmiĢtir. Çamur + katkı maddesi karıĢımları iyice karıĢtırılarak homojen hale getirilmiĢ
ve daha sonra bu karıĢımlar cam beherlerde ve alüminyum tavalarda kurumaya bırakılmıĢtır.
Deneyler, laboratuarda 86 gün boyunca ―sabit kuruma Ģartları‖ altında ve oda sıcaklığında
gerçekleĢtirilmiĢtir. Malzemenin faklı sürelerde tartımları ±0,1 g duyarlıkta terazi kullanılarak
yapılmıĢtır.
3. Deneysel Çalışma Sonuçları
3.1. Katkı Madde Ġlavesiz ÇalıĢmalar
Katkısız kuruma deneylerinde depolanma koĢulu olan %65 nem oranı yerine akma sınırı olmak
üzere daha emniyetli bir değer olarak %50 nem oranının sağlanabilmesi amaçlanmıĢ ve bu
değere ulaĢılması için gerekli kuruma zamanları Katı Madde Miktarı/Yüzey Alanı (Ls/A)
oranlarına göre incelenmiĢtir. Buna göre farklı hacimlerdeki beherlerde, TAAT ve PAAT
çamurlarında dolu ve yarı dolu olarak Ls/A değeri 0,325-1,988 aralığında değiĢtirilmiĢ ve
kuruma süresi ile çamur nemindeki değiĢim ġekil 1‘de gösterilmiĢtir.
Çamurlarda %50 nem oranına ulaĢılması için gerekli süreler belirlenmiĢtir. Dolu kaplarda
gerçekleĢtirilen deneylerde, % 50 nem oranı için kuruma süreleri TAAT ve PAAT çamurlarında
sırasıyla 59 ve 37 gün olarak bulunmuĢtur. Yarı dolu kaplarda ise bu süreler sırasıyla 34 ve 29
gündür. Buna göre PAAT çamurunun eĢ koĢullarda TAAT çamurundan daha kısa sürede
kuruma özelliğine sahip olduğu görülmektedir (ġekil 2).
62
Çamurda Nem,%
PAAT dolu
PAAT ydolu
TAAT dolu
TAAT ydolu
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0
20
40
60
80
100
Kuruma Süresi, gün
Şekil 1. PAAT ve TAAT çamurlarında nem oranının kuruma süresi ile değiĢimi.
%50 Nem İçin Kuruma
Süresi,gün
70
y = 6,0476x + 5,0357
R² = 0,996
60
50
y = 3,6667x + 6,125
R² = 0,8997
40
30
Tuzla
20
PŞK
10
0
0
5
10
Çamur Tabakası Kalınlığı, cm
Şekil 2. Çamur kalınlığına bağlı olarak %50 nem oranına ulaĢma süresi.
PAAT çamurunun benzer koĢullar altında TAAT çamurundan daha kısa sürede kurumasının,
PAAT atıksu kaynaklarının tamamen evsel karakterli olmasından ve nutrient giderme iĢleminin
çamur yapısı üzerindeki etkisinden kaynaklandığı düĢünülmektedir. Ayrıca TAAT çamurunda
daha uzun kuruma süresi gereksiniminin ise sisteme giren atıksu içindeki endüstriyel atıksuların
miktar ve özellikleri (AKM konsantrasyonu, BOĠ5/KOĠ oranı vb gibi) ile çürütme iĢleminin bu
çamurun kuruma süresi üzerindeki etkisinden kaynaklanabileceği öngörülmektedir. 2007 yılına
ait TAAT ve PAAT‘nde giriĢ atıksu akımındaki AKM ve BOĠ5/KOĠ oranları Tablo 2‘de
verilmiĢtir.
Bu özellikler en çok Ls/A değerlerinde kendisini göstermekte ve aynı yüzey alanına sahip deney
kapları kullanılmasına karĢılık PAAT çamurlarının Ls/A = 1,988 değerine karĢılık TAAT
çamurlarında Ls/A = 1,063 olarak bulunmaktadır.
63
Tablo 2. TAAT ve PAAT‘nde 2007 yılına ait giriĢ atıksu özellikleri.
TAAT
PAAT
Ay
AKM (mg/L)
AKM (mg/L)
BOİ5/KOİ (%)
BOİ5/KOİ (%)
Ocak
ġubat
Mart
Nisan
Mayıs
Haziran
Temmuz
Ağustos
Eylül
Ekim
Kasım
Aralık
Ortalama
775
1116
1012
1237
1015
871
1163
741
761
647
799
861
917
52
53
54
53
48
48
50
57
55
54
50
43
51
314
319
350
336
383
390
372
397
364
362
320
283
349
58
55
55
55
53
53
55
58
57
57
57
58
56
3.2. Katkı Maddesi Ġlaveli ÇalıĢmalar
Katkısız olarak sürdürülen çamurlarda kuruma sürelerinin uzunluğundan dolayı, katkı maddesi
ilavesi ile nem oranının azaltılması alternatifinin araĢtırılması gündeme gelmektedir. Katkı
maddesi ilavesi, kullanılan katkı maddesi özelliklerine bağlı olarak çamurda stabilizasyon ve
katılaĢma (solidifikasyon) imkanını da sağlamaktadır(Alp ve diğ., 2006). Katkı maddesi olarak
en kolay bulunan malzemeler olan kil ve toprak tercih edilmiĢtir. Bu malzemelerden sadece
toprak kullanılarak yapılan çalıĢma sonuçları aĢağıda verilmiĢtir.
Katkı maddesi ilavesinde uygun oranların seçilmesi ile her iki çamur numunesinin nem
içerikleri, depolama koĢulu olan %65‘in altına kolaylıkla indirilebilmektedir. Bu uygulamanın
yararları yanında depolama alanı hacimlerinde fazladan yer kaplaması gibi zararlı etkileri de
bulunmaktadır. Ġlave kurutma ihtiyacı olmayacak Ģekilde katkı maddesi ilavesi yapılmak
istenirse, ―çamur/katkı maddesi‖ oranının 2/1-1/2 arasında değiĢmesi gerekmektedir. Bu
durumda nem içermeyen ya da düĢük neme sahip katkı maddesi kullanımı ile karıĢımın nem
oranı kısa sürede yarı yarıya azaltılabilmektedir. Ancak kalan nemin uzaklaĢtırılması üzerinde
eklenen malzemenin önemli etkileri söz konusudur.
3.2.1. Kil ve çamur karıĢımlarının kuruma davranıĢları
TAAT ve PAAT çamurları için çamur + kil karıĢımları 2/1 ve 1/1 oranlarında hazırlanarak 600
ml ve 1000 ml‘lik beherlerde deneyler yürütülmüĢtür. Deney sonuçları ġekil 3a ve ġekil 3b‘de
verilmiĢtir. Kil katkısı TAAT çamurlarındaki nemin uzaklaĢmasında engelleyici bir etki
yapmaktadır.Bu etki karıĢımdaki kil oranı arttıkça artmaktadır.
3.2.2. Toprak ve çamur karıĢımlarının kuruma davranıĢları
Çamur ve toprak karıĢım oranları 2/1-1/2 arasında değiĢtirilmiĢtir.Bu çalıĢmaya ait sonuçlar
ġekil 4‘de verilmiĢtir. Çamurlara kil veya toprak eklenmesinin etkileri benzer oranlardaki
karıĢımların kuruma hızları bakımından karĢılaĢtırıldığında kilin nem tutma davranıĢı daha
belirgin olarak görülmektedir (ġekil 5).
Katkısız çamurlara kıyasla, artan oranlarda toprak eklenmesi kuruma hızlarını artırıcı yönde etki
göstermiĢtir (ġekil 6). Toprak ilavesinin, çamur porozitesini ve kapileritesini arttırması, bağlı su
64
türlerinde değiĢime sebep olması ve böylece nemin daha kolay uzaklaĢtırılması Ģeklinde etki
ettiği tahmin edilmektedir.
(a)
(b)
Şekil 3. PAAT ve TAAT çamurları ile kil karıĢımlarının kuruma hızları üzerindeki etkisi.
TAAT50TOP100
TAAT75Top100
TAAT100Top100
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0
50
100
Şekil 4. PAAT ve TAAT çamurları ile toprak karıĢımının kuruma süreleri üzerindeki etkisi.
Kuruma Hızı, g uzaklaştırılan
nem/m2.gün
TAAT100KİL100
65
TAAT100TOP100
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
Kalan Nem, g nem/g kuru çamur
Şekil 5. TAAT çamuruna 1/1 oranında kil ve toprak ilavesinin nemin tutulması
üzerindeki etkisi.
Şekil 6. Artan oranlarda toprak ilavesinin kuruma hızı üzerindeki etkisi.
4. Sonuçlar
Çamur bertarafı günümüzde en önemli çevresel problemlerden biri durumundadır. Kurutma,
katkı maddesi ilavesi, kompostlaĢtırma, yakma en yaygın yöntemler arasındadır. Düzenli
depolama tesislerinde arıtma çamurlarının depolanması diğer bir alternatif bertaraf yöntemidir.
Ekonomik ve basit bir teknik olmasına rağmen, arıtma çamurlarındaki nem içerikleri düzenli
depolama alanlarına kabul kriterlerinin sağlanması ve depolama koĢullarının olumsuz
etkilenmesinin önlenmesi amacıyla bu çamurların kurutulmaları gerekmektedir. Ancak çamurun
kuruma sürelerinin kısaltılması, çamur depolamada önemli bir avantajdır. Bu çalıĢmada, iki
farklı biyolojik atıksu arıtma tesisinden (TAAT ve PAAT) kaynaklanan atıksu çamurlarının bir
66
düzenli depolama alanında depolanabilmeleri için kuruma davranıĢları incelenmiĢtir. Kuruma
davranıĢı katkı maddesi ilavesiz ve katkı maddesi ilaveli durumlar için ayrı ayrı araĢtırılmıĢtır.
Katkı maddesi ilavesiz durumda PAAT çamurunun TAAT çamuruna göre daha hızlı kuruma
özelliği taĢıdığı belirlenmiĢtir. Burada atıksu özelliklerinin belirleyici olduğu tahmin
edilmektedir.
Ayrıca çamur tabakasının kalınlıkları arttıkça her iki çamur numunesinde belirgin olarak daha
uzun kuruma sürelerine ihtiyaç duyulmuĢtur. Yüzey alanının arttırılması ile (Ls/A azaldıkça)
belirli nem içeriklerine ulaĢılması için gerekli kuruma zamanlarında azalma belirlenmiĢtir. Katkı
maddesi (kil ve toprak) ilavesi ile çamurların depolanma özelliklerinni iyileĢtirilmesi ve kuruma
sürelerinde azalma amaçlanmıĢtır. Katkı maddesi olarak kil eklenmesi durumunda kilin
adsorplama etkisi nedeniyle karıĢımdaki nem oranının uzaklaĢtırılması azalmıĢtır. Toprak
ilavesi ile yapılan çalıĢmada karıĢımın kuruma davranıĢlarında olumlu iyileĢmeler tespit
edilmiĢtir. Bunda toprağın çamur porozitesini veya kapilaritesini arttırarak etkili olduğu tahmin
edilmiĢtir.
Kaynaklar
Alp K., Akça L. ve Hanedar A. (2006). Tuzla ve PaĢaköy Arıtma Tesisleri Çamurlarının DüzenliDepolama
ġartlarının AraĢtırılması Projesi, Nihai Rapor, ĠTÜ, Çevre Mühendisliği Bölümü, Ġstanbul.
KAKY (1991). Katı Atıkların Kontrolü Yönetmeliği, Resmi Gazete No: 20814, 14 Mart 1991.
Tchobanoglous, G., Theisen, H. ve Vigil S. A. (1993). Integrated Solid Waste Management. McGraw-Hill Inc., New
York.
Treybal, R. E. (1968). Mass Transfer Operations, 2nd edn, McGraw-Hill Inc., New York.
11-13 Haziran 2008
Evsel ve Endüstriyel Biyolojik Çamurların Aerobik
Stabilizasyonunun Araştırılması
Elif Pehlivanoğlu-Mantaş1, Didem Okutman Taş1, Güçlü İnsel1, Egemen Aydın1, Duygu C.
Öztürk1, Tuğba Ölmez1, Erdem Görgün1, Emine Ubay Çokgör1, Derin Orhon2
1
2
İstanbul Teknik Üniversitesi, İnşaat Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 30469, Maslak,
İstanbul, Türkiye
Türkiye Bilimler Akademisi, Piyade Sokak No.27, 06550, Çankaya, Ankara, Türkiye
Öz Ülkemizde evsel ve endüstriyel nitelikli atıksuları arıtmakta olan aktif çamur tesislerinden
kaynaklanan stabilize olmamıĢ atık çamurlar, Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği Ek
11A‘ya göre, özellikle toplam organik karbon (TOK) ve çözünmüĢ organik karbon (ÇOK)
parametreleri açısından ―Tehlikeli Atık‖ kategorisine girmekte ve uzaklaĢtırılmaları hem
sorunlu hem de pahalı olmaktadır. Bu çalıĢmada atık çamurların tehlikeli atık sınıfından
çıkarılması için aerobik stabilizasyonun uygunluğu bir evsel ve iki endüstriyel atıksu arıtma
tesisi çamurlarında araĢtırılmıĢtır.
Anahtar Kelimeler aerobik; çamur; endüstriyel; evsel; stabilizasyon; tehlikeli atık
1. Giriş
Atık çamurlarda toplam organik karbon (TOK) ve çözünmüĢ organik karbon (ÇOK)
parametrelerinin katı atık depolama alanlarında düzenli depolama açısından öngörülen seviyede
sağlanamamasından dolayı atık çamurlar ―Tehlikeli Atık‖ kategorisine girmekte ve
uzaklaĢtırılmaları hem sorunlu hem de pahalı olmaktadır (Eldem ve diğ., 2006; Uk ve diğ.,
2005). Evsel ve endüstriyel arıtma tesislerinden çıkan fazla çamurların atık çamur keki Ģeklinde
nihai bertarafa verilmeden önce arıtılması gerekmektedir. Arıtma tesislerinin tasarımı esnasında
çamur sorunu önceden dikkate alınıp en uygun bertaraf metodu seçilmelidir. Özellikle depolama
alanına gönderilen atık çamur kekinin tehlikeli atık özelliği taĢıyıp taĢımadığı dikkate alınmalı
ve içerdiği kirleticilerin su döngüsüne katılması önlenmelidir. Türkiye‘de, organize sanayi
bölgelerinde oluĢan çamurun %56‘sı depolama alanlarına gönderilmektedir (TÜĠK; 2007).
Organik kimyasalların ve toksik metallerin yüzey ve yer altı sularına olası sızıntılarını önlemek
üzere 2005 yılında Türkiye‘de, yeni çamur uzaklaĢtırma yönetmelikleri oluĢturulmuĢtur (ÇOB,
2005; ÇOB, 2001). Atık çamurun kimyasal karakterizasyonunun atık çamurun depolamaya
uygunluğu için tek baĢına yetersiz olma ihtimali olsa da, yönetmelikler çamurun kendisinde ve
eluatında kimyasal karakterizasyona göre arıtma çamurlarını inert çamur, tehlikeli olmayan
çamur ve tehlikeli çamur olmak üzere 3 gruba ayırmıĢtır. Çamur sınıflandırmasında pek çok
parametre kullanılmasına rağmen, birçok arıtma çamuru TOK ve/veya ÇOK (eluatta) değerleri
ile tehlikeli olarak değerlendirmekte ve bu durum çamurların depolama alanına kabulünü
imkansızlaĢtırmaktadır. Bu nedenle, arıtma çamurlarının organik karbon seviyeleri Ģu anda
Türkiye‘de çamur yönetiminde kritik parametre olarak değerlendirilmektedir. Türkiye‘nin
Avrupa Birliği‘ne uyum sürecinde atıksu arıtımı için geliĢtirilen sıkı yönetmeliklerine bağlı
68
E. Pehlivanoğlu-Mantaş, D. Okutman-Taş, G. İnsel ve diğ.
olarak hem evsel hem de endüstriyel atıksu arıtma tesislerindeki artıĢ, gelecekte Türkiye için
daha fazla çamur bertarafını ve sağlık problemlerini gündeme getirecektir.
Bu çalıĢma kapsamında, seçilen tam ölçekli evsel ve endüstriyel atıksuları arıtan atıksu arıtma
tesislerinden kaynaklanan biyolojik arıtma çamurlarının, stabilizasyon seviyeleri açısından
değerlendirilmesi yapılmıĢ ve bu seviyeyi belirlemek için deneysel bir yöntem geliĢtirilmiĢtir.
Bu amaçla uçucu askıda katı madde (UAKM) ve TOK analizleri esas alınarak çamurların
organik madde içeriğini azaltmaya yönelik aerobik stabilizasyon deneyleri yürütülmüĢtür.
Aerobik stabilizasyon ile heterotrofik biyokütle aktivitesinin azalması ve UAKM giderimi
arasındaki iliĢki modelleme ve respirometrik değerlendirmeler ıĢığında belirlenmeye
çalıĢılmıĢtır.
2. Deneysel Yöntem
Çamur örnekleri evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesislerindeki çamur yoğunlaĢtırma
ünitelerinden alınmıĢtır. Atıksu arıtma tesisinden kaynaklanan çamurların karakterizasyonunu
belirlemek için çamur keki örnekleri tesisin son kademesi olan uzaklaĢtırma ünitesinden
alınmıĢtır. Aerobik stabilizasyon deneyleri için 200,5oC sabit sıcaklıkta 5 L silindir reaktörler
kullanılmıĢtır. ÇözünmüĢ oksijen hava taĢları kullanılarak en az 2 mg/L olacak Ģekilde
muhafaza edilmiĢtir. Ayrıca, rektörlerin karıĢımı magnetik karıĢtırıcılarla sağlanmıĢtır ve pH
uygun değerlerde tutulmuĢtur. Çamur kekleri 5000 rpm‘de 5 dakika santrifüjlenerek
oluĢturulmuĢtur. pH, Toplam Kjeldahl Azotu (TKN), Amonyak (NH4-N), Askıda Katı Madde,
(AKM), Uçucu Askıda Katı Madde (UAKM) analizleri gerçek ve laboratuvar ortamında
hazırlanan çamur örneklerinde standart metodlara göre yürütülmüĢtür (APHA, AWWA, WEF,
2005). TOK ve ÇOK analizleri TS 8195‘e göre Shimadzu TOC-5000A cihazı ile yapılmıĢtır
(TSE, 2000). Oksijen Tüketim Hızı (OTH) ölçümünde Applitek Ra-Combo respirometre cihazı
kullanılmıĢtır. Deney koĢulları ve heterotrofik aktif biyokütle hesabında kullanılan kabuller
daha önce çeĢitli makalelerde ayrıntılı olarak verilmiĢtir (Pehlivanoglu-Mantas ve diğ., 2007,
Çokgör ve diğ., 1998).
Evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesislerinin (AAT) iĢletme koĢulları Tablo 1‘de verilmiĢtir.
Ġlk AAT (AAT1) 60.000 m3/gün ortalama evsel atıksu debisine sahip ileri biyolojik fosfor
giderimine de çalıĢan bir atıksu arıtma tesisidir. Biyolojik arıtma sonrası oluĢan fazla çamur
çözünmüĢ hava flotasyon tankına alınmakta ve daha sonra santrifüj edilmektedir. Ġkinci AAT‘de
(AAT2) ilaç atıksuyu kimyasal arıtma sonrası aktif çamur sisteminde arıtılmakta olup AAT2
ortalama 30 m3/gün debiye ve 50 günlük çamur yaĢına sahiptir. Bu tesiste oluĢan çamurlar filtre
prese gönderilmektedir. Üçüncü tesis (AAT3) 650 m3/gün‘lük debiye sahip bira atıksularını
arıtmaktadır. Bu tesiste atıksular havasız arıtmadan geçtikten sonra aktif çamur ünitesine
alınmaktadır. 22 günlük çamur yaĢına sahip tesiste oluĢan fazla çamur polielektrolit ilavesinden
sonra santrifüjlenmektedir.
Tablo 1. Atıksu Arıtma Tesislerinin ĠĢletilme KoĢulları
Atıksu Kaynağı
AAT1
Evsel
Ortalama
Debi (m3/gün)
60.000
AAT2
AAT3
Ġlaç Endüstrisi
Bira Endüstrisi
30
650
Çamur Yaşı
(gün)
17
>50
22
Çamur Susuzlaştırma Metodu
ÇözünmüĢ Hava Yüzdürmesi
+ Santrifüj
Filtre Pres
Santrifüj
Evsel ve Endüstriyel Biyolojik Çamurların Aerobik Stabilizasyonunun Araştırılması
69
3. Deneysel Sonuçlar ve Değerlendirme
YoğunlaĢtırma ünitelerinde alınan çamur için elde edilen çamur karakterizasyon sonuçları Tablo
2‘de sunulmuĢtur. BaĢlangıç UAKM/AKM oranları 0,55-0,67 aralığında değiĢmekte olup bu
değer evsel atıksular için genel olarak kabul gören 0,80 değerinden daha düĢüktür (Li ve diğ.,
1997).
Tablo 2. Ġncelenen Tesislerde Çamur Karakterizasyonu
Örnek
UAKM
(mg/L)
UAKM/AKM
AAT1
18.300±450
0,59
AAT2*
8.000 ± 240
0,67
AAT3
28.800
0,55
*çamur yoğunlaĢtırma uygulanmamıĢtır
TOK
(mg/L)
ÇOK
(mg/L)
TKN
(mgN/L)
NH3-N
(mgN/L)
14.950 ± 597
3.850 ± 154
11.280
75 ± 3
320 ± 13
375
1.543 ± 14
711 ± 11
-
91 ± 5
12 ± 1
-
Tablo 3 incelenen tesislerden alınan çamur keklerinde gerçekleĢtirilen çalıĢmanın sonuçlarını
içermektedir. Bu sonuçlar incelendiğinde hem evsel hem de endüstriyel atıksu arıtma tesisi
çamur keklerinin ―Tehlikeli Atıklar Kontrol Yönetmeliği, (ÇOB, 2005)‖, EK 11-A‘da belirtilen
TOK ve ÇOK limitleri uyarınca oluĢan keklerin depolama alanlarına kabul edilmesi ile ilgili
kriterlere göre uygun olmadığı anlaĢılmaktadır. Aerobik stabilizasyon ile çamurların ilgili
kriterleri sağlayıp sağlamayacağının belirlenmesi amacıyla üç çamura da aerobik stabilizasyon
uygulanmıĢ ve reaktör içinden alınan numunelerde ve laboratuvarda oluĢturulan keklerde elde
edilen sonuçlar aĢağıda verilmiĢtir.
Tablo 3. AAT‘lerden alınan çamur keklerinin karakterizasyonu
Örnek
AAT1
AAT2
AAT3
TOK
(mg/kg kuru madde)
80.000
70.600
154.000
ÇOK
(mg/L)
450
500
1.500
Katı Madde Muhtevası
(%)
29
23
17
AAT1‘den alınan biyolojik fazla çamurun aerobik stabilizasyonu ile AKM ve UAKM giderimi
sırasıyla %48 ve %52 olarak elde edilmiĢtir. Aerobik stabilizasyonda 27 gün sonunda sabit
değerlere ulaĢılmıĢ ve bu değerler kullanılarak giderim verimleri hesaplanmıĢtır. UAKM/AKM
oranı baĢlangıçta 0,59 iken deney sonunda 0,51‘e düĢmüĢtür (ġekil 1.a). AAT1 için UAKM
giderim verimleri literatürde belirtildiği aralıklardadır (Vesilind, 2007; German ATV-DVWK,
2003, Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Aerobik stabilizasyonun baĢlangıcında 14.950 mg/L olan TOK değeri stabilizasyon
tamamlandığında %73‘lük bir giderim ile yaklaĢık 4.000 mg/L olarak ölçülmüĢtür. ġekil
1.a‘dan da görüldüğü üzere stabilizasyonun 20. gününden itibaren TOK konsantrasyonları
yaklaĢık aynı değerlerdedir. Aerobik stabilizasyon boyunca yaklaĢık 15-20 güne kadar ÇOK
parametresinde bir azalma (<50 mgÇOK/L) görülmüĢ ancak ÇOK konsantrasyonu 20 günden
sonra yaklaĢık 70 mgÇOK/L değerine ulaĢarak sabitlenmiĢtir. Bu durum aerobik stabilizasyon
sürecinde pratik olarak ayrıĢmayan özelliğe sahip mikrobiyal ürün oluĢumu ile açıklanabilir
(ġekil 1.a).
70
200
100000
150
20000
100
10000
50
0
0
0
5
10
15
20
Zaman (gün)
25
(a)
30
35
1000
80000
ÇOK
TOK
800
ÇOK (mg/L)
30000
UAKM
ÇOK
TOK (mg/kg)
AKM
TOK
ÇOK (mg/L)
AKM, UAKM, TOK
(mg/L)
40000
60000
600
40000
400
20000
200
0
0
0
10
20
Zaman (gün)
30
40
(b)
Şekil 1. (a) Reaktörde zamana karĢı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT1),
(b) Kekte zamana karĢı TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT1)
AAT1 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde ölçülen TOK ve
parametrelerinin zamana karĢı değiĢimi ġekil 1.b‘de verilmiĢtir. Çamur keki için
80.000 mg/kg değerinden 13 gün içinde 39.000 mg/kg değerine ulaĢmıĢtır.
konsantrasyonu ise baĢlangıçta 69 mg/L iken stabilizasyon sonunda yaklaĢık olarak 200
değerlerinde sabitleĢmiĢtir.
ÇOK
TOK
ÇOK
mg/L
Ġlaç endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT2) alınan çamurun aerobik stabilizasyonu esnasında
AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karĢı değiĢimi ġekil 2.a‘da
gösterilmiĢtir. AAT2 için yürütülen 26 günlük stabilizasyon çalıĢması sonunda AKM ve UAKM
giderimleri yaklaĢık %30 olarak bulunmuĢtur. AAT2‘in stabilizasyonu esnasında UAKM/AKM
oranları bir değiĢiklik göstermemiĢ olup 0,64-0,67 aralığında kalmıĢtır. AAT2 için TOK değeri
baĢlangıçta 3.850 mg/L olarak ölçülmüĢtür. 26 günlük stabilizasyon çalıĢması sonunda %34‘lük
bir giderimle TOK, 2.200 mg/L olarak ölçülmüĢtür. ġekil 2.a‘dan da görüldüğü üzere
stabilizasyonun 14. gününden itibaren TOK konsantrasyonları yaklaĢık aynı değerlerdedir.
BaĢlangıçta 320 mg/L olarak ölçülen ÇOK aerobik stabilizasyon boyunca çözünmüĢ mikrobiyal
ürün oluĢumu nedeniyle artıĢ göstererek deney sonunda 410 mg/L değerine ulaĢmıĢtır.
AAT2 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde ölçülen TOK ve ÇOK
parametrelerinin zamana karĢı değiĢimi ġekil 2.b‘de verilmiĢtir. AAT2 için baĢlangıç TOK
değeri 70.000 mg/kg iken 32 günlük aerobik stabilizasyon sonunda %7‘lik bir giderimle
yaklaĢık 66.000 mg/kg olarak ölçülmüĢtür. ÇOK konsantrasyonu ise baĢlangıçta 150 mg/L iken
stabilizasyon sonunda yaklaĢık 1.600 mg/L değerine ulaĢmıĢtır.
Bira endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT3) alınan çamurun aerobik stabilizasyonu
esnasında AKM, UAKM ve TOK parametrelerinin zamana karĢı değiĢimi ġekil 3‘de
gösterilmiĢtir. AAT3 için yürütülen 21 günlük stabilizasyon çalıĢması sonunda AKM ve UAKM
giderimleri sırasıyla %18 ve %27 olarak bulunmuĢtur. AAT3 için UAKM/AKM oranı 0,55 ile
baĢlayıp stabilizasyon sonunda 0,50 olmuĢtur. Stabilizasyon sırasında TOK baĢlangıçtaki 7.520
mg/L değerinden %26‘lık bir giderimle 5.600 mg/L değerine ulaĢmıĢtır. Laboratuvar ortamında
hazırlanan çamur kekinde ÇOK konsantrasyonu 11 günlük aerobik stabilizasyon ile 1.135
mg/L‘den 215 mg/L‘ye düĢmüĢtür.
UAKM
TOK
100000
ÇOK
500
300
8000
200
4000
100
0
TOK (mg/kg)
12000
5
10
15
20
Zaman (gün)
25
ÇOK
4000
60000
3000
40000
2000
20000
1000
0
0
5000
TOK
80000
400
ÇOK (mg/L)
AKM, UAKM, TOK
(mg/L)
16000
0
30
ÇOK (mg/L)
AKM
71
0
0
5
10
15
Zaman (gün)
(a)
20
25
(b)
Şekil 2. (a) Reaktörde zamana karĢı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT2),
(b) Kekte zamana karĢı TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT2)
AKM
UAKM
TOK
Konsantrasyon (mg/L)
42000
35000
28000
21000
14000
7000
0
0
5
10
15
Zaman (gün)
20
25
Şekil 3. Zamana karĢı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT3)
Heterotrofik aktif biyokütle, ortalama giriĢ KOĠ karakterizasyonunu ve iĢletme koĢullarını
kullanarak arıtma tesisinin simülasyonu ile Aktif Çamur Modeli No: 1 (uyarlanmıĢ içsel
solunum yaklaĢımı) uyarınca tayin edilmiĢtir. AAT1 çamuru üzerinde 20 günlük bir aerobik
çürütmenin sonunda, aktif biyokütle fraksiyonundaki azalma ile UAKM giderimi arasındaki
iliĢkiyi bulmak için biyokütlenin aktif fraksiyonu simülasyon ile hesaplanmıĢ ve çamurda
yürütülen ÇOK/TOK deneyleri ile karĢılaĢtırılmıĢtır. Tablo 4‘de kararlı durum koĢulları ve 20
günlük aerobik stabilizasyon için deneysel UAKM, OTH (ġekil 4), TOK/ÇOK ve simüle
edilmiĢ heterotrofik aktif biyokütlenin (XH) konsantrasyonları verilmiĢtir. Simülasyondan sonra,
yoğunlaĢmıĢ çamurda ölçülen UAKM ve OTH için deneysel sonuçlara benzer değerler elde
edilmiĢ ve modelin aktif çamur sistem davranıĢlarını tanımlayabileceği sonucuna ulaĢılmıĢtır.
AAT1 için 20 günlük aerobik stabilizasyondan sonra heterotrofik aktivite simülasyon
sonuçlarına göre yaklaĢık %85 azalmıĢtır.
Spesifik UAKM giderimi olarak tanımlanan birim günlük kiĢi baĢına UAKM yükü çamurun
stabilize olduğunun bir göstergesi olarak kullanılabilmektedir (Nowak ve diğ. 1996 ve 1999).
Birim günlük kiĢi baĢına UAKM yükünün 16-22 gram olması çamurların stabilize olmuĢ
olduğunu gösterir. ġekil 5‘de üç AAT çamurunun kiĢi baĢına UAKM giderimleri verilmiĢtir.
Evsel çamur için 15 günlük bir aerobik stabilizasyon iĢlemi sonunda bu değerin sağladığı
72
gözlenmiĢtir. Endüstriler için nüfus eĢdeğeri (NE) giriĢ KOĠ yükü bazında hesaplama yapılmıĢ
olup (q=100 g/NE.gün). aerobik stabilizasyon için gerekli sürenin endüstrinin yapısına göre
değiĢtiği anlaĢılmaktadır.
Tablo 4. Aerobik stabilizasyon boyunca aktif biyokütle ile TOK/ÇOK ve UAKM
giderimlerinin karĢılaĢtırılması (AAT1)
OTHmaks0*
mgO2/L·sa
22
3
UAKM
mgUAKM/L
8.200
5.735
Taze Çamur (süre=0 gün)
Stabilize Çamur (süre=20 gün)
ÇOK0
mg/L
116
360
TOK0
mg/L
14.950
3.920
XH*
mgKOİ/L
4.270
575
*Simulasyonlarda kullanılan parametreler: Heterotrofik dönüĢüm oranı, YH=0.67 ghücreKOĠ/gKOĠ;
Ġçsel solunum hızı, bH=0.1 gün-1; Maksimum çoğalma hızı, ̂ H =3.5 gün-1; Ġnert içsel biyokütle bileĢeni,
fE=0.2; KOĠ/UAKM=1.48 ve UAKM/AKM=0.85.
OTH (mg/L.saat)
50
45
Taze çamur
40
Stabilize çamur
35
OTHmaks
30
Qort= 2,500 m3/h
KOĠ= 566 mg/L
BOĠ5= 260 mg/L
AKM= 386 mg/L
UAKM= 210 mg/L
25
20
15
10
5
Son çökeltme
Reaktör
X : 17 gün
 : 16.8 saat
4920 mgUAKM/L
QR=Q
Atık çamur
0
0
50
100
150
200
250
300
Zaman (dakika)
(a)
Şekil 4. (a) AAT1 çamuru için zamana karĢı OTH değiĢimi
Ģeması
(b)
,
(b)
AAT1
akım
4. Sonuçlar
Atıksu arıtımında oluĢan çamurların nihai uzaklaĢtırılmasından önce, çamurların uzaklaĢtırılma
sonrası çevreye yapabileceği olumsuz etkilerin azaltılması ve önlenmesi amacıyla
stabilizasyonu gereklidir. Literatürde çamurların stabilize olduğunu gösteren çeĢitli parametreler
mevcut olup, bu çalıĢmada fiziko-kimyasal parametrelerden UAKM/AKM ve TOK/ÇOK
konsantrasyonlarındaki azalma ve spesifik UAKM giderimi ile metabolik parametrelerden OTH
parametresi incelenmiĢtir. Atıksu arıtma tesislerinde oluĢan keklerdeki TOK ve ÇOK
değerlerine göre tehlikeli atık olarak değerlendirilen evsel ve endüstriyel biyolojik atık
çamurlara uygulanan aerobik stabilizasyon sonunda atık çamurların düzenli depolama alanlarına
depolaması ile ilgili ana kriterlerden biri olan çamur keki TOK ve ÇOK değerlerinin reaktör
içinden alınan numunelerden oluĢturulmuĢ keklerde ölçümü, çamurun Türkiye‘deki
yönetmeliklere göre tehlikeli atık sınıfından çıkamadığını ortaya koymuĢtur.
73
80
70
gUAKM/NE.gün
60
50
40
30
20
Stabilize olmuĢ çamur
10
AAT1
AAT2
10
15
20
Zaman (gün)
AAT3
0
0
5
25
30
35
Şekil 5. Spesifik UAKM giderim hızı
Aerobik stabilizasyon sonunda biyolojik atık çamurların hala Ek 11A‘daki standartları
sağlayamaması çeĢitli Ģekillerde yorumlanabilir. Bunlardan ilki bu çalıĢmada gerçekleĢtirilen
sürelerde aerobik stabilizasyon çalıĢmasının çamurlarda stabilizasyon için yeterli olmadığıdır.
Ancak literatürde kullanılan fiziko-kimyasal parametreler ve bir metabolik parametre olan OTH
ile aerobik stabilizasyon değerlendirildiğinde, aerobik stabilizasyonun gerçekleĢtiği
görülmektedir.
Reaktörlerden laboratuvarda oluĢturulan keklerden elde edilen TOK ve ÇOK değerlerinin
standartları sağlamaması çamurların düzenli depolama alanlarında büyük sorun çıkaracağını
göstermeyebilir. AB direktifinden doğrudan tercüme edilmiĢ olan çamur yönetmeliğinin evsel
atıksu karakterizasyonu Avrupa‘dan çok farklı olan Türkiye‘de kullanılması uygun olmayabilir.
Türkiye‘deki atıksu karakteri Avrupa‘ya kıyasla daha kuvvetli olduğu için bu atıksulardan
oluĢacak çamurların TOK/ÇOK içeriğinin de AB‘de oluĢan çamurlara göre yüksek olması
beklenen bir sonuçtur. Bu durumda eğer uygun ve yeterli bir çamur stabilizasyonu ile atık
çamurların Türkiye‘deki standartların altına düĢmesi gerçekleĢtirilemiyorsa bu durumda ya
evsel ve endüstriyel atıksuların arıtılması sırasında oluĢan çamur keklerinin nihai
uzaklaĢtırılmasında diğer uzaklaĢtırma metotlarının kullanımı ya da Türkiye‘de uygulanan
Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği uyarınca düzenli depolama alanlarına gönderilme
limitleri atık çamurların stabilizasyonu sağlandıktan sonra içerdiği TOK/ÇOK değerleri dikkate
alınarak tekrar gözden geçirilmesi gerekmektedir. Bunun için de değiĢik atıksu
karakterizasyonuna sahip atıksuların değiĢik iĢletim sistemlerinde arıtımı sonucu oluĢan
biyolojik atık çamurların stabilizasyonu aerobik ve anaerobik olarak -gerekirse çeĢitli ön
iĢlemler de uygulanarak- gerçekleĢtirilmeli ve stabilizasyonun sağlandığı çeĢitli fiziko-kimyasal
ve metabolik parametreler ile belirlenmelidir.
Kaynaklar
APHA, AWWA, WEF (2005). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 21 st edn.
American Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment
Federation, Washington D.C., USA.
Çevre ve Orman Bakanlığı (2001). Toprak Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği, Resmi Gazete, Tarih:
10.12.2001 Madde 9.
74
Çevre ve Orman Bakanlığı (2005). Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği, Resmi Gazete No: 25755,
14.03.2005
Cokgor, E.U., Sözen, S., Orhon, D., Henze, M. (1998). Respirometric analysis of activated sludge
behaviour I. assessment of the readily biodegradable substrate, Wat. Res., 32, (2), 461-475
Eldem, N., Ayaz, S., Alp, K., Ozturk, I. (2006). Experimental characterization of wastewater treatment
plant sludges. 10th. Industrial Pollution Control Symposium, 07-09 June 2006, Istanbul, Turkey.
Pehlivanoglu-Mantas, D., Okutman Tas. D, Insel, G., Aydın, E., Ozturk, D.C., Olmez, T., Görgün, E.,
Cokgor, E.U., Orhon, D., (2007). Evaluation of municipal and industrial wastewater treatment sludge
stabilization in Istanbul, Clean-Soil Air Water 35 (6), 558-564.
German ATV-DVWK Rules and Standards, Advisory Leaflet ATV-DVWK-M 368E, Biological
Stabilization of Sewage Sludge, Germany, April (2003).
Li, Y.Y., Mizuno, O., Miyahara, T., Noike, T., Katsumata, K. (1997). Ecological analysis of the bacterial
system in a full-scale eeg-shaped digester treating sewage sludge, Wat. Sci and Tech., 36(6-7), 471478.
Nowak, O., Franz, A., Svardal, K., Müller, V. (1996). Specific organic and nutrient loads in stabilized
sludge from municipal treatment plants. Wat. Sci. and Tech., 33,(12), 243-250.
Nowak, O., K. Svardal, K., Franz, A., Kuhn, V. (1999). Degradation of particulate organic matter-A
comparison of different models concepts. Wat. Sci. Tech., 39,(1), 119-127.
Tchobanoglous, G., Burton, F.L., Stensel, H.D. (2003). Wastewater Engineering: Treatment and Reuse.
Metcalf and Eddy.
TSE (2000). TS 8195 EN 1484, Su Kalitesi – Toplam Organik Karbon (TOK) ve ÇözünmüĢ Organik
Karbon (ÇOK) Ölçümü.
Turkiye Istatistik Kurumu, www.tuik.gov.tr.
Uk, C., Erdogan, I., Saritemur, R., Deniz, O., Ozdemir, S. (2005). Sludge Treatment In Istanbul 1.
National Treatment Sludge Symposium, ACM2005. 23-25 March 2005, Izmir, Turkey.
Vesilind, P.A. (2003). Wastewater treatment plant design, Water Environment Research, International
Water Association, 2003, VA, USA. pp.512.
11-13 Haziran 2008
Sabit Yataklı Adsorpsiyon Kolonunda Palamut Meşesi Atığı ile
Ni(II) Giderimine Kolon Yüksekliği ve pH'ın Etkisi’nin
İncelenmesi
Emine Malkoç ve Yaşar Nuhoğlu
Atatürk Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 25240, Erzurum.
Öz Bu çalıĢmada, meĢe palamudundan tanen ve valeks üretildikten sonra oluĢan fabrika atığı
adsorbent olarak kullanılarak sularda kirlilik etkisi yaratan Ni(II) iyonlarının giderimi çalıĢılmıĢtır.
Deneyler sabit yataklı adsorpsiyon kolonlarında gerçekleĢtirilmiĢ, Ni(II) giderimine kolon
yüksekliği ve pH‘ın etkisi incelenmiĢtir. Yapılan denemeler sonucunda, Ni(II) gideriminde kolon
yüksekliğinin artmasıyla atılım zamanının ve kolonun yatak kapasitesinin arttığı gözlenmiĢtir.
En yüksek Ni(II) giderimi ise pH=5.0‘de gerçekleĢmiĢtir. pH=2.0‘de yatak kapasitesi 1.55 mg/g
iken pH=5.0‘de 7.712 mg/g değerine yükseldiği görülmüĢtür. Yapılan denemeler sonucunda,
palamut meĢesi atığının ağır metal gideriminde kullanılabileceği kanısına varılmıĢtır.
Anahtar Kelimeler adsorpsiyon; kolon yüksekliği; nikel giderimi; sabit yataklı kolon
1. Giriş
Endüstriyel atıksular içerdikleri ağır metal iyonları ile günümüzde en önemli çevre
sorunlarından birini oluĢturmaktadır. Ağır metal kirliliği içeren atıksular, genellikle BOI değeri
düĢük ve asidik sulardır (Türkman ve diğ., 2001). Ağır metaller ve diğer toksik maddeler suda
düĢük konsantrasyonlarda bulunmaları halinde bile insan sağlığına zarar vererek hastalıklara ve
hatta ölümlere yol açabilmektedir. Bu maddeler arasında en önemli grubu; Ag, As, Be, Cd, Cr,
Pb, Mn, Hg, Ni, Se, V, Zn gibi ağır metaller oluĢturmaktadır. Sözkonusu elementlerin
çoğunluğu ağır metal grubuna girmektedir (Kahvecioğlu ve diğ., 2002). Bu kirleticileri betraraf
etmek için kimyasal çöktürme, kimyasal oksidasyon, kimyasal redüksiyon, iyon değiĢimi,
filtrasyon ve elektrokimyasal arıtım gibi çeĢitli prosesleri içeren atıksu arıtma teknolojileri
geliĢtirilmiĢtir. Bu teknolojiler ağır metal iyonlarının yüksek konsantrasyonda olduğu
durumlarda etkin ve verimli arıtım sağlamaktadır. Ancak çözelti içerisindeki düĢük metal
konsantrasyonlarında (1-100mg/L) bu arıtım yöntemleri etkisiz veya çok pahalı olmaktadır
(Volesky, 1990; Ġleri, 2000). Ayrıca bu ileri teknolojik iĢlemlerinin; tam olarak metalleri
giderememesi, pahalı ekipman gerektirmeleri, yüksek kimyasal madde ve enerji ihtiyaçları ve
arıtma sonucunda toksik özellikte çamur oluĢturma gibi dezavantajları vardır (Aksu ve diğ.,
2002). Bu nedenlerle endüstriyel proses çıkıĢlarında ağır metal iyonlarını gidermede ucuz ve bol
bulunan biyolojik maddelerin kullanımı esasına dayanan biyosorpsiyon prosesi son zamanlarda
önem kazanmıĢtır. Özellikle biyolojik kökenli maddeleri iĢleyen ve doğaya biyolojik atık veren
sanayi kuruluĢlarının oluĢturduğu atıkları adsorpsiyon iĢleminde adsorbent olarak kullanılması
ile çevreye dost biyosorpsiyon olayı güncellik kazanmıĢtır. Bu prosesin en önemli avantajı, bir
atığı baĢka bir atık ile arıtarak hem geri kazanımın sağlanması hem de kullanılacak
E. Malkoç Y. Nuhoğlu
76
adsorbentlerin atık olarak alıcı ortamlara verilerek meydana getireceği çevre kirliliğinin
önlenmesidir.
Nikel tuzları metal kaplama iĢlerinde kullanılır. Yüzey ve yeraltı sularına kaplama
banyolarından yapılan deĢarj, sulardaki nikel miktarını artırır. Çelik parçalarının bakır alaĢımlı
ve alüminyum alaĢımlı parçalarının kaplanmasında elektrolit çökelti halinde kullanılır.
Elektrikli ısıtıcı bobinlerin, mıknatısların, kimya sanayinde, cerrahi ve fizik aletlerinin
yapımında, paranın üretiminde atık olarak çevreye nikel verilir. Alg ve balıklar için toksiktir.
Ġnsanlara ise sulu yiyeceklerden geçer ve zamanla akciğer, bağırsak, deri gibi dokularda
birikebilir. Nikel rafinasyon iĢçileri üzerinde yapılan bir çalıĢmada, mide ve akciğer kanserine
yakalanma oranının yüksekliği dikkate alınması gereken bir konudur (Çokadar ve diğ., 2003).
Tehlikeli ve zararlı atıkların arıtılması ve uzaklaĢtırılması için ülkemizin sınırlı olan imkanları
da gözönüne alındığında, uygun bir adsorbent seçimi ile adsorpsiyon prosesi atıksulardan ağır
metallerin giderimi için uygun bir alternatif olabilir. Adsorpsiyon alanında esas olan pahalı
olmayan ve bol miktarda bulunan biyomateryallerin seçilmesidir. Bu amaçla, yapılan çalıĢmada
kabuk ve kadehlerinden tanenli madde ve valeks elde edilen palamut meĢesi atığı adsorbent
olarak seçilmiĢ, sürekli sabit yataklı kolonda Ni(II) giderimi araĢtırılmıĢtır.
2.1. Adsorbent ve Ni(II) stok çözeltisinin hazırlanması
Kabuk ve kadehlerinden tanenli madde ve valeks elde edilen palamut meĢesinin atığı "Salihli
Palamut ve Valeks Sanayii T.A.ġ." ‗den temin edilmiĢtir. Palamut meĢesi atığı, geniĢ bir yüzeye
serilerek 3-4 gün kurutulduktan sonra distile su ile yıkanarak kullanılmıĢtır.
Sürekli adsorpsiyon kolonlarında yapılan denemelerde, adsorbentin partikül boyutu 1.0-3.0 mm
olarak alınmıĢtır. 1g/L‘lik Ni2+ stok çözeltisi NiCl2.6H2O‘dan hazırlanmıĢtır. ÇalıĢmalarda
kullanılan nikel çözeltisi stok çözeltiden gerekli seyreltmeler yapılarak kullanılmıĢtır.
2.2. Deney sistemi
Sabit yataklı kolon deneyleri, 30 cm yükseklikte ve 2 cm iç çapa sahip düĢey cam kolonda
yürütülmüĢtür. Kolon peristatik pompa yardımıyla alttan beslenmiĢ ve adsorbent kolona
yerçekiminin etkisi ile ilave edilmiĢtir. Adsorpsiyon kolonu besleme solüsyonu ile adsorpsiyon
yatağı tükeninceye kadar beslenmiĢ ve örnekler belli aralıklarla çıkıĢtan alınmıĢtır.
Kolon çalıĢmalarındaki ana amaç; önceden belirlenen kirletici konsantrasyonuna ulaĢıncaya
kadar, büyük adsorpsiyon kolonlarındaki servis zamanını veya verilen kolon yüksekliğinde
adsorpsiyon yatağının kapasitesini tahmin edebilmektedir (Lehmann ve diğ., 2001).
Sabit yataklı kolonun dinamik davranıĢı, çıkıĢ kirletici konsantrasyonu-zaman profili yani atılım
eğrisine göre tanımlanır (Aksu ve Gönen 2004; Chu, 2004).Sabit yataklı adsorpsiyon
kolonlarında, adsorbent partikülleri sabit yataklı kolonda tutulur ve katı adsorbent doyuncaya
kadar solüsyon yatak boyunca sürekli geçirilerek istenilen uzaklaĢtırma elde edilinceye kadar
solüsyon akmaya devam eder. Kolona gönderilen kirletici konsantrasyonu ile kolondan çıkan
kirletici konsantrasyonu eĢit oluncaya kadar adsorpsiyon iĢlemine devam edilir ve eĢitlik
sağlanıncaya kadar geçen süreye atılım zamanı denir (McCabe ve diğ., 1993).
Sabit Yataklı Adsorpsiyon Kolonunda Palamut MeĢesi Atığı ile Ni(II) Giderimine Kolon Yüksekliği
ve pH'ın Etkisi‘nin Ġncelenmesi
77
1. Ceketli sabit yataklı kolon
2. Termostat
3. Flowmetre
4. Peristatik pompa
5. Besleme tankı
6. ÇıkıĢ suyu tankı
Şekil 1. Ni(II) gideriminin yürütüldüğü sürekli sabit yataklı kolon
Bir kirletici için tipik atılım eğrisi arıtılan (atılan) hacim veya zamana karĢı cıkıĢ
konsantrasyonunun (CçıkıĢ; mg/L), giriĢ konsantrasyonuna (CgiriĢ; mg/L) oranı olarak ifade edilir
(Chu, 2004). ÇıkıĢ hacmi (Veff) aĢağıdaki gibi hesaplanır.
Veff  Qttoplam
(2.1)
=AkıĢ hızı ( ml dak-1), ttoplam
Q
=Toplam akıĢ zamanı ( dak)
t‘ye karĢılık Cad(giriĢ konsantrasyonu-çıkıĢ konsantrasyonu) miktarı grafiğe geçirilerek elde
edilen atılım eğrisi altındaki alan (A) toplam adsorbe edilen kirletici miktarını bulmak için
kullanılır. Verilen farklı deneysel Ģartlar için, toplam adsorbe edilen kirletici miktarı (q top;mg);
qtop
QA
Q


1000 1000
t ttoplam
C
ad
dt
(2.2)
t 0
Kolona gönderilen kirletici miktarı (mtop);
mtop 
C0 Qttop
1000
(2.3)
eĢitliği ile bulunur.Kolonda dengede uzaklaĢtırılan adsorban miktarı (maximum kolon
kapasitesi) qeq;
qeq 
qtop
X
eĢitliği ile hesaplanır. X=Adsorbent miktarı (g)
(2.4)
78
3.Bulgular ve Tartışma
Sabit yataklı adsorpsiyon kolonunda, palamut meĢesi atığı ile Ni2+ iyonunun giderimi oda
sıcaklığında (25°C) yapılmıĢtır. Adsorpsiyon davranıĢına, adsorpsiyon kolonunun yüksekliği ve
besleme solüsyonunun pH‘sının etkisi incelenmiĢtir.
3.1. Ni(II) giderimine kolon yüksekliğinin etkisi
Sabit yataklı adsorpsiyon kolonlarında, adsorpsiyon kapasitesini etkileyen en önemli değiĢken
kolon yüksekliğidir. Kolon yüksekliği, birçok adsorpsiyon modelinde kullanılan önemli bir
parametredir. Palamut meĢesi atığı ile yapılan adsorpsiyon denemelerinde kolon yüksekliğinin
etkisi incelenirken, Ni(II) iyonunun gideriminde kolon yüksekliği 10 cm, 20 cm ve 30 cm‘e
karĢılık gelen 10 g, 20 g ve 30 g palamut meĢesi atığı ile kolon doldurulmuĢtur.Besleme
çözeltisindeki Ni(II) konsnatrasyonu 100 mg/L ve akıĢ debisi 10 ml/dak değerinde sabit
tutulmuĢtur.
ġekil 2‘de görüldüğü gibi, 10 cm yatak derinliğine sahip kolonda 100 mg/L Ni(II) iyonunun
kolondan atılım zamanı 210 dakika iken 30 cm yükseklikte atılım zamanı 720 dakikaya
çıkmaktadır. Atılım zamanına yatak derinliğinin etkisi, giriĢ metal konsantrasyonunun
etkisinden daha fazladır (Al-Asheh ve diğ., 2002).
1
0,8
CçıkıĢ/CgiriĢ
0,6
10 cm
20 cm
0,4
30 cm
0,2
0
0
200
400
600
800
1000
t (dakika)
Şekil 2. Sabit yataklı kolonda palamut meĢesi atığı ile Ni(II) giderimine
kolon yüksekliğinin etkisi
79
8
Yatak kapasitesi (mg/g)
7,6
7,2
6,8
6,4
6
0
10
20
30
40
Kolon yüksekliği (cm)
Şekil 3. Ni(II) gideriminde kolon yüksekliği ile yatak kapasitesinin değiĢimi
Palamut meĢesi atığı ile Ni(II) iyonunun gideriminde, 10 cm kolon yüksekliğindeki kolonda
100 mg/L Ni(II) iyonu 6.458 mg/g yatak kapasitesi ile giderildiği ġekil 3‘de görülmektedir.
Kolon yüksekliği arttıkça yatak kapasitesi de artmaktadır. 20 cm kolon yüksekliğinde yatak
kapasitesi 7.3 mg/g‘a ve 30 cm kolon yüksekliğinde ise 7.71mg/g değerine yükselmektedir.
Kolondaki yatak yüksekliğinin artmasıyla metal uzaklaĢtırma kapasitesindeki artıĢ olmaktadır.
Bu artıĢ adsorpsiyon için daha fazla bağlanacak bölge oluĢmasına neden olan adsorbentin
miktarındaki artıĢa bağlı olarak adsorben yüzeyindeki artıĢa bağlıdır. Atılım zamanı aynı
zamanda yatak yüksekliğindeki artıĢla armaktadır (Pradip ve Sharma, 1991).
3.2. Ni(II) giderimine pH‘ın etkisi
Sabit yataklı adsorpsiyon kolonunda palamut meĢesi atığı ile yapılan adsorpsiyon
çalıĢmalarında, solüsyonun giriĢ pH‘sının etkisini araĢtırmak için; pH değeri 2.0; 3.0; 4.0; ve 5.0
olarak değiĢtirilmiĢtir. Yapılan denemeler, 30 cm (30 g adsorbent) yüksekliğindeki kolonda
gerçekleĢtirilmiĢtir.
Ni(II) gideriminde en yüksek verim pH=5.0‘de gerçekleĢmiĢtir. ġekil 4‘den de görüldüğü gibi,
100 mg/L Ni(II) iyonu için kolondan atılım zamanı pH=5.0‘de 720 dakika iken pH=3.0‘de 300
dakika ve pH=2.0‘de ise 180 dakikadır.
80
1
0,8
CçıkıĢ/CgiriĢ
0,6
pH=2.0
pH=3.0
0,4
pH=4.0
pH=5.0
0,2
0
0
200
400
600
800
t (dakika)
Şekil 4. Sabit yataklı kolonda palamut meĢesi atığı ile Ni(II) giderimine pH‗ın etkisi
Aynı zamanda, palamut meĢesi atığı ile Ni(II) gideriminde, pH=2.0‘de yatak kapasitesi 1.55
mg/g iken pH=3.0‘de 3.81 mg/g ‗a ve pH=5.0‘de ise 7.712 mg/g değerine yükselmektedir. Yani
en yüksek yatak kapasitesi pH=5.0‘de elde edilmiĢtir.
4. Sonuçlar
Bu çalıĢmada, fabrika atıklarının ağır metal gideriminde adsorbent olarak kullanılabilirliği
araĢtırılmıĢtır. Fabrika atıklarının adsorpsiyon yöntemi ile ağır metal iyonlarının gideriminde
kullanılması ile hem fabrika atıkları değerlendirilerek alıcı ortamda kirlilik unsuru olmaları
engellenecek hemde bu atıkların çevre mühendisliğinde yaygın olarak kullanılan pahalı bir
adsorbent olan aktif karbona alternatif adsorbent olarak kullanılması mümkün olacaktır. Ni(II)
gideriminde en yüksek verim pH=5.0‘de gerçekleĢmiĢtir. Palamut meĢesi atığı ile Ni(II)
iyonunun gideriminde, 10 cm kolon yüksekliğindeki kolonda 100 mg/L Ni(II) iyonu 6.4585
mg/g yatak kapasitesi ile giderilmiĢ ve kolon yüksekliği arttıkça yatak kapasitesinin de arttığı
görülmüĢtür.
Sonuç olarak; palamut meĢesi atığının Ni(II) gideriminde uygun bir adsorbent olduğu
düĢünülmektedir.
81
Kaynaklar
Aksu, Z., Açıkel, Ü., Kabasakal, E., and Sezer, S. (2002). Equilibrium modelling of individual and simultaneous
biosorption of chromium(VI) and nickel(II) onto dried activated sludge, Water Research, 36, 3063-3073.
Aksu, Z. and Gönen, F. (2004). Biosorption of phenol by immobilized activated sludge in a continuous packed bed:
prediction of breakthrough curves, Process Biochemistry, 39, 599-613.
Al-Asheh, S., Abdel-Jabar, N., and Banat, F. (2002). Packed-bed sorption of copper using spent animal bones:
Factorial experimental design, desorption and column regeneration, Advances in Environmental Research,
6, 221-227.
Chu, K.H. (2004). Improved fixed-bed models for metal biosorption, Chemical Engineering Journal, 97, 233-239.
Çokadar, H., Ġleri, R., AteĢ, A.ve Ġzgi, B. (2003). Nikel(II) Ġyonunun Sulu Ortamdan Granül Aktif Karbon (GAK) ile
Giderilmesi, Ekoloji Dergisi, 46 (12), 38-42.
Ġleri, R. (2000). Çevre Biyoreknolojisi. DeğiĢim Yayınları, Adapazarı.
Kahvecioğlu, Ö., Kartal, G., Güven, A., ve Timur, S. (2002). Metallerin Çevresel Etkileri-I, Metalurji ve Malzeme
Müh.Bölümü, ĠTÜ, Ġstanbul.
Lehmann, M., Zouboulis, A.I., Matis, K.A. (2001). Modelling the sorption of metals from aqueous solutions on
goethite fixed-beds., Env. Pol., 113, 121-128.
McCabe, W.L., Smith, J.C., and Harriot, P. (1993). Unit operations of chemical engineering. Fifth edition.
McGraw_Hill, 647-685. New York, ABD.
Pradip, P.K., Sharma, M.M. (1991). Recovery of heterocyclic amines from dilute aqueous solution waste streams,
Ind. Eng. Chem. Res., 30,1880-1886.
Türkman, A.,Aslan, ġ. Ve Ege, Ġ. (2001). Doğal zeolitlerle atıksulardan kurĢun giderimi (lead removal from
wastewaters by natural zeolıtes), DEÜ Mühendislik Fakültesi Fen ve Mühendislik Dergisi, 3 (2),13-19.
Volesky, B. (1990). Biosorption of Heavy Metals. CRC Pres, Boca Raton, 396, Florida.
11-13 Haziran 2008
Kalsiyum Aljinat Bilyeleri ile Çinko İyonlarının Adsorpsiyonu
Züleyha Bingül, Seçil Sağol ve Nuhi Demircioğlu
Atatürk Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 25090, Erzurum.
Öz Bu çalıĢmada sodyum aljinattan üretilen kalsiyum aljinat bilyeleri kullanılarak sulu
çözeltilerden çinko iyonları adsorpsiyon yöntemi ile giderilmeye çalıĢılmıĢtır. Yapılan
denemelerde çinko iyonlarının gideriminde pH, baĢlangıç çinko konsantrasyonu ve kalsiyum
aljinat bilyelerinin yoğunluğunun adsorsiyon verimi ve adsorsiyon hızı üzerindeki etkileri
kesikli bir sistemde incelenmiĢtir. Adsorpsiyon dengesine 40 dakikada ulaĢılmıĢtır.
Denemelerden elde edilen verilere göre baĢlangıç çinko konsantrasyonu arttıkça çinko
uzaklaĢtırma verimi düĢmüĢ ve yüksek pH‘larda kalsiyum aljinat bilyeleri ile çinko uzaklaĢtırma
verimi artmıĢtır. Kalsiyum aljinat bilyelerinin yoğunluğunun artmasıyla da çinko giderme
veriminin arttığı gözlemlenmiĢtir. Yapılan adsorpsiyon denemelerinin dataları Langmiur ve
Freundlich adsopsiyon modelleri ile değerlendirilmiĢ ve Freundlich adsorpsiyon modeline
uygun olduğu bulunmuĢtur. Ġzoterm çalıĢmalarında Freundlich sabitleri Kf = 1,952 n = 2,137
olarak hesaplanmıĢtır.
Anahtar Kelimeler: adsorpsiyon; ağır metal, çinko, aljinat jeli; kalsiyum aljinat bilyeleri;
adsorpsiyon izotermleri
Sembol/Notasyon
C
Ce
Co
Kf
n
x/m
R
t
T
Konsantrasyon (mg/L)
Dengede çözeltide adsorplanmadan kalan çözünen konsantrasyonu (mg/L)
Çözünenin baĢlangıç konsantrasyonu (mg/L)
Freundlich izoterminde adsorpsiyonda kapasitesini gösteren sabit
Freundlich izoterminde adsorpsiyon Ģiddetini gösteren sabit
Dengede birim adsorplayıcı ağırlığı baĢına adsorplanan madde miktarı
(mg adsorplanan/g adsorplayıcı)
Regrasyon katsayısı
Zaman (dakika)
Sıcaklık (oC)
1. Giriş
Teknolojik geliĢmelerde önemli rol oynayan endüstriyel faaliyetler ekosistemdeki ağır metal
kirliliğine katkıda bulunmaktadır. KurĢun, bakır, kadmiyum, çinko ve nikel endüstriyel
tesislerden deĢarj edilen atıksularda bulunan en yaygın kirleticilerdir. Ağır metal kirliliği kalıcı
seyrelme ve çökme olmadığı sürece canlı sağlığı üzerinde doğrudan zehirleyici etkiler
yapmaktadır. Sulu ortamlardan ağır metal uzaklaĢtırılmasının iki ana nedeni vardır. Bunlardan
birincisi toksititenin azaltılması, diğeri ise ekonomik değeri yüksek olan metallerin geri
kazanılmasıdır. Bu amaçla ağır metal iyonu içeren atıksuların arıtılmasında, kimyasal olarak
metal iyonunun çökebilen bir bileĢiği Ģekline dönüĢtürülmesi esasına dayanan genellikle iyon
değiĢimi, aktif karbon adsorpsiyonu gibi ikincil arıtımlar gerektiren kimyasal yöntemler
kullanılmaktadır (Bayhan, 1996).
84
Z. Bingül, S. Sağol, N. Demircioğlu
2. Genel Bilgiler
2.1. Sularda Ağır Metal Kirliliği ve Çevreye Etkileri
Teknolojinin geliĢmesiyle artan ağır metal kullanımı çeĢitli çevre sorunlarını da beraberinde
getirmektedir. Ağır metaller gerek topraktan çıkarılırken gerekse iĢlenip mamul haline
getirilirken sulara karıĢırlar. Özellikle çeĢitli endüstrilerde kullanılan ağır metal atıklarının suya
karıĢması kalıcı toksik etkiye sahip atıksuların oluĢmasına neden olmaktadırlar.
Toksititeleri açısından ağır metaller üç gruba ayrılabilir; ilk grupta bulunan Zn, Cu, Ni, V, Se
gibi biyolojik açıdan iz metaller hücre yapısında besin maddesi olarak kullanılırlar. Sınır
değerleri aĢıldığı zaman giderek zehirli olmaya baĢlarlar. Bu maddelerin bazıları nükleik
asitlerle olan zararlı etkileĢimleri sonucu kansorojen etki oluĢturabilirler. Ġkinci grupta yer alan
As, Sb, Bi, Tl gibi metallerin ise hiçbir biyokimyasal yararlılığı ve gerekliliği bilinmeyen,
zehirli ancak organizmada sınır değerleri aĢılmadıkça müsaade edilebilen metallerdir. Son
olarak yer alan Cd, Cr, Hg, Pb gibi metaller ise besin maddesi olarak kullanılmayan fakat
yüksek toksititesi olan elementlerdir (Onar, 1989).
Petrokimya tesisleri, tekstil, deri sanayii, demir-çelik üretimi, metal hazırlama, iĢleme ve
galvanizasyon, dağlama, elektronik kaplama, akü ve pil imalatı, elektrikli makine imalatı,
motorlu-motorsuz taĢıt tamirhaneleri, otomobil imalat sanayii gibi sektörlerden çıkan
atıksularda bu metallerin biri veya birkaçı değiĢik konsantrasyonlarda bulunmaktadır. Bunların
yanısıra tarımsal faaliyetler sonucu oluĢan atıklarda da ağır metallere rastlanmaktadır.
Ağır metal kirliliği içeren atıksular, BOĠ değeri düĢük, genelde asidik, suda yaĢayan ve bu suyu
kullanan canlılar için zehirleyici nitelikte, kendi kendine temizlenme veya arıtılmada etken
mikroorganizmaları bile öldürebilen inorganik karakterli sulardır.
Ağır metaller genelde protein molekülleri ile kuvvetli bağlar oluĢturma eğilimindedirler ve
birçok durumda enzim-metal kompleksini oluĢturmaktadırlar. Çoğu enzimin fonksiyonu özel bir
protein-metal iyonu kombinasyonuna bağlı olarak yürümektedir. Bununla beraber ağır
metallerin civa, kurĢun... vb. gibi olanları organizma için gerekli olan iz elementlerle rekabet
içinde olup, bu iz elementlerin yerini almakta, iz elementlerin de bakır, çinko gibi bazılarının
yüksek konsantrasyonları belirli proteinlerin iĢlevini durdurmakta veya bozabilmektedir
(Bayhan, 1996).
2.2. Çinko
Metaller içerisinde tüketim bakımından çelik, bakır ve alüminyumdan sonra, çinko dördüncü
gelmektedir (Pekkan ve Karayazıcı, 1979). Çinko tabiatta çok dağılmıĢ olarak bulunur.
Volkanik kayaların hemen hepsinde daima az miktarda çinkoya rastlanır. Yer kabuğunun
%0.013‘ünü teĢkil ettiği tahmin edilmektedir (Ün, 1968).
Metal proses atıksuları, nikel, krom, gümüĢ, çinko kaplama iĢlemleri, kaplama yatakları ve bu
yatakların temizlenmesi iĢlemlerinde ortaya çıkan atıksular çinkonun birincil kaynaklarını teĢkil
eder. Literatürde çinkonun atıksularda 0.1-3000 mgZn+2/lt arasında değiĢim gösterdiği
belirtilmiĢtir. Metal proses üretim Ģekline bağlı olarak kaplama çözeltilerindeki tipik çinko
içeriği 5000-34000 mgZn+2/lt arasında değiĢmektedir (Patterson, 1985).
2.3. Çinkonun Etkileri
Bir insanda günlük Zn ihtiyacı 8-20 mg kadardır. Ġnsan vücudu 2 gram kadar çinko içerir.
Protein metabolizmasına girer ve bazı enzimlerin iĢleyiĢinde rol oynar. Ġnsan için en düĢük letal
dozun LD 500 g/kg/G olduğu bilinmektedir. Çinko oksit için en düĢük toksik doz TD 600
85
g/m3‘dür. Bu takdirde, çinko oksit solunmakla akciğer sistemini etkilemektedir. Buharlarının
solunması ile akut metal duman humması, boğaz tahriĢi, öksürme, solunum güçlüğü, adale ve
eklem ağrıları, mide tahriĢi, peptik ülserler ve çeĢitli karaciğer etkileri çinkonun kötü etkileridir.
Evlerde kullanılan çinko kaplardan ötürü klorür ya da sülfat halinde çinko yutulabilir; yutulan
miktar 5-10 gr arasında olduğunda 10-12 saat içinde öldürücü bir etki yapar.
2.4. Çinko Arıtım Teknolojileri
Atıksularda çinkonun giderilmesi veya geri kazanılmasında; aĢağıdaki metodlar
kullanılmaktadır: Kimyasal çöktürme; Ġyon değiĢtirme; Evaporasyon; Elektrokimyasal arıtım;
Ters osmoz.
2.5. Adsorpsiyon
Genel olarak adsorpsiyon uygun bir arayüzeyde çözünmüĢ maddelerin biriktiği bir prosestir. Bu
arayüzey sıvı ile bir gaz, bir katı veya baĢka bir sıvı arasında olabilir (Tchobanoglous, 1991). Su
ve atıksu arıtımında sıvı ve katı faz arasındaki arayüzey yapay olarak sağlanır. Sıvı fazdan
uzaklaĢtırılan materyale "adsorbat", katı yüzeyi sağlayan maddeye ise "adsorbent" adı verilir
(Peavy, 1985).
GeçmiĢte atıksu arıtımında adsorpsiyon prosesi çok fazla kullanılmazdı. Fakat günden güne su
kalite standartlarının daha yüksek kalitede çıkıĢ suyu gerektirmesi sebebiyle adsorpsiyon
prosesinin kullanımı gün geçtikçe yaygınlaĢmaktadır (Tchobanoglous, 1991). Adsorpsiyon,
fiziksel ve kimyasal (Kemisorpsiyon) adsorpsiyon olmak üzere ikiye ayrılır:
(i) Fiziksel Adsorpsiyon: hidrojen bağı, Van der Waals etkileĢmeleri, protonasyon gibi
fiziksel kuvvetlerin birinci derecede rol oynadığı bir prosestir. Adsorpsiyon dengesine hızlı bir
Ģekilde eriĢilir ve proses geri dönüĢümlüdür, her bir kimyasal bağ için 20-50 kjmol-1
mertebesinde düĢük adsorpsiyon ısısı ile karakterize edilir. Fiziksel adsorpsiyonun aktivasyon
enerjisi sıfırdır. Bu sebeple, bu tip adsorpsiyon düĢük sıcaklıkta bile gerçekleĢme Ģansına
sahiptir.
(ii) Kimyasal adsorpsiyon (Kemisorpsiyon): genellikle geri dönüĢümsüzdür. Her bir
kimyasal bağ için 40-400 kjmol-1 mertebesinde yüksek adsorpsiyon ısısı ile karakterize edilir.
Çoğunlukla adsorbent ve adsorbat arasında iyonik yada kovalent bağlanma mevcuttur.
Kemisorpsiyonda, adsorbent ve adsorbat arasındaki yüksek ilgiden dolayı genellikle tek tabakalı
adsorpsiyon mümkündür.
2.6. Adsorpsiyonu Etkileyen Faktörler
Adsorpsiyon prosesi süresince, çözeltideki kirletici adsorbent tarafından tutularak çözeltiden
uzaklaĢtırılır. Adsorbe olan moleküllerin çoğu porların yüzeylerinin oluĢturduğu geniĢ bir alana
adsorbe olurken, pek azı partikülün dıĢ yüzeyinde adsorbe olur. Kirleticinin çözelti fazından
adsorbente transferi, adsorbent tarafından adsorplanan kirleticinin konsantrasyonunun
çözeltideki konsantrasyonu ile dengeye gelene kadar sürer ve dengeye ulaĢıldığında transfer
olayı durur. Katı ve sıvı fazlar arasındaki kirleticinin denge dağılımı adsorpsiyon sistemlerinin
önemli bir özelliğidir ve belirli bir sistemin kapasitesini tespit etmede yardımcı olur.
Mühendisler için eĢit öneme sahip parametrelerden biride sistemin dengeye ulaĢtığı, hızı
belirleyen kinetiktir. Adsorpsiyon hızı, arıtım için gerekli olan alıkonma zamanını belirler ve bu
yüzden karbon temas sistemlerinin boyutlarını doğrudan etkiler.
Proses kinetiği, kirleticinin çözeltiden karbon taneciklerindeki porlara transfer hızını açıklar.
Adsorpsiyon olayında proses boyunca üç farklı mekanizma iĢler:
86
(i) Adsorbe olacak molekül ilk olarak ana çözeltiden adsorbentin yüzeyine taĢınmalıdır. Bu
olayın gerçekleĢebilmesi için, molekülün adsorbenti çevreleyen çözücü filmi geçmesi gerekir ki
bu olaya ― Film Difüzyonu ‖ adı verilir.
(ii) Adsorbat molekülü, porun adsorbe olacağı iç yüzeyine taĢınmalıdır. Bu proses ise ― Por
Difüzyonu ― olarak adlandırılır.
(iii)Adsorbat molekülünün porların iç yüzeyine adsorbe olması.
Adsorpsiyon hızını ve adsorbe olan miktarı etkileyen birçok parametre vardır. Bu
parametrelerden önemli olan birkaçı: karıĢtırma hızı adsorbentin karakteristikleri, adsorbatın
çözünürlüğü, adsorbat moleküllerinin boyutu, pH ve sıcaklıktır.
3. Materyal ve Metod
3.1. Materyal
Aljinat Jeli: Deneylerde kullanılan sodyum aljinat sigma chemical tarafından macrocystis
pyrifera alginden üretilen ticari adı kelp olan bir aljinik asittir.
Kimyasal Maddeler: Deneylerde kullanılan kimyasal maddeler Merck marka olup ZnSO4x7H2O
ve susuz CaCl2‘dir.
Deney Düzeneği: Deney düzeneği bir silindirik cam reaktör, sıcaklığı sabit tutmak için bir su
banyosu ve bir karıĢtırıcıdan oluĢmaktadır.
3.2. Metod
Na-Aljinat Jelinin Hazırlanması: 3,0 gram toz Na-aljinat alınarak bir beher içerisine konmuĢ,
üzerine 197 ml saf su ilave edilmiĢtir. Bu karıĢım jel kıvamına gelene kadar bir cam çubukla
iyice karıĢtırılmıĢ ve jel haline getirilen karıĢım içerisindeki hava kabarcıklarının çıkması için
bir gün bekletilmiĢtir.
Ca-Aljinat Bilyelerinin Hazırlanması: Hazırlanan Na-aljinat jelinin CaCl2 çözeltisi içerisine
damlatılması ile elde edilmiĢtir. OluĢan bilyeler sabit hale gelmek için 1 gün süreyle sıcaklığı
sabit bir ortamda bekletilmiĢtir.
Kuru Ca-Aljinat Bilyelerinin Hazırlanması: Elde edilen yaĢ Ca-aljinat bilyelerinin 2 gün açık
havada bekletilmesi suretiyle kuru Ca-aljinat bilyeleri elde edilmiĢtir.
Çinko Çözeltisinin Hazırlanması: 1000 mg/l stok çinko çözeltisi 4,3955 gr ZnSO4x7H2O‘nun 1
litre deiyonize suda çözünmesiyle hazırlanmıĢtır. Denemeler için kullanılacak olan çeĢitli
deriĢimlerdeki çinko çözeltileri de stok çözeltiden gerekli seyrelmeler yapılarak hazırlanmıĢtır.
Analiz Yöntemleri: Adsorpsiyon çalıĢmaları boyunca, Zn+2 deriĢimleri grafit elektrotlu atomik
adsorpsiyon spektrofotometresinde ölçüldü.
4. Sonuçlar ve Değerlendirme
4.1. BaĢlangıç pH‘sının Etkisi
Ağır metal iyonlarının biyopolimerler ile adsorpsiyon prosesinde, adsorpsiyon kapasitesi ve
metal iyonunun biyopolimer yüzeyine adsorplanma hızını doğrudan etkileyen en temel
parametrenin ortamın baĢlangıç pH‘sının olduğu yapılan deneyler sonucunda saptanmıĢtır.
87
ÇalıĢmalarda 1M H2SO4 kullanılarak pH=2,0-3,0 ve 5,0 seviyelerinde deneyler yapılmıĢtır.
Deneylerde ortamın sıcaklığı 25oC, karıĢtırma hızı 200 rpm, baĢlangıç çinko konsantrasyonu
1×10-4 M , Ca-aljinat miktarı 2 gram ve %1,5‘luk jelden yapılmıĢ yaĢ bilyeler kullanılmıĢtır.
Örnek numuneler 2, 4, 6, 8, 10, 12, 15, 20, 30 ve 40 dakika gibi değiĢen zaman aralıklarında
alınmıĢ ve elde edilen sonuçlar ġekil 1‘de verilmiĢtir.
90
Giderim Verimi (%)
75
60
45
30
pH = 3
15
pH = 4
pH = 5
0
0
10
20
30
Zaman (dakika)
Şekil 1. Farklı pH değerlerinde adsorpsiyon veriminin zamana göre değişimi
Biyopolimerlerde bağlayıcı noktalar olarak karboksilat, amin, fospor, sülfat, hidroksit ve diğer
fonksiyonel gruplar bulunmaktadır. pH artıĢı ile yüklenen bölgeler daha fazla negatif özellik
kazandıklarından, pH azalması ile ağır metal uzaklaĢtırma veriminde de bir azalma olmaktadır.
Ayrıca hidrojen ve hidroksit iyonları dıĢındaki iyonlar ortamın pH‘sından etkilenmektedirler.
ġekil 1‘de görüldüğü gibi pH=5 de adsorpsiyon verimi diğer pH‘lara oranla daha yüksektir. pH
arttıkça biyopolimerin yüzeyi daha fazla negatif yükle yüklendiğinden dolayı, pozitif yüklü
çinko iyonlarının uzaklaĢtırma veriminde bir artıĢ olmuĢtur.
4.2. Ca-Aljinat Bilyeleri Ġle Çinko Giderimi Üzerine BaĢlangıç Konsantrasyonunun Etkisi
Deneylerde baĢlangıç çinko konsantrasyonu 5 mg/L, 10 mg/L ve 50 mg/L alınarak çalıĢmalar
yapılmıĢtır. Deneylerde sıcaklık 25 oC, pH = 3, aljinat miktarı 2 gr, aljinat yüzdesi %1,5 ve
karıĢtırma hızı 200 rpm olarak sabit tutulmuĢ ve elde edilen sonuçlar ġekil 2‘de verilmiĢtir.
88
90
Giderim Verimi (%)
75
60
45
30
Co = 5 mg/L
15
Co = 10 mg/L
Co = 50 mg/L
0
0
10
20
30
40
Zaman (dakika)
Şekil 2. Farklı baĢlangıç konsantrasyonlarında adsorpsiyon veriminin zamana göre
değiĢimi
ġekil 2‘de görüldüğü gibi, 5 mg/L baĢlangıç Zn+2 konsantrasyonunda en yüksek çinko
uzaklaĢtırma verimine (% 81,4) ulaĢılmıĢtır.
Çinko konsantrasyonu artarken uzaklaĢtırma verimi azalmaktadır. Bunun nedeni kalsiyum
aljinat bilyelerinde düĢük konsantrasyonlardaki çinko iyonlarını tutacak yeterli deriĢimde
fonksiyonel grup varken, konsantrasyon arttıkça fonksiyonel grupların yoğunluğu ortamdaki
çinko iyonlarını uzaklaĢtırmaya yetmemektedir.
Tablo 1. Ca-aljinat ile adsorpsiyonda baĢlangıç çinko konsantrasyonunun etkisi
Co
(mg/L)
5
8
10
15
20
25
30
Adsorplanan Çinko
(mg/L)
4,07
5,55
6,41
8,95
11,00
13,00
14,40
Ce
(mg/L)
0,93
2,45
3,59
6,05
9,00
12,00
15,60
x/m
(mg/L)
2,04
2,78
3,21
4,48
5,55
6,5
7,2
Kalsiyum-aljinatın çinko iyonlarını adsorplama kapasite ve Ģiddetini belirlemek için
sabit kalsiyum-aljinat miktarında, baĢlangıç çinko konsantrasyonları değiĢtirerek bir seri deney
yapılmıĢ denge halinde birim adsorplayıcı kütlesinde adsorplanan çinko miktarı (x/m) ile
ortamda kalan ağır metal iyonları deriĢimleri (Ce) hesaplanarak; Freundlich ve Langmuir
adsorpsiyon modellerine uygunluğu tartıĢılmıĢ ve Freundlich izotermine uyduğu
gözlemlenmiĢtir.
89
0,90
0,80
log (x/m)
0,70
0,60
0,50
0,40
y = 0,468x + 0,2907
0,30
R2 = 0,9879
0,20
-0,10
0,10
0,30
0,50
0,70
0,90
1,10
1,30
log Ce
Şekil 3. Farklı baĢlangıç konsantrasyonlarında Zn+2 iyonlarının Ca-aljinat bilyeleri ile
adsorpsiyonunda Freundlich modeline göre elde edilen adsorpsiyon izotermi(2 gr %1,5
lik bilyeler)
3.3. Adsorpsiyon Verimi Üzerine Ca-Aljinat Bilyelerinin Yoğunluğunun Etkisi
Ca-aljinat ile çinko adsorpsiyonu üzerine aljinat bilye yoğunluğunun etkisinin araĢtırılması
amacıyla yapılan deneylerde sıcaklık 25 oC, pH = 3, aljinat miktarı 2 gr, aljinat yüzdesi %1,5 ve
karıĢtırma hızı 200 rpm olarak sabit tutulmuĢ elde edilen veriler ġekil 4‘de verilmiĢtir.
80
Giderim Verimi (%)
60
40
20
% 1,5 lik bilye
% 3,0 lık bilye
0
0
10
20
30
40
Zaman (dakika)
Şekil 4. Adsorpsiyon verimi üzerine Ca-aljinat bilyelerinin yoğunluğunun etkisi
90
ġekil 4 incelendiğinde adsorpsiyon hızının ve çinko uzaklaĢtırma veriminin % 3,0‘lük
bilyelerde daha yüksek olduğu görülmektedir. Bunun nedeni % 3,0‘lük bilyelerde fonksiyonel
grupların daha fazla olmasıdır. Diğer taraftan % 3,0‘lük bilyelerde biyopolimer
konsantrasyonunun daha yüksek olması nedeniyle metal iyonlarının difüzyonu %1,5‘lik
bilyelerden daha yavaĢtır. Bunun nedeni yoğun fonksiyonel grupların difuzyonu engellemesidir.
Bu olay sonucunda adsorpsiyon hızı ve verimi üzerine difuzyonun etkili olduğu görülmektedir.
5. Sonuç
Adsorpsiyon hızının genelde ilk 15 dakika içerisinde daha hızlı olduğu bu noktadan sonra
yavaĢlamaya baĢladığı 20 dakikadan sonra denge durumuna yöneldiği söylenebilir. pH arttıkça
adsorpsiyon verimininde arttığı tespit edilmiĢtir. En iyi adsorpsiyon verimi pH = 5,0 değerinde
elde edilmiĢtir.
Yapılan bu çalıĢma Ģartları dıĢında karıĢtırma hızı, daha geniĢ pH ve konsantrasyon aralığı,
sıcaklık ve iyonik Ģiddet gibi parametrelerde dikkate alınmak Ģartıyla yapılacak deneyler,
kalsiyum aljinat bilyeleri ile adsorpsiyon çalıĢmalarında daha fazla bilgiler sağlayayacaktır.
Kaynaklar
Bayhan, Y.K., (1996). Çapraz akıĢ mikrofiltrasyon sistemi kullanılarak S. cerevisiae ile endüstriyel atıksulardan ağır
metal giderimi. Doktora Tezi, A.Ü., Fen Bilimleri Ens., Çevre Müh. Anabilim Dalı, 1-3, 6-10, 16-21, Erzurum.
Onar, N.A. (1989). Hava kirinde bulunan eser metallerden kurĢun, kadmiyum ve civaya maruziyetin belirlenmesinde
biyolojik materyal seçimi. Ondokuz Mayıs Üniversitesi Fen Dergisi, 1,3,55.
Patterson, J.W., (1985). Industrial Treatmant Technology. Butterworth Publisherrrs, 437-455, London.
Peavy, H.,S., Rowe, D.,R., Tchobanoglous, G., (1985). Environmental Engineering,195, Mc Graw Hill International
Editions Civil Engineering Series, Singapore
Pekkan, A., Karayazıcı, F.Ġ., (1979). Kimya sektör araĢtırması, kurĢun ve kurĢun bileĢikleri. Türkiye Sınai Kalkınma
Bankası A.ġ., 16, Ġstanbul.
Tchobonaglous, G., Burton, L.,F., (1991). Wastewater Engineering Treatment, Disposal, Reuse, 315, Mc Graw Hill
International Editions Civil Engineering Series, New York
Ün,
R.,
(1968).
Metal
Kimyası
Dersleri.
ġirketi
Mürettebiye
Basımevi,
333-350,
Ġstanbul.
11-13 Haziran 2008
Veteriner Antibiyotiklerinin Fotokatalitik Oksidasyon Prosesi
İle Arıtımında Su Bileşenlerinin Etkisi
Keziban Seven Yalap ve Işıl Akmehmet Balcıoğlu
Boğaziçi Üniversitesi, Çevre Bilimleri Enstitüsü, 34342 Bebek İstanbul
E-posta: [email protected], [email protected]
Bu çalıĢmada bir tetrasiklin antibiyotiği olan oksitetrasiklinin (OTC) fotokatalitik oksidasyon
prosesi ile arıtılması farklı reaksiyon koĢullarında araĢtırılmıĢ ve antibiyotik konsantrasyonunun,
pH‘nın ve hidrojen peroksitin oksidasyon verimine etkileri incelenmiĢtir. Ayrıca suda bulunan
kalsiyum (Ca2+), bikarbonat (HCO3-), nitrat (NO3-), fosfat (PO43-), sülfat (SO42-) ve klorür (CI-)
iyonlarının arıtma verimine etkileri incelenmiĢtir. Nötr pH değerinin arıtma verimine en uygun
pH olduğu saptanmıĢtır. Peroksit konsantrasyonunun 50 mgL-1‘den yüksek olması durumunda
arıtma veriminin düĢtüğü gözlenmiĢtir. Kalsiyumun düĢük ve yüksek konsantrasyonlarının
reaksiyona önemli bir etkisi olmamıĢ ancak bikarbonat, nitrat, fosfat, sülfat ve klorür iyonlarının
arıtma verimini azalttıkları saptanmıĢtır.
Anahtar Kelimeler: antibiotik, fotokatalitik oksidasyon, oksitetrasiklin, titanyum dioksit
1. Giriş
Antibiyotikler günümüz ilaç sektöründe önemli bir grup olarak yer almaktadırlar. Ġnsanların
tedavi edilmesinin yanı sıra hayvan sağlığının korunması ve üretim veriminin artırılması
amacıyla da yaygın olarak kullanılmaktadırlar. Organizmaya uygulanan antibiyotikler %90‘a
varan oranlarda metabolize edilmeden vücuttan atılırlar (Kemper, 2008) ve bu nedenle insan ve
hayvan dıĢkısı yüksek miktarda antibiyotik içerebilir. Yapılan çeĢitli çalıĢmalarla,
antibiyotiklerin çevrenin çeĢitli kompartımanlarının yanısıra hayvan dıĢkısı ve evsel atıksu
arıtma çamurunda bulunduğu tespit edilmiĢtir. Ġnsan ve hayvan antibiyotikleri üretim
proseslerinden kaynaklanan atıkların, evsel atıksuyun ve hayvan yetiĢtiriciliğinden kaynaklanan
atıkların arıtımında uygulanan konvansiyonel yöntemlerin antibiyotik gideriminde yetersiz
olması çevrede antibiyotik kirliliğine neden olmaktadır (Heberer, 2002; Balcıoğlu, 2007). Bu
maddeler fiziksel ve kimyasal özelliklerine bağlı olarak su kaynaklarına ve sedimentlere
ulaĢabilmektedirler. Antibakteriyel maddelerin yüksek konsantrasyonlarının çevrede bulunması,
mikroorganizmalar üzerinde toksik etkiye neden olarak ekolojik dengenin bozulmasına, düĢük
konsantrasyonlarının çevrede bulunması ise patojen ve patojen olmayan bakterilerin antibiyotik
direnci kazanmasına neden olabilir.
Bazı araĢtırmalarla antibiyotiklerin atık su arıtma sistemlerinde ve çevrede biyolojik olarak
giderilemediği saptanmıĢtır (Ternes 1998; Kümmerer ve diğ., 2000 ve Heberer, 2002). Çevrede
önemli problemlere yol açan antibiyotik kirliliğinin giderimi için alternatif arıtım yöntemlerinin
geliĢtirilmesi son yıllarda önem kazanmıĢtır. Ġleri oksidasyon proseslerinin antibiyotiklerin
arıtımında etkili olduğu saptanmıĢtır (Dantas ve diğ., 2008; Ötker ve Balcıoğlu, 2005, Alaton ve
diğ. 2004, Balcıoğlu ve Ötker 2003; Andreozzi ve diğ., 2003; Balcıoğlu ve Ötker, 2002,
Zwiener ve Frimmel, 2000).
Bu çalıĢmada bir tetrasiklin antibiyotiği olan oksitetrasiklinin (OTC) fotokatalitik oksidasyon
prosesi ile arıtılması farklı reaksiyon koĢullarında araĢtırılmıĢ ve antibiyotik
konsantrasyonunun, pH‘ın ve hidrojen peroksit konsantrasyonunun oksidasyon verimine etkileri
incelenmiĢtir. Fotokatalitik oksidasyon prosesi, biyolojik yöntemlerle arıtılamayan kirleticilerin
92
K. S. Yalap, I. A. Balcıoğlu
gideriminde kullanılan bir ileri oksidasyon prosesidir. Literatür araĢtırmalarında bazı
antibiyotiklerin fotokatalitik oksidasyon prosesleri ile giderimleri incelenmiĢ olmasına rağmen,
suda bulunması muhtemel iyonların arıtma verimine etkileri incelenmemiĢ olmasından yola
çıkılarak, bu çalıĢmada ayrıca suda bulunan kalsiyum (Ca2+), bikarbonat (HCO3-), nitrat (NO3-),
fosfat (PO43-), sülfat (SO42-) ve klorür (CI-) iyonlarının arıtma verimine etkileri incelenmiĢtir.
Doğal sularda bulunan organik madde konsantrasyonun da etkisi bu çalıĢma kapsamında
araĢtırılmıĢtır.
2. Metod ve Materyal
2.1. Kimyasallar
Oksitetrasiklin hidroklorür (Sigma, %95 HPLC saflığında) temin edildiği Ģekilde deneylerde
kullanılmıĢtır. Bütün diğer kullanılan kimyasallar analitik saflıktadır. Çözeltilerin
hazırlanmasında HPLC derecesinde su (MilliQ sistem) kullanılmıĢtır. Fotokatalitik oksidasyon
prosesi TiO2 (Degussa P25) fotokatalizör olarak kullanılması ile gerçekleĢtirilmiĢtir.
2.2. Fotokatalitik Oksidasyon
Fotokatalitik oksidasyon deneyleri 20 W (Black light) floresans lambasına sahip borosilikat
camdan yapılmıĢ reaktörde gerçekleĢtirilmiĢtir. Fotokatalizörün sentetik olarak kirletilen suda
homojen bir Ģekilde karıĢmasını sağlamak amacıyla reaktör tabanında bulunan sinterlenmiĢ
cam filtreden hava geçirilmiĢ ve ayrıca bir peristaltik pompa ile çözeltinin sirkülasyonu
sağlanmıĢtır. Reaktörün örnek alma musluğu kullanılarak 10 dakikalık zaman periyotlarında
alınan örnekler 5000 rpm ‗de santrifüjlendikten sonra 0,45 µm membran filtre ile
süzülmüĢtürler.
2.3. OTC Analizi
OTC analizi spektrofotometre ve HPLC ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Spektrometrik ölçümler için
Schimadzu UV-160 model spektrofotometre kullanılmıĢtır. HPLC analizi dörtlü pompa, DAD
detektör, otomatik enjeksiyon sistemi ve otomatik örnekleme sistemine sahip Agilent 1100
serisi sistem ile gerçekleĢtirilmiĢtir. HPLC analizi Eclipse XDB, 5µ, 150 x 4mm kolonunda,
ODS, octadecyl koruma kolonu ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Suda % 0.1 formik asit ve ACN‘de %
0.1 formik asit mobil faz gradient olarak kullanılmıĢtır. OTC‘nin kantitatif olarak saptanması
368 nm dalga boyunda UV dedektör ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Kalsiyum iyonlarının antibiyotik ile
kompleks oluĢturması OTC‘nin maksimum absorbans gösterdiği dalga boyunun ve absorpsiyon
Ģiddetinin değiĢmesine neden olduğundan ayrı bir kalibrasyon eğrisi ile sonuçlar
değerlendirilmiĢtir.
2.3. Reaksiyon Ürünlerinin Toksisitesi
OTC ile sentetik olarak kirletilen ve fotokatalitik oksidasyon ile arıtılan suyun toksisite
değerlerinin saptanmasında Brouwer, 1991 tarafından tanımlanan dehidrogenaz aktivitesine
(DHA) dayanan resazurin yöntemi, bazı değiĢikliklerin yapılması ile kullanılmıĢtır. Bakteri
kültürü olarak Bacillus subtilis (Refik Saydam Hıfzısıhha Merkezi) seçilmiĢtir.
Veteriner Antibiyotiklerinin Fotokatalitik Oksidasyon Prosesi İle Arıtımında Su Bileşenlerinin Etkisi
93
3. Bulgular ve Değerlendirme
3.1. OTC‘nin Fotokatalitik Oksidasyonu
OTC Konsantrasyonu (mM)
ġekil 1, 49,6 mg L-1 oksitetrasiklin antibiyotiğinin pH=7‘de 1 g L-1 TiO2 varlığında fotokatalitik
oksidasyon ile giderimini göstermektedir. ġekilde aynı zamanda kontrol deneylerinin de
sonuçları sunulmaktadır. Bu deneyler karanlık ortamda sadece OTC varlığında, karanlık
ortamda OTC ve TiO2 varlığında, UV ve havanın OTC‘ye
uygulanması suretiyle
0.12
0.1
0.08
Hava + UV
0.06
TiO2 +Karanlık Ortam
Karanlık Ortam
0.04
TiO2+Hava+UV
0.02
0
0
10
20
30
40
50
60
70
Zaman (dakika)
Şekil 1. Oksitetrasiklinin fotokatalitik oksidasyon ile giderimi
Yapılan deney sonuçlarında 1 saatlik fotokatalitik oksidasyon ile baĢlangıç konsantrasyonu 49,6
mg/L olan OTC‘nin % 95 oranında giderildiği saptanmıĢtır. Diğer taraftan TiO2 ile karanlıkta
yapılan 1 saatlik deney OTC‘nin % 17 ‗sinin adsorbe olduğunu ve hava + UV uygulanan deney
ise reaksiyon süresinde OTC‘nin ihmal edilebilecek düzeyde fotodegradasyona uğradığını
göstermektedir. Fotokatalitik oksidasyon sonucunda oluĢan reaksiyon ürünlerinin toksisitesi
bacillus subtilis ile saptanmıĢtır ve reaksiyonun ilk 15 dakikasında toksik etkinin arttığı ve
reaksiyon süresinin ilerlemesi ile azaldığı bulunmuĢtur.
3.2. Antibiyotik Konsantrasyonunun Fotokatalitik Oksidasyon Verimine Etkisi
1x10 – 5x10-1 mM aralığında OTC‘nin beĢ farklı konsantrasyonu ile fotokatalitik oksidasyon
deneyleri pH=7‘de gerçekleĢtirilmiĢtir. Burada seçilen konsantrasyon aralığı, bu kirleticinin
doğal su kaynaklarında saptanan miktarlarından oldukça yüksektir (Hirsch ve diğ.1999). Ancak
fotokatalitik oksidasyon prosesinde çeĢitli parametrelerin etkisini inceleyebilmek amacıyla
yüksek OTC konsantrasyonunda deneyler yapılmıĢtır.
-2
OTC konsantrasyonunun değiĢimi ile TiO2 yüzeyinde adsorbe olan antibiyotik miktarı değiĢim
göstermiĢtir. OTC‘nin fotokatalizör yüzeyinde adsorpsiyonunun bir saatte tamamlandığı göz
önüne alınarak oksidasyon reaksiyonundan önce çözelti bir saat karanlıkta karıĢtırılmıĢ ve
baĢlangıç konsantrasyonu Ce olarak belirtilmiĢtir. ġekil 2‘de OTC baĢlangıç konsantrasyonun
baĢlangıç giderim hız sabitine (r0) etkisi gösterilmiĢtir.
94
600
y = 8.8622x + 143.07
500
2
R = 0.9331
1/r0
400
Konsantrasyon Adsorbsiyon
(mM)
(%)
0.5
7.5
0.1
17.7
0.07
18.4
0.05
35.2
0.04
37.9
300
200
100
0
0
10
20
30
40
50
1/ce
Şekil 2. OTC‘nin farklı konsantrasyonlarının baĢlangıç giderim hız sabitine etkisi
OTC konsantrasyonun 0.04 mM‘dan 0.5 e artırılması ile fotokatalizör yüzeyinde adsorbe olan
antibiyotik miktarının % 38 den % 7,5‗e azaldığı ve fotokatalitik oksidasyon giderim hızının da
konsantrasyonun artması ile azaldığı saptanmıĢtır. 5x10-1 mM OTC ‘nin 60 dakikalık
fotokatalitik oksidasyonu sonucu % 35 oranında giderim elde edilirken konsantrasyonun 20 kat
azaltılması ile ise 10 dakikalık sürede yaklaĢık giderim verimi % 90 ‘a ulaĢmıĢtır. ÇalıĢmada
kullanılan OTC konsantrasyonlarının su kaynaklarında saptanan konsantrasyonlardan oldukça
yüksek olduğu göz önüne alındığında fotokatalitik oksidasyon prosesinin bu mikrokirletici ile
kirlenmiĢ suların arıtımında etkili olacağı sonucu çıkarılabilir.
3.3. pH‘nın Fotokatalitik Oksidasyon Verimine Etkisi
Fotokatalitik reaksiyonlarda TiO2 yüzeyinin elektrostatik yükü üzerinde pH‘ın etkisi mevcut
olup, pH, fotokatalizör yüzey yük yoğunluğunu ve dolayısı ile fotokatalitik oksidasyon verimini
belirleyici bir faktördür. Özellikle iyonik organik maddelerin TiO2 yüzeyinde adsorpsiyonunda
pH önemli bir parametre olması dolayısıyla pH‘ın OTC‘nin fotokatalitik oksidasyonuna etkisi 3
farklı değerde incelenmiĢtir (ġekil 3). OTC bir zwiteriyon olup üç farklı pK a değerine sahiptir
(pK1 = 3.57, pK2 = 7.49 ve pK3 = 9.44). TiO2 yüzeyi ise pH 6.3 de (Nano ve Strathmann, 2006 )
yüksüz olduğundan asidik ve bazik pH değerlerinde sırası ile pozitif ve negatif yüklüdür.
OTC‘nin pozitif ve negatif yüklü fotokatalizör yüzeyindeki adsorpsiyonu ve fotokatalitik
oksidasyonu nötral pH‘da elde edilenden daha düĢüktür.
3.4. Hidrojen Peroksit‘in Fotokatalitik Oksidasyon Verimine Etkisi
Fotokatalitik oksidasyon prosesine H2O2 ilavesi ortamdaki hidroksil radikali konsantrasyonunu
artırdığı ve böylece kirleticilerin degradasyon hızını da artırdığı bilinmektedir (Naman ve diğ.
2002, Malato ve diğ 2000;). Bu çalıĢmada 25-100 mg. L-1 H2O2 ‗in OTC‘nin fotokatalitik
oksidasyon prosesine etkisi araĢtırılmıĢtır. Sadece H2O2‘in kullanıldığı kontrol deneylerinde bir
saatlik reaksiyon süresince OTC‘nin oksidasyonu gözlemlenmemiĢtir. 50 mg. L -1 H2O2‘in
fotokatalitik oksidasyon hızını sadece % 8 oranında artırmıĢtır. H2O2 konsantrasyonunun 100
mg. L-1 ‗e artırılması ise yüksek konsantrasyonlarda H2O2 hidroksil radikalleri ile reaksiyona
girmesi nedeniyle OTC giderim hızının azalmasına neden olmuĢtur.
95
pH 4
pH 7
pH 9
0.1
Fotokatalitik
Periyod
0.08
0.06
0.04
0.02
Adsorpsiyon
Periyodu
0.12
0
-20
başlangıç
0
20
40
60
80
Zaman (dak)
Şekil 3. pH‘nın OTC‘nin fotokatalitik oksidasyonuna etkisi
3.5. Su BileĢenlerinin OTC‘nin Fotokatalitik Oksidasyonuna Etkisi
Fotokatalitik oksidasyon çalıĢmalarında suda bulunan iyonların organik madde oksidasyonunda
olumsuz etkileri gözlenmiĢtir (Hu ve diğ. 2004;; Liao ve diğ. 2001; Abdullah ve diğ.1990). Bu
çalıĢmada suda bulunan kalsiyum (Ca2+), bikarbonat (HCO3-), nitrat (NO3-), fosfat (PO43-), sülfat
(SO42-) ve klorür (Cl-) iyonlarının OTC‘nin fotokatalitik oksidasyonu üzerine etkisi
araĢtırılmıĢtır. Her bir deney setinde hazırlanan TiO2 yüzeyinde adsorpsiyon dengesinin
oluĢması için 60 dakika boyunca karanlıkta (adsorbsiyon periyodu) karıĢtırılarak bekletme
iĢlemi uygulanmıĢtır. Ġlave edilen iyonların konsantrasyonlarının değiĢimi ile çözelti pH‘ında
değiĢiklikler meydana gelmiĢtir ve her bir deney setinde baĢlangıç pH değerleri 7 ye
ayarlanmıĢtır. Her bir iyonun farklı konsantrasyonu için 60 dakikalık denge periyodu sonundaki
OTC‘nin adsorpsiyonu ve 60 dakikalık fotokatalitik oksidasyon ile OTC konsantrasyonunun
değiĢimi için elde edilen sonuçlar Ģekil 4‘te sunulmuĢtur.
ġekilde görüldüğü gibi ilave edilen iyonların konsantrasyonuna bağlı olarak OTC‘nin TiO2
yüzeyinde adsorpsiyonunda değiĢiklik meydana gelmesine neden olmuĢlardır. Doğal su
kaynaklarında bol miktarda bulunan kalsiyum iyonları OTC ile kuvvetli kompleksler
oluĢturduklarından (Balcıoğlu ve ġalcıoğlu, 2008) yüksek Ca2+ konsantrasyonunda adsorbe olan
OTC miktarında azalma saptanmıĢtır (ġekil 4 a). Fotokatalitik oksidasyon periyodunda OTC
giderim hızında adsorpsiyon periyodunda elde edilen sonuçlara paralel olarak bir azalma
saptanmıĢtır.
Doğal ve kirlenmiĢ sularda bulunan bikarbonat iyonu hidroksil radikalleri ile hızlı bir reaksiyon
vermesi nedeniyle (k=3.9 108 M-1s-1 ) organik maddelerin oksidasyon verimini önemli ölçüde
azaltabilir (Abdullah ve diğ., 1990). 200 mg L-1 bikarbonat iyonunun ilavesi ile fotokatalizör
yüzeyinde OTC adsorpsiyonun %17‘den %1.5 azalmasına neden olmuĢtur (ġekil 4 b).
Birkarbonat iyonunun (200 mg/L) fotokatalizörün yüzeyinde adsorpsiyonu OTC
adsorpsiyonunu azaltmasının yanısıra katalizör yüzeyinde ve çözeltide bulunan hidroksil
radikalleri ile reaksiyonu sonucu bir saatte elde edilen OTC gideriminin % 98‘den % 78‘e
azalmasına neden olmuĢtur.
0.04
0.02
Fotokatalitik
Periyod
0
-20
başlangıç
0
20
40
Zaman (dak)
60
80
0.1
0.08
0.06
0.04
0.02
0
0
0.12
0.1
(e)
0.06
0.04
0.02
Adsorpsiyon
Periyodu
0.08
20
40
Zaman (dak)
60
0 mg/L SO4250 mg /l SO42100 mg /l SO421000 mg /l SO4210000 mg/l SO42Fotokatalitik
Periyod
0
başlangıç
-20
0
20
40
Zaman (dak)
60
80
0.06
0.04
0.02
Fotokatalitik
Periyod
0
0
20
40
Zaman (dak)
60
80
0.12
0.1
0 mg/L NO35 mg/l NO325 mg/l NO3125 mg/l NO3250 mg/l NO3-
(d)
0.08
0.06
0.04
0.02
Fotokatalitik
Periyod
0
-20
0
başlangıç
80
-20
başlangıç
0 mg/l PO435 mg/l PO4325 mg/l PO4350 mg/l PO4375 mg/l PO43Fotokatalitik
Periyod
0 mg /L HCO350 mg/l HCO3100 mg/l HCO3200 mg/l HCO3-
0.08
-20
başlangıç
(c)
Adsorpsiyon
Periyodu
0.12
(b)
0.1
Adsorpsiyon
Periyodu
0.06
0.12
20
40
Zaman (dak)
60
80
0.12
(f)
0 mg/L CI1000 mg/L CI10000 mg/L CI-
0.1
0.08
0.06
0.04
0.02
Adsorpsiyon
Periyodu
0.08
0 mg /L Ca+2
1264 mg/L Ca2+
200 mg/L Ca2+
(a)
0.1
Adsorpsiyon
Periyodu
0.12
Adsorpsiyon
Periyodu
96
Fotokatalitik
Periyod
0
-20
başlangıç
0
20
40
Zaman (dak)
60
80
Şekil 4. Su BileĢenlerinin OTC‘nin fotokatalitik oksidasyonuna etkisi
Doğal sulardaki antibiyotik kirlilik kaynağının esas olarak hayvan gübresi ile gübrelenmiĢ tarım
arazileri olduğunu göz önüne alarak bu çalıĢmada fosfat ve nitrat iyonlarının etkisi de
incelenmiĢtir. pH 7‘de H2PO4- olarak bulunan fosfat iyonları karbonat iyonlarında olduğu gibi
OTC adsorpsiyonunu önemli ölçüde azaltmıĢtır (ġekil 4 c). Fosfat iyonunun OTC arıtma
verimini azaltması bu iyonun TiO2 yüzeyinde adsorpsiyonu ve h+/OH• ile reaksiyonu sonucu
daha az reaktif ürünlerin oluĢması (H2PO4•)ile açıklanabilir.
OTC‘nin fotokatalizör yüzeyinde adsorpsiyonunun nitrat konsantrasyonundan etkilenmemesi
97
nedeniyle nitrat iyonlarının TiO2 adsorbe olmadığı sonucu çıkarılabilir. Nitrat iyonlarının UV
ıĢığı ile nitrat radikallerini oluĢturması nedeniyle (Zhang ve diğ., 2004) organik madde
giderimini arttırabileceği öne sürülmesine karĢılık bu çalıĢmada nitrat iyonlarının varlığı OTC
gideriminin azalmasına neden olmuĢtur (ġekil 4 d). Ancak nitrat‘ın olumsuz etkisi karbonat ve
fosfat iyonların oluĢturduğu etkiden daha azdır.
Antibiyotiklerin balık yetiĢtiriciliğinde de kullanıldığını göz önüne alarak bu faaliyetten
kaynaklan atıksularda sülfat ve klorür iyonları bulunacağından söz konusu iyonların
fotokatalitik oksidasyona etkileri yüksek konsantrasyonlarda araĢtırılmıĢtır. Elde edilen sonuçlar
SO42- ve Cl-‗ün yüksek konsantrasyonlarında da OTC adsorpsiyonunu etkilemediği ve OTC
fotokatalitik oksidasyonunu ise düĢük bir oranda etkilediği saptanmıĢtır (ġekil 4 e ve f).
Doğal suların önemli bir organik bileĢeni olan humik asidin OTC degradasyonundaki etkisi 5100 mg.L-1 humik asit konsantrasyon aralığında araĢtırılmıĢ ve .humik asit konsantrasyonunun 5
mg L-1‘den 100 mg.L-1 artırılması ile OTC degradasyon hız sabitinin 0.1‗den 0.07 dak-1
değerine azaldığı saptanmıĢtır.
Teşekkür
Sunulan çalıĢma TUBĠTAK 106Y073 projesi kapsamında gerçekleĢtirilmiĢtir. Yazarlar
TÜBĠTAK‘a destekleri dolayısıyla teĢekkür ederler.
Kaynaklar
Abdullah, M., Low, G. K.C., Matthews, R. W. (1990). Effects of Common Inorganic Anions on Rates of
Photocatalytic Oxidation of Organic Carbon over Illuminated Titanium Dioxide, J. Phys. Chem. 94; 6820-6825
Alaton, A,. Dogruel, S, Baykal, E., Geron, G. (2004). Combined chemical and biological oxidation of penicillin
formulation effluent, Journal of Environmental Management, 73; 155–163
Andreozzi, R., Caprio, V., Marotta, R., Radovnikovic, A. (2003). Ozonation and H2O2/UV treatment of clofibric
acid in water: a kinetic investigation, Journal of Hazardous Materials, 103; 233–246
Balcıoğlu Akmehmet, I., Ötker, M. (2002). Oxidative Treatment of Antibiotics in Pharmaceutical Effuents"
Proceedings of the 5th Specialised Conference on Small Water and Wastewater Treatment Systems, September,
24-26, 2002. Ġstanbul Turkey
Balcıoğlu Akmehmet, I., ve Ötker, M. (2003). Treatment of pharmaceutical wastewater containing antibiotics by O3
and O3/H2O2 processes, Chemosphere, 50, 85-95.
Balcıoğlu Akmehmet I, Ötker M. (2004). Pre-Treatment of Antibiotic Formulation Wastewater by O3, O3/H2O2, and
O3/UV Processes Turkish J. Eng. Env. Sci., 28, 325-332.
Balcıoğlu Akmehmet I. (2007). Fate of Veterinary Drugs in the Environment‖, TÜBĠTAK-Julich Project report.
Balcıoğlu Akmehmet I., ġalcıoğlu, A.ġ. (2008) Adsorption of a Tetracycline Antibiotic onto Natural Zeolite in the
Presence of Inorganic Ions, yayına sunulmuĢtur.
Brouwer, H. (1991). Testing for chemical toxicity using bacteria, J. Chem. Educ. 68, 695–697.
Dantas, R, F., Contreras, S., Sans, C., Esplugas, S. (2008). Sulfamethoxazole abatement by means of ozonation,
Journal of Hazardous Materials, 150; 790-794.
Heberer, T. (2002). Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment: a review
of recent research data, Toxicol. Lett. 131, 5–17.
Hu, C., Yuchao, T., Lanyu, L., Zhengping, H., Yizhong, W., Hongxiao, Tang . (2004). Effects of inorganic anions on
photoactivity of various photocatalysts under different conditions, Journal of Chemical Technology and
Biotechnology, 79; 247-252.
Kemper, N. (2008). Veterinary antibiotics in the aquatic and terrestrial environment, Ecological Indicators, 8, 1-13.
98
Kümmerer, K., Al-Ahmad, A., Mersch-Sundermann, V. (2000). Biodegradability of some antibiotics, elimination of
the genotoxicity and affection of wastewater bacteria in a simple test, Chemosphere, 40, 701–710.
Liao, C.H., Kang, S.F., Wu, F.A. (2001). Hydroxyl radical scavenging role of chloride and bicarbonate ions in the
H2O2/UV process, Chemosphere, 44; 1193-1200.
Malato, S., Blanco, J., Maldonado, M.I., Fernandez-Ibanez, P.,Campos, A. 2000. Optimising solar photocatalytic
mineralisation of pesticides by adding inorganic oxidising species; application to the recycling of pesticide
containers. Appl. Catal. B: Environ. 28; 163-174.
Naman, S.A., Khammas, Z.A.A., Hussein, F.M. (2002). Photo-oxidative degradation of insecticide dichlorovos by a
combined semiconductors and organic sensitizers in aqueous media J. Photochem. Photobiol. A: Chem. 153; 229.
Nano, G.V., Strathmann, T.J. (2006). Ferous iron sorption by hydrous metal oxides. Journal of Colloid Interface
Science, 297, 443–454.
Ötker H. M, Akmehmet-Balcıoğlu I. (2005). "Adsorption and degradation of enrofloxacin, a veterinary antibiotic on
natural zeolit, Journal of Hazardous Materials, 122(3), 251-258.
Ternes, T. A. (1998). Occurrence of drugs in German sewage treatment plants and rivers. Water Res. 32, 3245–3260
Zhang, W., An, T., Cui, M., Sheng, G., Fu, J. (2005). Effects of anions on the photocatalytic and photoelectrocatalytic
degradation of reactive dye in a packed-bed reactor. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 80,
223-229.
Zwiener, C., Frimmel, F. H. (2000). Oxidative Treatment Of Pharmaceuticals in Water, Water Res., 34; 1881-1885.
11-13 Haziran 2008
Tekstil Atıksularının Arıtılmasına Alternatif Çözüm:
Süperkritik Su Oksidasyonu
Onur Ö. Söğüt, Dilek Gümüş ve Mesut Akgün
Yıldız Teknik Üniversitesi, Kimya Mühendisliği Bölümü, Davutpaşa Kampusü, 34210, Esenler,
İstanbul.
Öz Bu çalıĢmada, süperkritik su ortamında tekstil boyası C.I. Basic Blue 41‘in, oksitleyici
madde olarak H2O2 kullanarak arıtılması gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneyler sürekli borusal akıĢlı
reaktörde 25 MPa basınç ve 400-650oC sıcaklık koĢullarında gerçekleĢtirilmiĢtir. Tepkime
öncesindeki TOC ve H2O2 deriĢimleri sırasıyla 15,30-76,48 ve 30,60-294,12 mmol∙L-1
aralıklarındadır. Süperkritik su oksidasyonu (SCWO) yöntemiyle çok kısa reaksiyon sürelerinde
(9-19 s) Toplam Organik Karbon (TOC) temelinde %99,79‘a varan arıtma verimleri elde
edilmiĢtir. Deneysel verilerden yola çıkarak oksidasyon reaksiyonu için, reaksiyon sıcaklığı,
atıksu ve oksitleyici konsantrasyonuna bağlı kinetik modeli önerilmiĢtir. Reaksiyon hız
ifadesinde, aktivasyon enerjisi, Ea, 23,560(0.9) kJmol-1, atıksu konsantrasyonu ve oksitleyici
konsantrasyonuna göre reaksiyon mertebesi sırasıyla 0,785(±0,031) ve 0,353(±0,054) olarak
bulunmuĢtur.
Anahtar Kelimeler arıtma,reaksiyon kinetiği, süperkritik su oksidasyonu; tekstil atıksuyu;
basic blue 41; toplam organik karbon
Sembol/Notasyon
[Cn]
oksidasyona uğrayan maddenin deriĢimi, mmol/L
[O2]
reaksiyon Ģartlarındaki oksijen deriĢimi, mmol∙L-1
[TOC] toplam organik karbon deriĢimi, mmol∙L-1
[TOC0] tepkime baĢlangıcındaki toplam organik karbon deriĢimi, mmol∙L-1
a
oksidasyona uğrayan maddeye göre tepkime mertebesi, birimsiz
b
oksijene göre tepkime mertebesi, birimsiz
c
reaksiyon ortamındaki suya göre tepkime mertebesi, birimsiz
T
reaktör sistem sıcaklığı, K
NDeney Hesaplamaya alınan tüm deneylerin sayısı, birimsiz
k0
Arrhenius sabiti, mmol-0.138L0.138s-1
Ea
Aktivasyon enerjisi, kJ mol-1
t, τ
reaksiyon süresi, s
X
dönüĢüm oranı, birimsiz
XDeney deney sonucunda ortaya çıkan TOC dönüĢüm oranı, birimsiz
XModel model denklemine göre beklenen dönüĢüm oranı, birimsiz
1. Giriş
Tekstil atıksuları, kullanılan boyar madde türüne bağlı olarak çözünmüĢ formda birçok organik
kirletici içermektedir. Tekstilde kullanılan boyar maddelerin kimyasal yapılarının kompleks ve
100
O. Ö. Söğüt, D. Gümüş, M. Akgün
sentetik orijinli olmalarından dolayı tekstil endüstrisi atık sularının arıtma iĢlemleri zor ve
pahalı olmaktadır. Tekstil atıksularında, kullanılan boyaların özellikleri dolayısıyla özellikle
biyolojik ayrıĢmaya karĢı dirençli organik maddelerden (düĢük BOĠ5/KOĠ oranı) ileri gelen
organik kirlilik ve renk baĢlıca arıtılması zor olan kirletici parametrelerdir. Diğer taraftan bu
boyaların ve parçalanma ürünlerinin muhtemel toksik veya kanserojen madde potansiyeli de
mevcuttur. Tekstil atıksularının arıtılması için çeĢitli konvansiyonel arıtım yöntemleri
mevcuttur. Bunlar arasında, adsorpsiyon (Tan ve diğ., 2003), flokulasyon (Ciardelli, 2001),
elektrokimyasal arıtma (Szpyrkowicz ve diğ., 2001), membran ayırma (Tan ve diğ., 2006),
ozonasyon (Ciardelli, 2001; Doğruel ve diğ., 2006), UV/H2O2 veya UV/TiO2 (KuĢvuran ve diğ.,
2004; Ulusoy ve diğ., 2004) kullanan ileri oksidasyon yöntemleri, biyolojik arıtma (Ghoreishi,
2003) ve ıslak hava oksidasyonu (Donlagic, 1997; Chen, 2003) ya da katalitik ıslak hava
oksidasyonu (Bhargava ve diğ., 2006, Kim ve diğ., 2003) yöntemleri olarak sıralanabilir.
Ancak bu prosesler, tekstil atıksularının doğal biyolojik oksidasyonu için bir ön arıtım adımı
olarak düĢünülmektedir.
Son yıllarda süperkritik su ortamında atık sulardaki organik bazlı kirleticilerin ve ağır metallerin
uzaklaĢtırılması, giderek önem kazanan bir teknoloji haline gelmiĢ ve uygulaması
yaygınlaĢmaya baĢlamıĢtır. Proses, kirleticileri içeren atık suyun süperkritik koĢullarda bir
oksitleyici madde kullanarak organik kirleticilerin CO2 ve suya parçalanması, kirletici
metallerin de metal oksitleri halinde uzaklaĢtırılmasına dayanmaktadır. Bu prosesle, kirleticiler,
tek bir adımla saniyeler mertebesinde bir süreyle giderilebilmektedir. Oksitleyici madde olarak
genellikle H2O2, bazı proseslerde ise oksijen veya hava kullanılmaktadır.
AkıĢkanlar, kritik noktaları civarında sıvıya benzer çözme yeteneği kazanırlar ve sıvılara göre
daha iyi taĢınım özellikleri gösterirler. Basınç ve sıcaklığın değiĢtirilmesiyle kolaylıkla istenen
değerlere ayarlanabilen bu özellikler, ayırma iĢlemlerinin ve kimyasal reaksiyonların
gerçekleĢtirilmesinde önemli rol oynarlar. Doğadaki en önemli çözücü olan suyun, süperkritik
koĢullarda reaksiyon çözücüsü olarak çok ilginç özellikleri vardır. Suyun kritik sıcaklık ve kritik
basınç değerleri sırasıyla 374,8°C ve 221,3 Bar‘dır (22,13 MPa). Özellikleri, benzer bir polar
sıvıdan hemen hemen apolar bir akıĢkana doğru değiĢir. Bu değiĢim, oldukça geniĢ bir sıcaklık
aralığında gerçekleĢir. Kritik noktadan daha yüksek sıcaklıklarda beklenildiğinden daha asidik
olur ve difüzivite artar. Su ile yüksek sıcaklıklarda çalıĢılıyor olması, ısıl reaksiyon hızını
arttırır, bu da reaktördeki karıĢtırma hızını arttırarak organik maddelerin iyi çözünmesini,
oksijenle hızlı reaksiyona girilmesini ve tuzların çöktürülmesini sağlar. Bu nedenle süperkritik
su, çözünürlüğe dayalı bir kontrol mekanizması, düĢük viskozite ve yüksek difüzlenme
yeteneğine dayalı mükemmel taĢınım özellikleri ve hidroliz veya kısmi oksidasyon için yeni
reaksiyon imkânları sunan bir çözücüdür (Söğüt, 2007).
Bu çalıĢmada, süperkritik su ortamında tekstil boyası C.I. Basic Blue 41‘in oksitleyici madde
olarak H2O2 kullanarak arıtılması gerçekleĢtirilmiĢtir. Reaksiyon sıcaklığının, H2O2
konsantrasyonunun ve reaksiyon süresinin Toplam Organik Karbon (TOC) temelinde tekstil
atık suyunun arıtım verimine olan etkisi incelenmiĢ, deneysel verilerden yola çıkarak
oksidasyon reaksiyonunun, reaksiyon sıcaklığı, atıksu ve oksitleyici konsantrasyonuna bağlı
kinetik modeli önerilmiĢtir.
Basic Blue 41‘in kapalı formülü C20H26O6N3S2 olup, kimyasal yapısı ġekil 1‘deki gibidir.
Kimyasal yapısından dolayı, tamamen yükseltgenmesi halinde ortaya çıkacak ürünlerin CO2,
H2O, NO2 ve SO2 olacağı görülmektedir.
Tekstil Atıksuların Arıtılmasına Alternatif Çözüm: Süperkritik Su Oksidasyonu
101
Şekil 1. C.I. BasicBlue 41 tekstil boyasının kimyasal yapısı.
2. Deneysel Çalışma
2.1. Deney Düzeneği
Süperkritik su ortamında tekstil atık sularının arıtılması, ġekil 2‘de Ģematik olarak gösterilen
sistemde gerçekleĢtirilmiĢtir. Suni tekstil atık suyu olarak kullanılan C.I. Basic Blue 41‘in
(BB41) saf suda hazırlanmıĢ çözeltisi ve oksitleyici olarak kullanılan H2O2 çözeltisi, yüksek
basınçlara pompalayabilen dozaj pompalarıyla çeĢitli besleme debilerinde, fırın içinde yer alan
bir reaktöre beslenmektedir. Her iki besleme ünitesi, kullanılacak boru tipi reaktör giriĢinde
birleĢtirilerek oksitleyici ile atık suyun teması sağlanmaktadır. Reaksiyon, suyun kritik değerleri
olan 221.3 bar basınç ve 374.8°C sıcaklık değerlerinin üzerinde, boru tipi reaktör içinde
gerçekleĢtirilmektedir. Sistem basıncı, reaktör çıkıĢında yer alan bir BPR (geri basınç
regülatörü) ile sabit tutulmakta, aynı zamanda bir dijital basınç göstergesiyle sistem basıncı
takip edilmektedir. Sistem sıcaklığı, PID kontrollü fırında sabit tutulmaktadır. Ham ve arıtılmıĢ
atık suyun Toplam Organik Karbon (TOC) içeriği ölçülerek TOC temelinde arıtma verimleri
hesaplanmıĢtır.
Şekil 2. SCWO deney düzeneğinin Ģematik gösterimi.
102
2.2. Oksidasyon kinetiği
Deneysel verilerden BB41‘in oksidasyonu için TOC giderimi temelinde reaksiyon kinetik
modeli oluĢturulmuĢtur. Toplam organik karbon cinsinden organik madde içeriğinin ve
karıĢımda bulunan oksijenin deriĢimleri mmol∙L-1 cinsinden, tepkime koĢullarındaki değerleri
üzerinden hesaba katılmıĢtır.
Süperkritik su ortamında oksidasyon reaksiyon hızı (1) eĢitliğindeki gibi tanımlanabilir:

d Cn 
 k 0 Exp  Ea RT Cn a O2 b H 2Oc
d
(1)
burada [Cn] oksidasyona uğrayan maddenin deriĢimi (mmol/L), [O2] oksidan deriĢimi (mmol/L),
[H2O] ortamdaki su deriĢimi,  reaktörde kalma süresi, a, b, ve c ise sırasıyla Cn, O2, ile
H2O‘nun, tepkime mertebeleridir. k0 ve E a ise sırasıyla Arrhenius sabiti ve aktivasyon
enerjisini simgelemektedir.
Suyun reaksiyon hızına olan muhtemel etkisi henüz daha açıklığa kavuĢturulamamıĢtır.
Dolayısıyla süperkritik su ortamında gerçekleĢen oksidasyon reaksiyonuna su konsantrasyonu
etkisinin olmadığı kabul edilmektedir (Veriansyah ve diğ., 2005; Koo ve diğ., 1997). Reaksiyon
ortamının tamamına yakını sudan oluĢtuğu için, (1) eĢitliğindeki suyun reaksiyon mertebesinin
sıfır olduğu düĢünülmektedir. Reaksiyon aĢırı oksijen konsantrasyonunda gerçekleĢtirildiğinden,
oksijen konsantrasyonu değiĢiminin ihmal edilecek mertebede olduğu farzedilmiĢtir.
Toplam organic karbonun arıtım verimi, dönüĢüm oranının hesaplanması eĢitlik (2)‘teki
gibidir:
X  1
[ TOC ]
[ TOC0 ]
(2)
EĢitlik (1), [Cn] yerine [TOC] konup TOC dönüĢümü cinsinden yeniden düzenlenince, genel
reaksiyon hızı, EĢitlik (3) Ģeklinde ifade edilebilir:
 TOC 0
d 1  X 
 k 0 Exp Ea RT TOC 0a 1  X a O2 b0
d
(3)
TOC dönüĢüm oranı (X) cinsinden,   0 ‘da X = 0 baĢlangıç koĢuluyla EĢitlik (3) analitik
olarak çözülürse aĢağıdaki eĢitlik elde edilir;

X  1  1  a  110 k0 Exp  Ea / RT TOC0
a 1
O2 0b  1 / 1a 
a  1 için
(4)
Bütün deneysel verileri kullanarak eĢitlik (4) non-lineer regresyon analizine tabi tutulduğunda,


1 a b



önerilen kinetik model parametreleri k0 mmol L-1
s 1 , Ea Jmol -1 ve reaksiyon
mertebeleri a ve b elde edilmiĢ olur. Sayısal analiz için STATISTICA v6.0 programı
103
kullanılmıĢtır. Regresyon analizinde, deneylerden elde edilen dönüĢüm oranı ile hesaplanan
dönüĢüm oranı arasındaki farkın karesinin minimizasyonuyla, hız ifadesi için en uygun
parametre değerleri belirlenmiĢtir. Bunun için kullanılan yöntem, EĢitlik (5)‘te verilmiĢtir.
 X
2
N Deney
Deney
 X Model

(5)
i
3. Sonuçlar Ve Tartışma
Süperkritik su ortamında BB41‘in oksidasyon reaksiyonu 25±1 MPa basınçta 400-650°C
sıcaklık aralığında boru tipi bir reaktörde gerçekleĢtirilmiĢtir. Oksitleyici madde olarak H2O2
kullanılmıĢ ve kirleticinin tamamen okside olabilmesi için deneyler aĢırı O2 ortamında
gerçekleĢtirilmiĢtir. ÇeĢitli reaksiyon Ģartlarında, 9-20 s reaksiyon sürelerinde % 69.13 - %
99.79 arasında TOC giderim verimleri elde edilmiĢtir. Reaksiyon sonucu çıkan gaz ve sıvı
ürünlerin analizinden, BB41‘in moleküler yapısı tamamen bozunmakta ve CO2, H2O ve NO2‘ye
dönüĢmektedir. Arıtım sonucu çıkan sıvı ürünün TOC içeriğinin sıcaklığın, reaksiyon süresinin
ve oksitleyici konsantrasyonunun artıĢıyla düĢtüğü tespit edilmiĢtir. 400°C ve 450C‘de
reaksiyondan çıkan sıvı ürünün sarımtırak renkte olduğu, 500°C ve üstündeki koĢullarda
tamamen renksiz olduğu görülmüĢtür (ġekil 3).
Şekil 3. BB41‘in sulu çözeltisinin sırasıyla, iĢlem görmemiĢ, 450C ve 600C‘de
SCWO ile arıtılmıĢ hallerinin görünüĢleri.
Bir önceki bölümde anlatılan prosedür bütün verilere uygulandığında elde edilen, BB41‘in
oksidasyonu için TOC giderimi cinsinden en uygun genel reaksiyon hız ifadesi EĢitlik (6)‘da
görülmektedir.

d TOC 
 3.042 0.5  Exp 23.560 0.9 RT   TOC  0.7850.031O2  0.3530.054
dt
(6)
104
Arrhenius sabiti, k0, ve aktivasyon enerjisi, Ea, sırasıyla 3.042 (±0.5) mmol-0.138L0.138s-1 ve 23.56
(±0.9) kJ mol-1 olarak bulunmuĢtur. TOC ve oksijen için tepkime mertebeleri sırasıyla
a  0.78592 0.031 ve b  0.353  0.054 olarak saptanmıĢtır. Bütün parametreler 95%
güvenilirlik aralığındadır. ġekil 4‘te deneysel veriler ile model çözümünden elde edilen verilerin
bir karĢılaĢtırması verilmektedir. Kesikli çizgi 45o‘lik karĢılaĢtırma köĢegeninden ±5%‘lik
sapmayı göstermektedir. DönüĢüm oranı cinsinden deneysel ve modele dayalı sonuçların 45°‘lik
doğru üzerinde %95 güvenirlik sınırları içinde çakıĢması, önerilen reaksiyon hız ifadesinin
deneysel sonuçları desteklediğini göstermektedir.
Şekil 4. Deneysel ile kinetik modelden elde edilen arıtma verimlerinin karĢılaĢtırılması
Teşekkür
Bu çalıĢma TUBĠTAK tarafından desteklenmektedir (Proje No. 104M214). Katkılarından dolayı
TUBĠTAK‘a teĢekkür ederiz.
Kaynaklar
Can, H.K., Kirci, B., Kavlak, S., Guner, A., (2003). Removal of some textile dyes from aqueous solutions by poly(Nvinyl-2-pyrrolidone) and poly(N-vinyl-2-pyrrolidone)/K2S2O8 hydrogels, Rad. Phys. Chem. 68, 811–818.
Ciardelli, G., Ranieri, N., (2001). The treatment and reuse of wastewater in the textile industry by means of ozonation
and electroflocculation, Water Res. 35, 567-572.
Szpyrkowicz, L., Juzzolino, C., Kaul, S.N., (2001). A comparative study on oxidation of disperse dyes by
electrochemical process, ozone, hypochloride and fenton reagent, Water Res. 35, 2129–2136.
105
Tan, X., Kyaw, N.N., Teo, W.K., Li, K., (2006). Decolorization of dye-containing aqueous solutions by the
polyelectrolyte-enhanced ultrafiltration (PEUF) process using a hollow fiber membrane module, Sep. Purif.
Technol. 52, 110-116.
Dogruel, S., Dulekgurgen, E., Orhon, D., (2006). Effect of ozonation on chemical oxygen demand fractionation and
color profile of textile wastewaters, J. Chem. Tech. Biotech. 81, 426-432.
Kusvuran, E., Gulnaz, O., Irmak, S., Atanur, O.M., Yavuz, H.I., Erbatur, O., (2004). Comparison of several advanced
oxidation processes for the decolorization of Reactive Red 120 azo dye in aqueous solution, J. Hazard. Mater. B
109, 85–93.
Ulusoy, B., Catalkaya, E., Sengul, F., (2004). Photodegradation of Reactive black 5, Direct red 28 and Direct yellow
12 using UV, UV/H2O2 and UV/H2O2/Fe2+: a comparative study, J. Hazard. Mater. B 114, 159–166.
Ghoreishi, S.M., Haghighi, R., (2003). Chemical catalytic reaction and biological oxidation for treatment of nonbiodegradable textile effluent, Chem. Eng. J. 95, 163-169.
Donlagic, J., Levec, J., (1997). Oxidation of an azo dye in subcritical aqueous solutions, Ind. Eng. Chem. Res. 36,
3480-3486.
Chen, G., Lei, L., Hu, X., Yue, P.L,. (2003). Kinetic study into the wet air oxidation of printing and dyeing
wastewater, Sep. Purif. Technol. 31, 71-/76.
Bhargava, S.K., Tardio, J., Prasad, J., Folger, K., Akolekar, D.B., Grocott, S.C., (2006). Wet oxidation and catalytic
wet oxidation, Ind. Eng. Chem. Res. 45, 1221-1258.
Kim, S.C., Park, H.H., Lee, D.K., (2003). Pd–Pt/Al2O3 bimetallic catalysts for the advanced oxidation of reactive dye
solutions, Catal. Today 87, 51–57.
Söğüt, O.Ö., Akgün, M., Treatment of textile wastewater by SCWO in a tube reactor, (2007). J. Supercrit. Fluids
43(1), 106-111.
Veriansyah, B., Park, T.J., Limb, J.S., Lee, Y.W., (2005). Supercritical water oxidation of wastewater from LCD
manufacturing process: kinetic and formation of chromium oxide nanoparticles, J. Supercrit. Fluids 34, 51–61.
Koo, M, Lee, W.K., Lee, C.H., (1997). New reactor system for supercritical water oxidation and its application on
phenol destruction, Chem. Eng. Sci. 52, 1201-1214.
11-13 Haziran 2008
Endüstriyel Atıksuların Zeolitle Arıtılması
Günay Kocasoy1 ve Vicdan Şahin
1
Boğaziçi Üniversitesi, Çevre Bilimleri Enstitüsü, Hisar Kampüs, Bebek, 34342, İstanbul.
Öz Endüstriyel atıksuların doğal zeolitlerin kullanılarak arıtılması konusu uzun yıllardan beri
araĢtırılmaktadır. Yapılan araĢtırmada doğal zeolit olan klinoptilolit kullanılarak endüstriyel
atıksularında bulundan ağır metallerin uzaklaĢtırılması incelenmektedir. AraĢtırma iki safhada
gerçekleĢtirilmiĢtir; birinci aĢamada 30 mm çapında ve 60 sm yüksekliğinde payreks-cam
kabına 0,5–1 mm boyutunda klinoptilolit doldurulmuĢ, tek iyon içeren 0,02N ve 0,04N Cu ve
0,02N Fe ve Zn çözeltileri kolonlardan geçirilmiĢtir. Ġki litre 0,02N Cu ve 750 ml 0,04N Cu
çözeltisinin %100 arıtılması sağlanmıĢtır. Arıtma verimi azalmaya baĢladığı zaman klinoptilolit
tekrar kullanılmak üzere rejenere edilmiĢtir. 0,02N ve 0,04N Cu çözeltilerinin arıtılmasında iyon
değiĢtirme kapasitesi sırasıyla 1,0663 ve 1,5432 meq/g olarak tespit edilmiĢtir. AraĢtırmanın
ikinci safhasında aynı çalıĢmalar Telka-Rabak Elektrolit Bakır Sanayii‘nin dengeleme ve
nötralizasyon tanklarından alınan atıksu ile tekrarlanmıĢtır. Yüksek konsantrasyonda Ni, Zn, Cu
ve Fe içeren 1811 ml dengeleme tankı atıksuyu, 180 ml nötralizasyon tankı atıksuyunun
arıtılmasında %100 verim elde edilmiĢtir. Klinoptilolitin dengeleme ve nötralizasyon tankları
atıksuyundan Cu için katyon değiĢim kapasitesi sırasıyla 0,4483 ve 0,4274 olarak bulunmuĢtur.
AraĢtırmada Zn, Fe, Ni gibi iyonlar da içeren Cu çözeltisinde bakırın arıtılması Cu‘ın tek iyon
olarak bulunduğu çözeltinin ancak üçte biri verimindedir. Deney sonuçları klinoptilolit‘in
atıksulardan ağır metallerin uzaklaĢtırılmasında etkili, ancak uzaklaĢtırma veriminin tek
katyonlu çözeltilerde daha yüksek olduğu görülmüĢtür.
Anahtar Kelimeler ağır metal; bakır; endüstriyel atıksu; klinoptilolit; zeolit
1. Giriş
Uzun zamandan beri ağır metal içeren atıksuların sucul ortama deĢarj edilmesi büyük bir sorun
olarak karĢılaĢılmaktadır. Bu metallerin bir ksımı besi elementleri olarak gerekli olmasına
rağmen bir kısmı zehirli elementlerdir. Ağır metaller mikroorganizma, balık ve bitkilerde
tehlikeli seviyelerde birikebilmekte, gıda zincirine girerek insan vücuduna transfer olmaktadır.
Bu metaller aynı zamanda nehir sedimanlarında da birikmekte, zaman içinde serbest
kalmaktadır. Cd, Pb, Cu, Zn ve Ni kanserojen ve toksik etkilere sahiptir. Örneğin, kadmiyum
düĢük seviyede bile böbrek sorunlarına, yüksek tansiyona yol açmakta, bazı kiĢiler çok az
miktardaki bakırdan bile etkilenerek Wilson hastalığına yakalanmaktadır. Bakırın, 1 mg/l‘den
daha düĢük konsantrasyonlarda bile balıklara ve diğer sucul hayvanlara zehirli etkisi vardır.
Nikelin insanlara zehirli etkisi az olmasına rağmen, solunum yoluyla alındığı zaman kanserojen
etkisi olmaktadır. KurĢun ise zehirli olup, kanserojen etkisi olduğu düĢünülmektedir. Bütün
bunlardan, halk sağlığına ve çevreye olan etkilerden dolayı atıksulardan ağır metallerin
uzaklaĢtırılması çok önemlidir (Sawyer ve diğ., 1994; Balkan, 1999; Mier ve diğ., 2001).
Su sıkıntısı çeken ülkelerden birçoğunda doğrudan veya yeraltı suyuna verilerek tekrar
kullanımını sağlamak için atıksular tersiyer fiziksel-kimyasal arıtmaya tabi tutulurlar. Bu
108
G. Kocasoy, V. Şahin
durumda, su kaynaklarının kirlenmesini önlemek için arıtılmıĢ suda bulunan eser miktarlardaki
kimyevi maddelerin çok düĢük seviyelerde olması gerekmektedir.
Atıksulardan ağır metaller kimyasal çökeltme, aktif çamur adsorpsiyounu, çözelti
ekstraksiyonu, ultrafiltrasyon veya iyon değiĢimi gibi değiĢik yöntemlerle uzaklaĢtırılır. Bu
yöntemlerden, en çok kullanılan pahalı bir sistem olmasına rağmen uygulama kolaylığından
dolayı iyon değiĢim yöntemidir (Mier ve diğ., 2001; Alverez-Ayuso ve Garcia Sanchez, 2003;
Petrus ve Warchol, 2003; Peric ve diğ., 2004). Metaller genellikle CaO ile çökeltilerek
uzaklaĢtırılırlar. Ucuz ve basit bir yöntem olmasına rağmen uzaklaĢtırılması zor ve pahalı olan
çamurun çok miktarda üretilmesi dezavantajdır (Barrer, 1978).
ġu anda ve ileride gerek EPA ve gerekse diğer yönetmelikler tarafında uygulanan/uygulanacak
olan standartları sağlayabilmek için atıksulardan metallerin uzaklaĢtırılması için iyon değiĢtirici
olarak doğal ve ucuz bir malzeme olan zeolit denenmektedir (Breck, 1974; USEPA, 2004a;
USEPA, 2004b). DeğiĢik katyonları içeren sentetik atıksulardan metal uzaklaĢtırılmasında zeolit
kullanımı konusunda yapılan araĢtırmaların çoğu zeolitin değiĢik katyonları seçme sırasının
belirlenmesine odaklanmıĢtır (Blanchard ve diğ., 1984). Al3+, Ca2+, Fe2+ ve Mg2+ gibi yüksek
değiĢim kapasiteli katyonlar içeren atıksularda iyon değiĢme kapasitesi daha düĢük olan Cu2+ ve
Zn2+‘nın uzaklaĢtırılması zorlaĢmaktadır.
YapılmıĢ olan bu çalıĢmalar, ileride yapılacak araĢtırmalar için temel oluĢturmaktadır.
GerçekleĢtirilen bu araĢtırmada, yüksek konsantrasyonda Pb, As, Al, Co ve Sb içeren bakır
elektrolitik endüstrisi atıksuyunun doğal zeolitle arıtılması incelenmiĢtir.
Endüstriyel atıksuların doğal zeolitle arıtılmasının birçok avantajı vardır. Türkiye‘de doğal
zeolit reservleri çok fazla olup çok ucuz olmalarının yanısıra katyon değiĢim kapasiteleri çok
yüksek olduğu için düĢük pH‘lı atıksuların arıtılmasında kullanılabilirler. Ġnsan sağlığına ve
doğaya zararlı olmayıp, rejenere edilerek tekrar kullanılabilmektedirler.
2. Metodoloji
2.1. Deney Düzeneği
Laboratuvar çalıĢmalarında 30 mm çağında ve 60 sm uzunluğunda payreks-camdan yapılmıĢ
kolon kullanılmıĢtır. Kolon 0,5–1 mm ebadında klinoptilolit-zeolitle doldurulmuĢ, arıtılacak
atıksu kolonun üstünden beslenerek yerçekimi gücü ile aĢağıya süzülmesi sağlanmıĢtır.
2.2. Sentetik Atıksu
Tek katyon içeren 0,02N ve 0,04 Cu ve 0,02N Fe ve Zn çözeltileri hazırlanarak araĢtırmada
kullanılmıĢtır. Bu tebliğde sayfa kısıtlamasından dolayı sadece bakır içeren sentetik çözelti ile
yapılan deneylerin sonuçları verilmiĢtir.
2.3. Endüstriyel Atıksu
Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii‘nin dengeleme ve nötralizsyon tankından alınan atıksu
kullanılarak elde edilen sonuçlar tek metal iyonuyla hazırlanmıĢ olan sentetik çözeltilerle
yapılan deneylerin sonuçları mukayese edilerek irdelenmiĢtir. Dengeleme ve nötralizasyon
tankından alınan atıksuların kompozisyonu Tablo 1‘de verilmiĢtir.
109
Tablo 1. Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii‘nin dengeleme ve nötralizasyon tankı
atıksuyu özellikleri
Metal
Cu
Zn
Fe
Ni
Pb
Sb
Al
Ca
Na
K
Sn
As
Mn
Co
Diğer Metaller
Dengeleme tankı atıksuyu
özellikleri (mg/l)
404,0
49,5
42,5
78,3
2,4
1,8
4,3
620,0
210,0
3,1
<1,0
Nötralizasyon tankı atıksuyu
özellikleri (mg/l)
1806,0
307,0
206,0
436,0
3,8
4,8
610,0
565,0
6,3
6,6
1,9
1,3
1,26
<1,0
2.4. Doğal Zeolit – Klinoptilolit
Ġyon değiĢtirme kolonunda Manisa GördeĢ yöresine ait 0,5–1,00 mm ebadında klinoptilolit
kullanılmıĢtır. Deneylerde kullanılan zeolitin özellikleri Tablo 2‘de verilmiĢtir. Doğal zeolit Na,
Ca, K gibi katyonlar içerdiğinden, kolonun her bir doldurumunda homoiyonik form elde
edilinceye kadar klinoptilolitin kompozisyonu değiĢmektedir. Bunun sonucu olarak da iyon
değiĢtirme kapasiteleri sürekli olarak değiĢmektedir. Bu nedenle yapılan değiĢik deneylerde
zeolitin iyon değiĢtirme kapasitesini mukayese ederek değerlendirebilmek için deneylerde
kullanılmadan önce zeolit ĢartlandırılmıĢtır.
Tablo 2. Manisa GördeĢ klinoptilolitinin özellikleri
Kompozisyon
SiO2
Al2O3
Fe2O3
TiO2
Na2O
K2O
CaO
MgO
SO3
Miscellaneous
Zeolit (%)
68,30
17,50
1,60
0,35
0,13
3,55
0,65
0,60
0,61
6,71
2.5. Yöntem
AraĢtırma iki safhada gerçekleĢtirilmiĢtir. Birinci safhada cam kolon zeolitle doldurulmuĢ ve tek
bir iyon içeren (0,02N Cu, Fe veya Zn) sentetik çözelti yüklenmiĢtir. Çözelti kolona üstten
beslenmiĢ ve yerçekimi ile aĢağıya doğru süzülmüĢtür. Çözeltinin aĢağıya doğru süzülme hızı
60,00 ml/dakika olarak ayarlanmıĢtır. Belli aralıklarla süzülen sentetik çözelti (arıtılmıĢ atıksu)
toplanarak, toplama saatine kadar oluĢan hacmi kaydedilmiĢtir. Toplanan örneğin pH‘ı ölçülmüĢ
ve metal analizleri yapılmıĢtır. Kullanılan klinoptilolit doyma noktasına geldiğinde rejenere
110
edilerek tekrar kullanılmıĢtır. AraĢtırmanın ikinci safhasında Telka-Rabak Elektrolitik Bakır
Sanayii dengeleme ve nötralizasyon tanklarında alınan gerçek atıksu ile aynı yöntem
tekrarlanmıĢtır. Gerçek atıksu ile yapılan deneyler sonucu elde edilen veriler sentetik atıksuyun
arıtılması sonucu elde edilen verilerle mukayese edilerek çözelti yükleme grafiği çizilmiĢ ve
klinoptilolitin katyon değiĢim kapasitesi hesaplanmıĢtır.
3. Sonuç ve Değerlendirme
3.1. Sentetik Bakır Çözeltisi Ġle Yapılan Deneyler
Bölüm 2.5‘te anlatılan deneyler hazırlanan 0,02N ve 0,04N sentetik bakır çözeltileri ile
yapılmıĢ, elde edilen veriler Tablo 3‘te gösterilmiĢtir. 0,02N sentetik bakır çözeltisinin akıĢ hızı
2,5 ml/dakika olarak ayarlanmıĢ olup çözeltinin ilk pH‘ı 3,62‘dir. Tablo 3 incelendiği zaman,
2716 ml (yaklaĢık 3 litre) 0,02N sentetik bakır çözeltisinin arıtıldığı görülmektedir. ArıtılmıĢ
sentetik sulardaki (çıkıĢ sularındaki) bakır konsantrasyonları ġekil 1‘de gösterilmiĢtir. 0,02N
sentetik bakır çözeltisinin katyon değiĢim kapasitesi 1,0663 meq/g klinoptilolit olarak
hesaplanmıĢtır.
Tablo 3. 0,02N ve 0,04N sentetik bakır çözeltisinin zeolit ile yüklenen kolondan
geçirilmesi sonucu bakırın uzaklaĢtırması
Zaman (dakika)
0
370
421
571
660
688
718
899
909
919
938
972
1030
1064
1086
0
342
450
506
573
733
843
Arıtılan miktar (ml)
Çıkış suyu Cu konsantrasyonu (mg/l)
0,02N sentetik bakır çözeltisinden bakırın uzaklaştırılması
0
0
857,0
0
986,0
0,13
1345,0
0,15
1595,5
0,23
1668,5
0,40
2150,0
46,88
2226,0
212,50
2250,0
230,63
2278,0
252,63
2328,0
292,50
2421,0
349,13
2571,0
378,88
2666,0
441,88
2716,0
543,60
0,04N sentetik bakır çözeltisinden bakırın uzaklaştırılması
0
0
750,0
12,3
987,0
493,6
1104,0
706,4
1238,5
884,1
1549,5
1025,3
1737,5
1079,4
C/Co
0
0
0
0
0
0
0,075
0,369
0,400
0,439
0,508
0,606
0,658
0,767
0,944
0
0,0080
0,3410
0,4880
0,6108
0,7083
0,7457
111
1200
Cu Konsantrasyonu (mg/l)
1000
800
600
400
200
0
0
200
400
600
800
1000
1200
Zaman (dakika)
0,02 bakır çözeltisi
0,04 bakır çözeltisi
Şekil 1. 0,02N ve 0,04N sentetik bakır çözeltisi kolon çıkıĢ suyundaki bakır
konsantrasyonunun zamanla değiĢimi
0,02N sentetik bakır çözeltisinin yükleme grafiği ve metal konsantrasyonu ile ilgili veriler
incelendiği zaman yaklaĢık 2 litre sentetik bakır çözeltisinden bakırın ĢartlandırılmıĢ zeolitle
(klinoptilolit) %100 uzaklaĢtırıldığı görülmektedir. Kırılma noktasına ulaĢtıktan sonra, bakır
uzaklaĢtırma verimi azalmaya baĢlayarak sıfıra düĢmekte, bu safhada zeolit kolonunun rejenere
edilmesi gerekmektedir.
0,04N sentetik bakır çözeltisinin pH‘ı 2,89 olup, çözeltinin kolondan süzülme hızı 2 ml/dakika
olarak ayarlanmıĢtır. 0,04N sentetik bakır çözeltisinin yükleme hızıyla ilgili veriler incelendiği
zaman 750 ml sentetik çözeltiden bakırın %100 uzaklaĢtırıldığı görülmektedir. Kırılma
noktasına ulaĢtıktan sonra doyma noktasına kadar bakır uzaklaĢtırma verimi azalmaya baĢlar.
Doyma noktasında kolonun rejenere edilmesi gerekmektedir. 0,04N sentetik bakır çözeltisinden
hesaplanan katyon değiĢim kapasitesi 1,5342 meq/g klinoptilolittir.
3.2. DoymuĢ Klinoptilolitin Rejenerasyonu
Zeolit kolonu doyma noktasında, diğer bir deyiĢle çıkıĢ suyundaki bakır konsantrasyonu giriĢ
suyundaki bakır konsantrasyonu ile aynı olduğu zaman kolonun rejenere edilmesi
gerekmektedir. DoymuĢ kolon NaOH ile pH‘ı 12,5‘a ayarlanmıĢ 30 g/l NaCl solüsyonu ile
rejenere edilir. 0,02N sentetik bakır çözeltisinin yüklendiği ĢartlandırılmıĢ klinoptilolit
kolonunun rejenerasyonu ile ilgili veriler Tablo 4‘te, çıkıĢ suyundaki bakır konsantrasyonunun
zamanla değiĢimi ġekil 2‘de gösterilmiĢtir. ġekil 2‘de görüldüğü gibi rejenerasyon iĢleminde
çıkıĢ suyunun bakır konsantrasyonu en üst seviyeye (12000 mg/l Cu) eriĢinceye kadar sürekli
olarak artmaktadır. Daha sonra kolonda tutulan bakır miktarı azaldığı için çıkıĢ suyundaki bakır
konsantrasyonu da azalmaktadır. 0,04N sentetik bakır çözeltisi ile doyma noktasına gelmiĢ olan
zeolit kolonu da NaCl çözeltisi ile rejenere edilmiĢtir. Rejenerasyon tamamlandığı zaman çıkıĢ
suyundaki bakır konsantrasyonu 14359 mg/l olarak ölçülmüĢtür.
112
Tablo 4. 0,02N sentetik bakır çözeltisi ile yüklenen klinoptilolit kolonunun
rejenerasyonu
Zaman
(dakika)
Rejeneratör Hacmi
(ml)
0
55
65
80
98
112
131
170
183
213
0
65,0
94,0
126,0
154,0
177,5
210,5
262,5
279,5
380,5
Çıkış suyu konsantrasyonları (mg/l)
Cu
Na
K
0
12012,5
9143,8
8750,0
8181,3
6168,8
1980,0
540,4
362,1
3,8
49
355
815
1150
1910
1770
150
200
4,5
8,85
17
120
14000
Cu Konsantrasyonu (mg/l)
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
0
50
100
250
Zaman (dakika)
Şekil 2. 0,02N sentetik bakır çözeltisinin yüklendiği klinoptilolit kolonunun
rejenarasyon çıkıĢ suyundaki bakır konsantrasyonunun değiĢimi
3.3. Bakır Endüstrisi Atıksuyu Ġle Yapılan Deneyler
Sentetik çözeltilerle yapılan deneyler Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii‘nin dengeleme ve
nötralizasyon tanklarından alınan gerçek atıksularla tekrarlanmıĢtır. Tanklardan alınan
atıksuların kompozisyonu Tablo 1‘de verilmiĢtir. Dengeleme tankından alınan atıksuyunun ilk
pH‘ı 2,14 olup, akıĢ hızı 4 ml/dakikadır. C/Co‘daki değiĢim ve yüklenen atıksudaki katyonların
uzaklaĢtırılması ile ilgili veriler Tablo 5‘te gösterilmiĢtir. Tablo 5 incelendiği zaman bakırla
birlikte demir ve kalsiyumu içeren gerçek atıksuyun iki litresinde bakır %100 uzaklaĢtırılmıĢtır.
Dört litre atıksuyun arıtılmasından sonra bakır için doyma noktasına ulaĢılmıĢ; klinoptilolitin
tekrar kullanılması için rejenerasyonu gerekmiĢtir. Yükleme grafiğindeki verilerden Cu, Zn ve
Ni için iyon değiĢim kapasitesi sırasıyla 0,4483 meq/g klinoptilolit, 0,0564 meq/g klinoptilolit
ve 0,0587 meq/g klinoptilolit olarak hesaplanmıĢtır. Klinoptilolit kolonunun rejenerasyonu ile
ilgili veriler ġekil 3‘te verilmiĢtir.
113
Tablo 5. Klonoptilolit kolonuna yüklenen Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii
dengeleme tankı atıksuyundaki C/Co ve katyon uzaklaĢtırmadaki değiĢimi
Zaman
(dakika)
375
628
693
730
805
860
1015
1105
1153
1186
1242
1257
1304
Arıtılan
Miktar (ml)
1061,5
1556,5
1811,5
1974,5
2324,5
2586,5
2948,5
3181,0
3309,0
3398,0
3454,0
3487,0
3605,0
Cu
0,0
0,0
0,0
0,5
37,6
82,1
160,5
194,6
239,3
239,8
283,5
291,9
320,1
Çıkış suyu konsantrasyonu (mg/l) ve C/Co değişimi
C/Co (Cu)
C/Co (Zn)
C/Co (Ni)
Zn
Ni
Fe
0
0,485
0,0010
0,36
0,0005
0,69
0
0,956
0,0193
45,60
0,5824
2,45
0
1,845
0,0373
63,80
0,8148
10,80
0
3,120
0,0630
0,9349
19,30
0,0001
6,600
0,1333
80,10
0,9987
22,90
0,0931
6,800
0,1374
73,20
25,90
0,2032
8,100
0,1636
18,90
0,4292
10,210
0,2063
0,4817
12,370
0,2499
0,5923
13,400
0,2707
0,7017
15,300
0,3091
0,7225
17,500
0,3535
0,7923
19,700
0,3980
-
C/Co (Fe)
0,000
0,0576
0,2541
0,4541
0,5388
0,6094
0,4447
-
Metal Konsantrasyonu (mg/l)
4500
4000
Cu
3500
Zn
3000
Fe
2500
Ni
2000
1500
1000
500
0
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Zaman (dakika)
Şekil 3. Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii dengeleme tankı atıksuyunun
yüklendiği
klinoptilolit
kolonu
rejenerasyon
çıkıĢ
suyundaki
metal
konsantrasyonlarının değiĢimi
ġekil 3 incelendiği zaman, kolonun rejenerasyonunda bakırın ulaĢtığı maksimum
konsantrasyonun bir önceki deneylerde (ġekil 2) ulaĢılan değer kadar yüksek olmadığı görülür.
Aynı zamanda elde edilen eğri daha geniĢ – yayvandır. Bu bulgular sonucu, Zn, Ni ve Fe gibi
baĢka metallerin bulunduğu ortamlarda bakır iyonu verimli bir Ģekilde serbest
bırakılamamaktadır. Aynı iĢlemler Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii nötralizasyon
tankından alınan atıksu ile tekrarlanmıĢtır. pH‘ı 1,52 olan atıksuyun akıĢ hızı 4 ml/dakika olarak
ayarlanmıĢ, katyonların uzaklaĢtırılması, atıksuyun pH ve metallerin C/Co değiĢimi Tablo 6‘da
gösterilmiĢtir. En son çıkıĢ suyunun pH‘ı 2,25 olarak bulunmuĢtur. Klinoptilolitin Cu, Zn ve Fe
için katyon değiĢtirme kapasitesi sırasıyla 0,4274, 0,0527 ve 0,0389 meq/g klinoptilolit olarak
hesaplanmıĢtır.
114
Tablo 6. Klonoptilolit kolonundan geçirilen Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii
nötralizasyon tankı atıksuyunun pH, C/Co ve katyon uzaklaĢtırmadaki değiĢimi
Arıtılan
Zaman
(dakika) Miktar (ml)
30
184
75
344
110
484
155
640
185
686
208
763
246
882
pH
7,09
5,09
3,05
2,66
2,60
2,38
2,32
Cu
190,5
1010,0
1479,4
1557,0
1585,0
1595,0
1708,1
Çıkış suyu konsantrasyonu (mg/l) ve C/Co değişimi
C/Co (Cu)
C/Co (Zn)
C/Co (Fe)
C/Co (Ni)
Zn
Fe
Ni
0,1049
79,5
0,2590
34,52
0,1676 195,38
0,4481
0,5562
251,9
0,8205
169,38
0,8222 402,13
0,9963
0,8146
252,5
0,8225
187,25
0,9090 434,40
1,0000
0,8574
436,00
0,9406
303,1
0,9874
195,46
0,8783
204,90
0,8728
-
Tablo 6 incelendiği zaman, kolondan geçirilen atıksuyun 100 ml‘sinden bakırın %100
giderildiği görülmektedir. Kırılma noktasından sonra doyma noktasına eriĢinceye kadar Cu
iyonunda ve Cu uzaklaĢtırma veriminde azalma görülmüĢtür. Doyma noktasında bakırın
uzaklaĢtırılması durmuĢ, klinoptilolit kolonunu tekrar kullanımı için rejenere edilmiĢtir.
Rejenerasyon iĢleminde elde edilen veriler ġekil 4‘te verilmiĢtir. ġekil 4 incelendiği zaman
klinoptilolit kolonunun rejenerasyonu sırasında görülen en yüksek Cu konsantrasyonu 6500
mg/l‘dir. Bu noktadan sonra kolondan serbest bırakılan bakır miktarında sürekli bir azalma
görülmüĢtür. Bunun nedeni ise kolonda bakırdan baĢka atıksuda bulunan diğer metallerin
tutulmuĢ olmasıdır. Kolon çıkıĢ sularının pH‘ında görülen değiĢim ġekil 5‘te gösterilmiĢtir.
0,02N ve 0,04N sentetik bakır çözeltilerinin, Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii dengeleme
ve nötralizasyon tankı atıksularının ve rejenerasyon çıkıĢ suyunun pH‘ında görülen değiĢimler
ġekil 5‘te gösterilmiĢtir. Hesaplanan metal katyon değiĢim kapasiteleri Tablo 7‘de
özetlenmiĢtir.
4. Sonuç
Metal Konsantrasyonu (mg/l)
GerçekleĢtirilen deneylerin sonuçlarının değerlendirmesinde, Tablo 7‘de verilen Cu, Zn, Fe ve
Ni için klinoptilolitin hesaplanan iyon değiĢim kapasitelerinin klinoptilolitin bakır için toplam
değiĢim kapasitesi (2,7 meq/g) ile mukayese edildiği zaman, en yüksek değerin sadece Cu iyonu
içeren atıksularda elde edildiği görülmüĢtür.
7000
6000
Cu
5000
Zn
4000
Fe
3000
Ni
2000
1000
0
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
Zaman (dakika)
Şekil 4. Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii nötralizasyon tankı atıksuyunun
geçirildiği klinoptilolit kolonu rejenerasyon çıkıĢ suyundaki metal konsantrasyonlarının
değiĢimi
115
10
pH
8
6
4
2
0
0
200
400
600
800
1000
1200
Zaman (dakika)
0,02N Bakır Çözeltisi
0,04N Bakır Çözeltisi
Telka-Rabak Nötralizasyon Tankı ÇıkıĢ Suyu
Telka-Rabak Nötralizasyon Tankı - Rejenerasyon
Şekil 5. ÇıkıĢ sularında görülen pH değiĢimi
Atıksuda baĢka iyonların da bulunması durumunda klinoptilolitin bakır dahil tüm metaller için
iyon değiĢim kapasitesinde düĢüĢ görülmüĢtür. Manisa GördeĢ zeolitlerinin Na iyon içereğinin
az olması ise klinoptilolitin iyon uzaklaĢtırma ve değiĢim kapasitesinin düĢük olmasına neden
olmaktadır. Deney sonuçları atıksuyun pH‘ını yükseldiğini de göstermektedir. Doyma noktasına
ulaĢıldığı zaman, zeolitin nötralize etme kapasitesi azalarak solüsyonun pH‘ı düĢerek ilk
değerine gelmektedir. AraĢtırmanın sonuçları metal içeren atıksuların zeolitle arıtılabileceği, tek
metal iyonu içeren atıksularda zeolitin metal uzaklaĢtırma kapasitesinin daha yüksek olduğu
görülmüĢtür.
Tablo 7. Klinoptilolit kolonlarının hesaplanan değiĢik metalleri değiĢim kapasitesi
Yüklenen Çözeltiler
0.02N Cu
0.04N Cu
0.02N Fe
0.02N Zn
Telka-Rabak Sanayii
dengeleme tankı atıksuyu
Telka-Rabak Sanayii
dengeleme tankı atıksuyu
Cu
(meq/g zeolit)
1,0663
1,5342
0,4483
Fe
(meq/g zeolit)
0,5438
-
Ni
(meq/g zeolit)
0,0587
Zn
(meq/g zeolit)
0,3337
0,0564
0,4274
0,0389
-
0,0527
Kaynaklar
Alverez-Ayuso, E., Garcia-Sanchez, A. (2003). Purification of metal electroplating wastewaters using zeolites, Water
Research, 37, 4855-4862.
Barrer, R.M. (1978). Zeolites and Clay Minerals as Sorbents and Molecular Sieves, London, Academic Press Inc.,
UK.
Blanchard, G., Mauraye, M., Martin, G. (1984). Removal of heavy metals from wastewaters by means of natural
zeolites, Water Research, 18 (12), 1501-1507.
Breck D.W. (1974). Zeolite Molecular Sieves: Structure, Chemistry and Use, Toronto, John Wiley and Sons Inc.,
Canada.
Balkan, M. (1999). Development of Appropriate Low Cost Industrial Sludge Solidification Systems, M.S. Tezi,
Boğaziçi Üniversitesi.
116
Mier, M.V., Callejas, R.L., Gehr, R., Cisneros, B. J., Alvarez, P. J. (2001). Heavy metal removal with mexican
clinoptilolite: Multi-component ionic exchange, Water Research, 35, 373-378.
Peric, J., Trgo, M., Medvidovic, N.V. (2004). Removal of zinc, copper and lead by natural zeolite – a comparison of
adsorbing isotherms, Water Research, 38, 1893-1899.
Petrus, R., Warchol, J. (2003). Ion exchange equilibria between clinoptilolite and aqueous solutions of Na +/Cu2+,
Na+/Cd2+ and Na+/Pb2+, Microporous and Mesoporous Materials, 61, 137-146.
Sawyer, C.N., McCarthy, P.L., Parkin, G. F. (1994). Chemistry for Environmental Engineering, 4th Edition, Mc
Graw-Hill Inc., Singapore.
U.S. Environmental Protection Agency Home Page (2004a).
U.S.
Environmental
Protection
Agency
http://www.epa.gov/tio/download/remed/ss_sfund.pdf
http://www.epa.gov/history/topics/rcra/03.htm
Home
Page
(2004b).
11-13 Haziran 2008
Sulu Çözeltilerden Reaktif Tekstil Boyalarının
Elektrokoagülasyon Yöntemi İle Giderimi
Ruhi Malkoç, Bünyamin Karagözoğlu, Fuat Özyonar
Cumhuriyet Universitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 58140, Sivas
E-posta: ruhimalkoc@hotmailcom
Öz Bu çalıĢmada sulu çözeltiden reaktif tekstil boya çözeltilerden biri olan Remazol Brilliant
orange 3R spec gran‘ın (C.I. Reactive Orange 16) elektrokoagülasyon prosesiyle renk giderimi
incelenmiĢtir. Bu amaçla, alüminyum elektrotlarının kullanıldığı elektrokoagülasyon prosesinde,
baĢlangıç pH‘ın, akım yoğunluğunun, iletkenliğin ve zamanın; renk giderme verimi üzerine
etkisi araĢtırılmıĢtır. En yüksek renk giderme verimi %93,26 olarak gerçekleĢmiĢtir. Yapılan
deneysel çalıĢmalar neticesinde elektrokoagülasyon prosesiyle reaktif tekstil boya çözeltilerinin
renginin giderimi konusunda yüksek giderme verimleri elde edilmiĢtir. Elde edilen sonuçlardaki
renk giderme verimleri Elektrokoagülasyon prosesinde farklı türde elektrotlar kullanılarak yada
farklı bağlantı türleri denenerek arttırılabilir.
Anahtar Kelimeler tekstil atıksuyu; elektrokoagülasyon; renk giderimi; reaktif boyalar; reaktif
orange 16
1. Giriş
Nüfus ve geliĢen teknoloji ile birlikte ülkemizde tekstil endüstrisi hızlı bir Ģekilde geliĢmeye
baĢlamıĢ ve mevcut olanlar ise kapasitelerini artırmıĢlardır. Bu durum doğal kaynaklardan en
önemlisi olan suyun kullanımını artırmaktadır. ÇeĢitli proseslerde kullanılan ve atıksu olarak
nitelenen bu sular tekrar alıcı ortamlara deĢarj edilmektedir. DeĢarj edilen endüstriyel atıksular
deĢarj edildikleri alıcı ortamlardaki ekolojik dengeyi bozmakta yada büyük tahribatlara neden
olabilmektedir. Bu nedenle bu suların alıcı su ortamlarına verilmeden önce arıtılması
gerekmektedir.
Özellikle tekstil endüstrisinde yüksek su tüketimi dolayısıyla atıksu üretimi fazladır. Bu
atıksuların kirlilik kaynağı liflerde mevcut olan safsızlıklar, kullanılan kimyasal maddeler ve
boyamada kullanılan boyar maddelerdir. Boyar maddeler diğer maddelerle az veya çok renk
verebilen kendiside renkli olan maddelerdir. Boyar maddelerin tekstil boyama endüstrisinde
kullanılabilmesi için gerekli iki özelliği, renkliliği ve elyaf üzerine bağlanabilmesidir. Renkli
tekstil atıksuları alıcı su ortamlarında birikerek suyun hem estetik görünümü bozmakta hem de
suyun ıĢık geçirgenliğini azaltmaktadır. IĢık geçirgenliğinin azalması ve çözünmüĢ oksijen
miktarının düĢmesi canlıların yok olmasına sebep olmakta ve beraberinde suyun yeniden
kullanım imkânlarını da kısıtlamaktadır. Aynı zamanda tekstil endüstrisindeki bazı boyar
maddelerin toksik özellik göstermesinden dolayı da bu atıksular alıcı ortamlara verildiğinde
arıtılması gerekmektedir (Tünay,1996).
Tekstil endüstrisi atıksuları miktar ve karakteristik yönünden değiĢkenlik göstermektedir.
Tekstil endüstrisinde ortaya çıkan atıksuların çoğunluğu yıkama ve boyama iĢlemleri sonucu
oluĢmaktadır. Bu iĢlemler sonucunda açığa çıkan atıksular yüksek renk ve pH değerine
sahipken, biyolojik olarak arıtılabilirliği düĢüktür (Kobya v.d., 2003; Kural, 2000; Uygun,
2002).
R. Malkoç, B. Karagözoğlu, F. Özyonar
118
Tekstil atıksularından renk giderilmesi ve arıtılması konusunda birçok yöntem kullanılmıĢtır. Bu
yöntemler; biyolojik oksidasyon, kimyasal çöktürme, klorlama, ozon, adsorbsiyon, kimyasal
oksidasyon ve membran proseslerdir (Arıcı, 2000; Külünk, 2000; Namboodri ve Walsh, 1996;
Shu ve Huang, 1995; Slokar ve Marechal, 1998). Ayrıca son yıllarda boyarmadde içeren tekstil
atıksularının arıtılmasında elektrokoagülasyon (EC) prosesi denenmiĢ ve yüksek giderme
verimleri elde edilmiĢtir (Can, 2002; Can vd., 2002; Ciardelli ve Ranieri, 2001; Gezergen Asma,
1998).
Bu çalıĢmada bir tekstil boyar maddesi olan Remazol Brilliant orange 3R spec gran‘ın (C.I.
Reactive Orange 16) elektrokoagülasyon yöntemiyle arıtılabilirliği incelenmiĢtir. Bu amaçla
monapolar bağlı alüminyum ve demir elektrotlar kullanılarak, renk giderimi üzerine; pH, akım
yoğunluğu, iletkenlik ve zamanın etkisi incelenmiĢtir.
2.1. Materyal
EC deneylerinde DyStar firmasının Türkiye‘deki dağıtıcı firmasından temin edilen reaktif
tekstil boyası kullanılmıĢ olup bu boyanın kimyasal yapısı ġekil 1‘de verilmiĢtir.
Şekil 1. Reactive Orange 16‘nın kimyasal yapısı (Baldrian ve Snajdr, 2006).
2.2. Deney Düzeneği ve Deneysel ĠĢlem
Elektrokoagülasyon (EC) deneyleri ġekil 2‘de sunulan deney düzeneğinde gerçekleĢtirilmiĢtir.
Akım ve voltaj kontrollü, dijital bir güç kaynağı (GPC 6030D DC power supply) ile
sağlanmıĢtır. Elektrotlar, elekrokoagülasyon reaktörüne yerleĢtirildikten sonra reaktöre 750 ml.
elektrolit (boya çözeltisi) konulmuĢtur. Güç kaynağı üzerinde istenen akım ve voltaj ayarlaması
yapıldıktan sonra çalıĢtırılmıĢtır. Elektrot potansiyeli etkisi ile ısınan elektrolitin sıcaklığı 25 oC
‗de sabit tutulmuĢtur. Deney bitiminden hemen sonra reaktörden alınan numuneler çift kat kaba
filtre kağıtından süzülmüĢtür. Süzülen numuneler daha sonra analiz edilmiĢtir.
Her deneyden önce elektrotlar deney süresince elektrot yüzeyinde biriken kir ve pasları
gidermek için önceden hazırlanan temizleme çözeltisinde 5. dakika bekletilmiĢtir Temizleme
çözeltisi %35 ‘lik 100 ml HCl ve % 2.8 ‘lik 200 ml hekzametilen tetramin ((CH2)6N4)
çözeltisinden oluĢmaktadır (Do ve Chen, 1994). pH ayarlaması için 0.1 M HCl veya 0.1 M
NaOH çözeltileri kullanılmıĢtır. Ġletkenlik ayarlaması Na2SO4 veya saf su ile yapılmıĢtır.
Sulu Çözeltilerden Reaktif Tekstil Boyalarının Elektrokoagülasyon Yöntemi İle Giderimi
119
Şekil 2. Deneysel çalıĢmada kullanılan elektrokoagülasyon deney düzeneği görünüĢü.
Renk ölçümleri spektrofometre‘de kalibrasyon grafiği çıkarıldıktan sonra gerçekleĢtirilmiĢtir.
Analizlerde Chebıos marka optimum-one UV-VIS spektrofometre, , Merck marka spectroquant
TR320 model termoreaktör, Consort marka C931 Model pH-metre ve WTW Marka 340Ġ model
arazi tipi iletkenlik cihazı kullanılmıĢtır.
3. Tartışma ve Sonuç
3.1. BaĢlangıç pH‘ın Etkisi
Elektrokoagülasyon prosessinde baĢlangıç pH‘ın etkisini belirlemek amacıyla 100 A/m2 akım
yoğunluğu ve 20 dakika elektrokoagülasyon süresi ve 250 rpm karıĢtırma hızı, 300 mg/l boya
çözeltisi, 1000 µS/cm iletkenlik baĢlangıç Ģartları altında deneyler gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneysel
çalıĢmalarda elektrokoagülasyon prosesi üzerine baĢlangıç pH‘ın etkisini belirlemek amacıyla
pH aralığı 3-9 olarak seçilmiĢtir. Alüminyum elektrotlar kullanılarak yapılan bu çalıĢmada
elektrotlar sisteme monopolar–paralel bağlanarak elektrokoagülasyon iĢlemi gerçekleĢtirilmiĢtir.
Bu koĢullarda gerçekleĢtirilen çalıĢmalar sonucunda da renk giderme verimleri incelenmiĢtir.
Renk giderme verimi en yüksek %64,42 ile pH 6‘da gerçekleĢmiĢtir. pH: 3‘den pH: 6‘ya kadar
renkgiderme veriminin artığı ve bu pH değerinden sonra verimin düĢtüğü görülmektedir (ġekil
3). Deneysel iĢlemler sonucunda tüm baĢlangıç pH değerlerinin elektrokoagülasyon prosesi
sonunda arttığı gözlenmiĢtir. Bununda nedeni çözelti içerisinde OH- iyonlarının artmasıdır.
3.2. Akım Yoğunluğunun Etkisi
Elektrokoagülasyon prosesinde gerçekleĢen reaksiyonlar sonucu iyon hareketleri önemli
olduğundan akım ve bu nedenle de akım yoğunluğu sistemin iĢletilmesinde bakılması gereken
önemli bir parametredir. Elektrokoagülasyon prosesinde kirleticilerin uzaklaĢtırılması kimyasal
koagülasyon prensiplerine dayanmaktadır(Çiftçi, 2007).
Elektrokoagülasyon prosessinde renk giderme verimi üzerine akım yoğunluğunun etkisini
belirlemek amacıyla sisteme 25-225 A/m2 aralığında akım yoğunluğu uygulanmıĢtır. Akım
yoğunluğu deneyleri için pH:6, 20 dakika elektrokoagülasyon süresi 250 rpm karıĢtırma hızı,
300 mg/l boya çözeltisi ve 1000 µS/cm iletkenlik Ģartları altında gerçekleĢtirilmiĢtir.
Akım yoğunluğunun elektrokoagülasyon prosesi üzerine etkisi incelendiğinde en yüksek renk
giderme veriminin 100 A/m2 akım yoğunluğunda gerçekleĢmiĢtir. Renk için en yüksek giderme
verimi %64,42 gerçekleĢmiĢtir (Ģekil 4.). DüĢük akım yoğunluklarında giderme verimlerinin az,
120
akımım yoğunluğu 100 A/m2‘ye artarken verimlerin artığı ve 100 A/m2‘den sonra ise verimlerin
düĢtüğü görülmektedir, bu nedenle en uygun akım yoğunluğu 100 A/m2 olarak seçilmiĢtir ve
bundan sonraki deneyler için bu değer alınmıĢtır.
Renk giderme verimi (%)
80
70
60
50
40
Al elektrod
30
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Başlangıç pH
Şekil 3. BaĢlangıç pH‘ın renk giderme üzerine etkisi
80
70
60
50
40
30
20
Al elektrod
10
0
0
50
100
150
Akım Yoğunluğu A/m
200
250
2
Şekil 4. Akım yoğunluğunun renk giderme verimi üzerine etkisi
121
3.3. Elektrokoagülasyon Üzerine Ġletkenliğin Etkisi
Atıksuların arıtımında çözeltinin iletkenliği elektrokimyasal prosesler için önemli bir faktördür.
Çünkü böyle prosesler elektrot yüzeyinden çözeltiye ve çözelti içinde heterojen iyon transfer
reaksiyonlarına dayanmaktadır.
Elektrokoagülasyan prosesinde çözelti iletkenliğinin giderme verimlerine etkisini incelemek
amacıyla boya çözeltisinin iletkenliği, Na2SO4 destek elektroliti ilavesi ile 250-3500 µS/cm
aralığında incelenmiĢtir. Ġletkenlik deneyleri için pH:6, akım yoğunluğu 100 A/m2, 20 dakika
elektrokoagülasyon süresi 250 rpm karıĢtırma hızı, 300 mg/l boya çözeltisi Ģartları altında
Ġletkenliğin elektrokoagülasyon prosesi üzerine etkisi incelendiğinde maksimum renk giderme
veriminin 500 µS/cm‘de (%79,55) olduğu bunun üstündeki değerlerde ise verimin düĢtüğü ve
2500 µS/cm‘den sonra sabitlendiği görülmektedir (Ģekil 5.).
90
Al elektrod
80
70
60
50
40
30
0
500
1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000
İletkenlik (µS/cm)
Şekil 5. BaĢlangıç iletkenliğinin renk giderme verimi üzerine etkisi
3.4. Elektrokoagülasyon Prosesi Üzerine Zamanın Etkisi
Elketrokoagülasyon iĢleminde renk gideriminde rol oynayan alüminyum hidroksitlerin oluĢumu
ve miktarları zamana bağlı olduğundan giderme verimleri açısından zaman parametresi oldukça
önemlidir.
Elektrokoagülasyon prosesinde zamanın giderme verimine etkisini incelemek amacıyla 5-70
dakikalar arası çeĢitli sürelerde deneyler gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneyler pH:6, akım yoğunluğu
100 A/m2, iletkenlik 500 µS/cm, 250 rpm karıĢtırma hızı, 300 mg/l boya çözeltisi Ģartları altında
Elektrokoagülasyon deney verileri incelendiğinde, renk giderme veriminin 5 dakikada % 10‘nun
altında olduğu, 10 dakikadan sonra verimin % 50‘nin üzerine çıktığı ve verimin sürekli artarak
% 93,26 ile 60 dakikada maksimum değere ulaĢtığı ve daha sonra tekrar düĢtüğü görülmektedir
(Ģekil 6.).
122
100
80
60
40
20
Al elektrot
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Zaman (dk)
Şekil 6. Zamanın renk giderme verimi üzerine etkisi
4. Sonuçlar
Yapılan deneysel çalıĢmalar sonucunda reaktif tekstil boya çözeltisinin Alüminyum elektrotları
kullanılarak yapılan elektrokoagülasyon prosesiyle arıtılmasın da yüksek renk giderme
verimleri elde edilmiĢtir. Renk giderme verimlerinde artan akım yoğunluğu ve iletkenlik
değerlerinde verimin arttığı ancak belirli bir değerden sonra verimlerin düĢtüğü görülmüĢtür.
Zamanın etkisi incelendiğinde artan sürelerde renk giderme veriminin arttığı görülmüĢtür. Al
elektrotları ile yapılan çalıĢmada optimum deney koĢullarında %93,26 renk giderme verimi elde
edilmiĢtir.
Kaynaklar
Arıcı, Y., (2000). Tekstil Endüstrisinde Reaktif Boyarmaddelerden Kaynaklanan Rengin Fenton Prosesi Ġle
Giderilmesi, Yük. Lis. Tezi, ĠTÜ Çevre Müh. Anabilim Dalı, Ġstanbul
Baldrian, P. and Snajdr, J., (2006). Production of ligninolytic by litter-decomposing fungi and their to decolorize
synthetic dyes, Enzyme and Microbial Technology, 39, 1023-1029.
Can, O.T., (2002). Alüminyum Elektrotlar Kullanılarak Tekstil Atıksu ve Boyalarının Elektrokoagülasyon Ġle
Arıtımı, GYTE Müh., ve Fen Bil. Ens.,Yüksek Lisans Tezi, Gebze.
Can, O. T., Bayramoğlu, M., and Kobya, M., (2002). Decolorization Of Reactive Dye Solutions By
Electrocoagulation Using Aluminium Electrodes, Ind. Eng. Chem. Res., 42, 3391-3396,
Ciardelli, G. and Ranieri, N., (2001). The Treatment And Reuse Of Wastewater Ġn The Textile Ġndustry By Means Of
Ozonation And Electroflocculation, Water Res., 35, 567-572.
Çiftçi, Ç., (2007). Metal Kesme Atıksularının Elektrokoagülasyon ve Kimyasal Koagülasyon ile Arıtımı, GYTE
Müh., ve Fen Bil. Ens.,Yüksek Lisans Tezi, Gebze, s, 14-36.
Do, J.-S., and Chen, M.-L., (1994). Decolourization Of Dye-Containing Solutions By Electrocoagulation., Journal of
Applied Electrochemistry, 24, 785-790.
123
Gezergen Asma, S., (1998). Tekstil Sanayi Atıksularının Arıtılması Üzerine Bir AraĢtırma, Yük. Lis. Tezi, GYTE
Çevre Müh. A.B.D., Gebze.
Kobya, M., Can, O.T., Bayramoglu, M., (2003). Treatment of textile wastewaters by electrocoagulation using iron
and aluminum electrodes, Journal of Hazardous Materials, B100, 163-178.
Kural, E., (2000). Tekstil Boyahane Atıksularının Nanofiltrasyon Membranları Ġle Geri Kazanımı ve Renk Giderimi,
Yük. Lis. Tezi, Ġ.T.Ü. Fen Bil. Ens. Ġstanbul
Külünk, A., (2000). Tekstil Endüstrisinde Asit Boyarmaddelerden Kaynaklanan Rengin Fenton Prosesi ile
Giderilmesi, Yük. Lis. Tezi, Ġ.T.Ü. Fen Bil. Ens. Ġstanbul.
Namboodri, C.G. and Walsh, W.K., (1996). Ultraviolet light/hidrogen peroxide system for decolorizing spent reactive
dyebath wastewater, Am. Dyestuff Rep., 15, 32-45.
Shu, H.Y., and Huang, C.R., (1995). Ultraviolet Enhanced Oxidation for Color Removal of Azo Dye Wastewater,
American Dyestuff Reporter, 30-34.
Slokar, Y.M., Marechal, A.M.L., (1998). Methods of decoloration of textile wastewaters. Dye Pig. 37, 335-356.
Uygun R., (2002). Demir ve alüminyum Elektrotlar Kullanılarak Tekstil Boyalarının Elektrokoagülasyon Ġle Arıtımı,
GYTE Müh. Ve Fen Bil. Ens., Yüksek Lisans Tezi, s, 33-55, Gebze.
Tünay,
O.,
(1996).
Endüstriyel
Kirlenme
Kontrolü,
ĠTÜ
Yayınları,
Ġstanbul.
“
11-13 Haziran 2008
Entegre Et ve Et Ürünleri Endüstrisi Atıksularının
Elektrokoagülasyon Yöntemiyle Arıtılabilirliğinin Araştırılması
Cumhuriyet Universitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 58140, Sivas
Öz Bu çalıĢmada entegre et ve et ürünleri endüstrisi atıksularının elektrokoagülasyon prosesiyle
arıtımı incelenmiĢtir. Bu amaçla, alüminyum ve demir elektrotlarının kullanıldığı
elektrokoagülasyon prosesinde, baĢlangıç pH‘ın, akım yoğunluğunun ve zamanın; KOI ve
türbitide giderme verimi üzerine etkisi araĢtırılmıĢtır. En yüksek KOI giderme verimi %78,99
verim ile alüminyum elektrotu ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Türbitide gideriminde en yüksek giderme
verimi %99,66 verim ile yine alüminyum elektrotu ile gerçekleĢmiĢtir. Elde edilen deneysel
çalıĢmalar sonucunda elektrokoagülasyon prosesiyle mezbaha endüstrisi atıksularının
arıtılmasının da yüksek giderme sonuçlar elde edilmiĢtir. Elde edilen sonuçlardaki KOI ve
türbitide giderme verimleri Elektrokoagülasyon prosesinde farklı türde elektrotlar kullanılarak
yada farklı bağlantı türleri denenerek arttırılabilir.
Anahtar Kelimeler atıksu arıtımı; demir ve alüminyum elektrodu; elektrokoagülasyon; entegre
et ve et endüstrisi
1. Giriş
Nüfusun hızla artmasına paralel olarak çeĢitli endüstrilerde olduğu gibi gıda endüstrisine olan
ihtiyaç ve talep her geçen gün artmaktadır. Böylelikle gıda endüstrilerinden kaynaklanan
atıksuların çevre üzerinde yarattığı olumsuz etkiler de artmaktadır. Özellikle buna paralel
olarak temel besin maddelerinden olan et ve et ürünlerinin üretimi de hızlı bir ivme
kazanmıĢtır. Bunun sonucunda da, mevcut doğal kaynakların ve bunların en önemlisi olan
suyun kullanımı artmakta ve bu endüstrilerde kullanılan sular kirlenmiĢ olarak tekrar alıcı su
ortamlarına geri verilmektedir.
Entegre et ve et ürünleri tesisleri atıksuları yüksek miktarda organik madde (BOI, KOI), toplam
askıda katı (TAKM), toplam fosfor (TP), toplam azot (TN), yağ ve gres içermektedir (Nunez ve
Martinez, 1999; Al-Mutairi vd., 2004; Li vd., 1986, Manjunath vd., 1999, Borja vd., 1998,
Martinez vd., 1996). Bu nedenle çok kirlilik yaratan bir atıksu özelliğine sahip olduğu için
önemli bir çevre kirletici kaynağını oluĢturmaktadır. Entegre et ve et ürünleri tesisleri
atıksularının hiçbir arıtma iĢlemine tabi tutulmadan alıcı ortama verilmesi alıcı ortamında
çözünmüĢ oksijenin tüketilmesine ve su ortamının bozulmasına neden olmaktadır. Bu nedenle
entegre et ve et ürünleri tesisleri çıkıĢ sularının arıtılması gereklidir. Fakat bu özelliklerdeki
atıksuların arıtılması oldukça zor ve maliyetlidir. Bu atıksuların arıtılması için çeĢitli fiziksel,
kimyasal ve biyolojik yöntemler kullanılmaktadır (Al-Mutairi vd., 2004; Al-Mutairi, 2006;
Aquilar vd., 2003; Aquilar vd., 2005; Aquilar vd., 2003). Entegre et ve et ürünleri atıksuları
genellikle biyolojik arıtma prosesleri ile arıtılmaktadır (Manjunath vd., 1999, Subramaniam vd.,
1994, Del. Pozo v.d., 2000, Ruiz vd., 1997, Del. Pozo ve Diez., 2005). Anaerobik ve aerobik
proseslerin iĢletilmesinde sıcaklık, organik yük, kalıĢ süresi gibi parametreler proses
126
F. Özyonar, B. Karagözoğlu
verimliliğini etkileyen önemli parametrelerdir (Nunez vd., 1999; Borja vd., 1998; Del. Pozo
v.d., 2000). Bu nedenle bu proseslerin iĢletim aĢamasında kontrol altında tutulması gereklidir.
Atıksu hacmi, organik yük fazlalığı, geniĢ arazi ve iĢletme zorlukları bu proseslerin
uygulamasında karĢılaĢılan baĢlıca problemlerdir. Bu nedenle baĢka metotların geliĢtirilmesine
ihtiyaç duyulmaktadır.
Son yıllarda, elektrokoagülasyon prosesi çeĢitli endüstrilerin atıksularının arıtımı da yüksek
verim elde edilmesi, iĢletmesi kolay ve maliyetinin düĢük olması nedeniyle kullanılmaya
baĢlanmıĢtır. Tekstil, kağıt ve kağıt hamuru, gıda, yağ, boya, organik madde içeren sızıntı suları,
flor giderimi, lokanta, sentetik deterjan, dericilik, maden, maya ve tavuk kesimhane endüstrisi
gibi bazı endüstrilerin atıksularına uygulanan elektrokoagülasyon prosesiyle yüksek giderim
verimleri elde edilmiĢtir (Bayramoğlu v.d., 2004; Kobya v.d., 2003; Tsai v.d., 1997; Ma v.d.,
2007; Canizares v.d, 2007; Kobya v.d., inpress; Ġredmez v.d., 2006; Golder v.d., 2007).
Bu çalıĢmada, entegre et ve et ürünleri endüstrisi atıksularının elektrokimyasal metodlardan biri
olan elektrokoagülasyon (EC) yöntemiyle arıtılabilirliğinin araĢtırılması amaçlanmıĢtır. Bu
amaçla yapılan çalıĢmada, monopolar paralel bağlı sistemde alüminyum ve demir elektrotlar
kullanılarak, kimyasal oksijen ihtiyacı (KOI) ve türbidite giderimi üzerine; pH, akım yoğunluğu
ve zaman parametrelerinin etkisi incelenmiĢtir.
2.1. Materyal
ÇalıĢmalarda kullanılan atıksu bir entegre et ve et endüstrisi tesisin çıkıĢından temin edilmiĢtir.
Bu tesiste oluĢan atıksu tesiste herhangi bir fiziksel, kimyasal ve biyolojik arıtım uygulanmadan
kanalizasyona deĢarj edilmektedir. Numune atıksuyun kanala girmeden önceki yapısından
alınmıĢtır. Tablo 4.1‘de bu atıksuyun karakterizasyonuna iliĢkin yapılan analiz sonuçları
verilmiĢtir.
Tablo1. Entegre et endüstrisi tesisinin çıkıĢ atıksuyunun özellikleri
Parametre
pH
KOI (mg/l)
BOI (mg/l)
AKM (mg/l)
Yağ-Gres (mg/l)
Ġletkenliği (µS/cm)
Bulanıklık (NTU)
Değeri
6,72-7,27
3337-4150
1950-2640
980-1200
275-376
1616-2270
265-356
2.2 Deney Düzeneği ve Deneysel ĠĢlem
Elektrokoagülasyon (EC) deneyleri ġekil 1‘de sunulan deney düzeneğinde gerçekleĢtirilmiĢtir.
Akım ve voltaj kontrollü, dijital bir güç kaynağı (GPC 6030D DC power supply) ile
sağlanmıĢtır.
Entegre Et ve Et Ürünleri Endüstrisi Atıksularının Elektrokoagülasyon Yöntemiyle Arıtılabilirliğinin
Araştırılması
127
Şekil 1. Deneysel çalıĢmada kullanılan elektrokoagülasyon deney düzeneği görünüĢü.
Yapılan deneylerin hepsi oda sıcaklığında gerçekleĢtirilmiĢ olup reaktöre 1000 ml atıksu
konulmuĢtur. Güç kaynağı üzerinde istenen akım ve voltaj ayarlaması yapıldıktan sonra
elektrokoagülasyon iĢlemine baĢlanmıĢtır. Deneysel iĢlem sırasında elektrolitin sıcaklığı
250C‘de sabit tutulmuĢtur.
KOI ve türbidite ölçümleri standart metodlarda belirtilen analiz yöntemlerine (Standard
Methods for Examination of Water and Wastewater) göre yapılmıĢtır. Analizlerde Chebıos
marka optimum-one UV-VIS spektrofometre, HF marka MicroTPĠ arazitipi türbidimetre, Merck
marka spectroquant TR320 model termoreaktör, Consort marka C931 Model pH-metre ve
WTW Marka 340Ġ model arazi tipi iletkenlik cihazı kullanılmıĢtır.
3. Tartışma Ve Sonuç
3.1. BaĢlangıç pH‘ın Etkisi
Elektrokoagülasyon prosesinde baĢlangıç pH etkisini belirlemek amacıyla 80 A/m2 akım
yoğunluğu, 20 dakika elektrokoagülasyon süresi ve 250 rpm karıĢtırma hızı Ģartları altında
deneyler gerçekleĢtirilmiĢtir. Elektrokoagülasyon prosesi üzerine baĢlangıç pH‘ın etkisini
belirlemek amacıyla pH aralığı 3-8 olarak seçilip incelenmiĢtir. Fe elektrotu için en yüksek KOI
ve türbitide giderme verimi ġekil 2‘de görüldüğü gibi sırasıyla %72,82 , %87,82 ile pH 6‘da
gerçekleĢmiĢtir. Alüminyum elektrotunun elektrokoagülasyon prosesinde kullanılması
durumunda en yüksek KOI giderme verimi ġekil 2‘de % 73,55 ile pH: 4‘te gerçekleĢtiği tespit
edilmiĢtir. Ancak türbidite giderme verimi en yüksek %96,67değeri ile pH:7‘de gerçekleĢmiĢtir.
128
100
KOI Giderme Verimi (%)
90
80
70
60
50
40
Fe elektrodu
Al elektrodu
30
2
3
4
5
6
Başlangıç pH
7
8
9
Şekil 2. BaĢlangıç pH‘ın KOI giderme verimi üzerine etkisi
100
Türbitide Giderme Verimi (%)
90
80
70
60
50
40
30
20
Fe elektrodu
Al elektrodu
10
0
2
3
4
5
6
7
8
Başlangıç pH
9
10
11
12
Şekil 3. BaĢlangıç pH‘ın türbitide giderme verimi üzerine etkisi
3.2. Akım Yoğunluğunun Etkisi
Elektrokoagülasyon üzerine akım yoğunluğunun etkisini incelemek amacıyla KOI ve türbidite
giderim verimleri üzerine akım yoğunluğu 20-150 A/m2 aralığında uygulanmıĢtır. Akım
yoğunluğu deneyleri demir elektrotları için pH:6, alüminyum elektrotları için pH:4 ve 250 rpm
karıĢtırma hızında, 20 dakika deney süresinde gerçekleĢtirilmiĢtir. ġekil 4 ve ġekil 5‘de
görüldüğü gibi akım yoğunluğunun elektrokoagülasyon prosesi üzerine etkisi incelendiğinde
akım yoğunluğu ile her iki elektrot materyali için KOI ve türbitide giderme veriminin artığı
Araştırılması
129
gözlemlenmiĢtir. Demir elektrotu için maksimum KOI giderme verimi %76,67 ile 100 A/m2
akım yoğunluğunda gerçekleĢirken, türbidite için ise en yüksek giderme verimi %97,25 ile 120
A/m2 akım yoğunluğunda gerçekleĢmiĢtir. Elektrokoagülasyon prosesinde alüminyum elektrotu
kullanıldığında 140 A/m2 akım yoğunluğunda her iki parametre içinde en yüksek giderme
verimleri elde edilmiĢtir ve buna paralel olarak alüminyum elektrotu için optimum akım
yoğunluğu 140 A/m2 olarak seçilmiĢtir. Bu akım yoğunluğunda KOI giderme verimi %78,30 ve
türbidite giderme verimi %90,21 olarak elde edilmiĢtir( ġekil 4- ġekil 5).
100
90
80
70
60
50
40
30
20
Fe elektrodu
Al elektrodu
10
0
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Akım Yoğunluğu (A/m2)
Şekil 4. Akım yoğunluğunun KOI giderme verimi üzerine etkisi
100
90
80
70
60
50
40
30
20
Fe elektrodu
Al elektrodu
10
0
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Akım Yoğunluğu (A/m2)
Şekil 5. Akım yoğunluğunun türbitide giderme verimi üzerine etkisi
130
3.3. Zamanın Etkisi
Elektrokoagülasyonda zaman parametresi oldukça önemlidir. Kirletici (KOI ve türbidite)
gideriminde rol oynayan metal hidroksitlerin oluĢumu ve miktarı zamana bağlı olduğundan
giderim veriminde de zamanın etkisi oldukça büyüktür. Demir elektrotu için optimum Ģartlar;
pH:6 ve akım yoğunluğu 100 A/m2 olarak, alüminyum elektrotu için ise pH:4 ve akım
yoğunluğu 140 A/m2 olarak seçilmiĢtir. Zaman parametresi etkisini incelemek için zaman
aralığı 2,5-60 dakika arasında değiĢtirilmiĢtir. Deney sonuçları incelendiğinde reaksiyon
süresinin uzaması % giderme verimini oldukça etkilemektedir. ġekil 6 ve ġekil 7 ‗den de
görüldüğü gibi deney süresi arttıkça KOI ve Türbitide giderme verimlerinde doğru orantılı bir
artıĢ meydana gelmektedir. Ancak belli bir noktadan sonra verimdeki artıĢın sabit değerlerde
kaldığı görülmüĢtür. Demir elektrotu için elektrokoagülasyon süresi deney verileri
incelendiğinde 30 dakika olarak seçilmiĢtir. KOI giderme verimi %76,73 ve türbidite giderme
verimi %94,63‘lük bir verim elde edilmiĢtir. Alüminyum elektrotu için deney sonuçları
incelendiğinde KOI için en yüksek giderme verimi %78,99 olarak 30 dakikalık bir sürede
gerçekleĢtiği görülmüĢtür. Bu sürede türbidite giderme verimi ise %94,87 olarak tesbit
edilmiĢtir (ġekil 6-7).
100
90
80
70
60
50
40
30
20
Fe elektrodu
Al elektrodu
10
0
0
10
20
30
40
50
60
Zaman (Dakika)
Şekil 6. Zamanın KOI giderme verimi üzerine etkisi
70
Araştırılması
131
100
90
80
70
60
50
40
30
20
Fe elektrodu
Al elektrodu
10
0
0
10
20
30
40
50
60
70
Zaman (Dakika)
Şekil 7. Zamanın türbitide giderme verimi üzerine etkisi
4. Sonuçlar
Elde edilen sonuçlar neticesinde Entegre et ve et ürünleri endüstrisi atıksularının Alüminyum ve
Demir elektrotları kullanılarak yapılan elektrokoagülasyon prosesiyle arıtılmasın da yüksek
giderme verimleri elde edilmiĢtir. KOI ve Türbitide giderme verimi açısından baĢlangıç pH‘ı
monomerik ve polimerik hidroksit türlerinin oluĢumu açısından önemlidir. Elektrokoagülasyon
prosesinde akım yoğunlu ve zamanın verimi arttırdığı ancak belli bir noktadan sonra bu artıĢın
durduğu ve belli bir dengeye ulaĢtığı görülmüĢtür. Al elektrotları ile optimum deney
koĢullarında %78,99 KOI, ve %94,79 türbitide giderim verimleri elde edilmiĢtir. Demir
elektrotu ile optimum deney koĢullarında %76,73 KOI ve % 94,62 türbitide giderim verimleri
elde edilmiĢtir. Elde edilen sonuçlara göre elektrokoagülasyon prosesi bu endüstri atıksuyunun
arıtımında etkili bir proses olmakla birlikte diğer proseslerle beraber kullanıldığında özellikle
KOI giderimin de daha etkili bir arıtma verimi elde etmek mümkün olabilir.
Kaynaklar
American Public Health Association (APHA) (1992). Standart Methods for Examination of water and wastewater, 17
th. Ed. Washigton, DC.
Al-Mutairi, N.Z., Hamoda, M.F., Al-Ghusain, I., (2004). Coagulant selection and sludge conditioning in a
slaughterhouse wastewater treatment plant, Bioresource Technolgy, 95, 115-119.
Aquilar, M.I., Saez, J., Llorens, M., Solar, A., Ortuno, J.F., (2003). Microscopic observation of particle reduction in
slaughterhouse wastewater by coagulation-flocculation using ferricsulphate as coagulant and different coagulant
aids, Water Research, 37, 2233-2241.
Aquilar, M.I., Saez, J., Llorens, M., Solar, A., Ortuno, J.F., Meseguer, V., Fuentes, A., (2005). Impronement of
coagulation- flocculation process using anionic polyacrylamide as coagulant, ???, 58, 47-56
Aquilar, M.I., Saez, J., . Llorens, M., Solar, A., Ortuno, (2003). Particle size distribution in slaugterhouse wastewater
before and after coagulation-flocculation, Environmental Progress, 22, 3, 183-188.
Bayramoğlu, M., Can, O.T., Kobya, M., Sozbir, M., (2004). Operating cost analysis of electrocoagülation of textile
dye wastewater, Sep. Purif. Technol. 37, 117-125.
132
Borja, R., Banks, C., Wong, Z.J., Mancha, A., (1998). Anaerobic Digestion of slaughterhouse wastewater using a
combination sludge bianket and fitler arrengement in a single reactor, Bioresource Tech, 65 (1-2), 125-133
Canizares, P., Martinez, F., Jimerez, C., Lobato, J., Rodrigo, M.A., (2007). Coagulation and electrocoagulation of
wastes polluted with colloids, Separation Science and Technogy, 42, 2157-2175.
Del. Pozo, P., Diez, V., Beltrain, S., (2000). Anaerobic pre-treatment of slaughterhouse wastewater using fixed-film
reactors, Bioresource Technology, 71, 143-149.
Del. Pozo, P., Diez, V., (2005). Integrated anaerobic-aerobic fixed-film reactor for slaughterhouse wastewater
treatment, Water Research, 39, 1114-1122.
Golder A.K., Chanda, A.K., Samanta A.N., Ray, S. (2007). Removal of Cr (VI) from aqueous solution;
electrocoagulation us chemical coagulation, Separation Science and Technology, 42, 2177-2193.
Ġredmez, ġ., Demircioğlu, N., Yıldız, A.ġ., (2006). The effects of pH on phosphate removal from wastewater by
electrocoagulation with iron plate electrodes, Journal of Hazardous Materials, B137, 1231-1235.
Kobya, M., Can, O.T., Bayramoglu, M., (2003). Treatment of textile wastewaters by electrocoagulation using iron
and aluminum electrodes, Journal of Hazardous Materials, B100, 163-178.
Kobya, M., ġentürk, E., Bayramoğlu, M. Treatment of poultry slaughterhouse wastewaters by electrocoagulation,
Journal of Hazardous Materials, (in press)
Li, C.T., Shich, W.K., Asce, A.M., Wu, C.S., Huang, J.S., (1986). Chemical/bio fluidized bed treatment of
slaughtherhouse wastewater, Journal of civil Engineerring, 4, 112.
Ma, H., Wang, B., Wang, Y., (2007). Application of molybdenum and phosphate modified kaolin in electrochemical
treatment of paper mill wastewater, Journal of Hazardous Materials, 145, 417- 423.
Martinez, J., Borzacconi, L., Mrallo, L., . Galisto, M., Vinas, M., (1996). Treatment of slaughterhouse wastewater,
Water Sciencs Technol. 32, 12, 99-104.
Manjunath, N.T., . Mehrotra, I., Mathur, R.P., (1999). Teratment of wastewater from slaughterhouse by DAF-UASB
system, Water Research, 34 (6), 1930-1936.
Nayer Z. Al-Mutairi, (2006). Coagulant toxicity and effectiveness in a slaughterhouse wastewater treatment plant,
Ecotoxicology and Environmental Safet, 65, 74-83.
Nunez, L.A., Martinez, B., (1999). Anaerobik treatment of slaughterhouse wastewater in an expended granular sludge
bed (EGSB) reactor, Water Sci. Technol. 40, 99-106.
Ruiz, I., Veiga, M., De Santiago, P., Blazquez, R., (1997). Teratment or slaughterhouse wastewater in a UASB
reactor and anaerobic fitler, Biosource Technology, 60, 251-258.
Subramaniam, K., Greenfield, P.F., Ho, K.M., Johs, M.R., Keller, J., (1994). Efficent Biological Nutrient Removal in
High Strength Watewater Using Combined Anaerobik-Sequencing Batch Reactor Treatment, Water Science and
Technology, 36 (2-3), 225-228.
Tsai, C.T., Lin, S.T., Shue, Y.C., Su, P.L., (1997). Electrolyis of soluble organic matter in leachate from landfills,
Water
Res.
31,
3073-3081.
11-13 Haziran 2008
Asit, Dispers ve Reaktif Boya Banyo Atıksularından
Elektrokoagülasyon Prosesi ile Renk ve Organik Madde
Giderimi
İdil Arslan-Alaton, Işık Kabdaşlı, Burcu Vardar, Yasemin Şahin, Güler Türkoğlu, Olcay
Tünay
Öz Bu çalıĢmada sentetik asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksularının alüminyum ve çelik
elektrodlar varlığında elektrokoagülasyon prosesi ile arıtılabilirliği incelenmiĢtir. Deneysel
sonuçlar, prosesin baĢlangıç pH‘sı, akım yoğunluğu ve elektrolit konsantrasyonu gibi iĢletim
parametreler açısından optimize edildiğinde renk gideriminin tamamen (% 93-100 aralığında),
KOĠ giderimin ise kısmen (%38-89 aralığında) sağlandığını göstermiĢtir. Kullanılan elektrod
tipi ile arıtım performanslarında gözlenen değiĢikliklerin boya banyo türüne (boya banyo
içeriğinde bulunan kimyasalların polaritesine ve organik karbon miktarına) ve elektrod
materyalinin sebep olduğu reaksiyon mekanizmasına bağlı olduğu sonucuna varılmıĢtır.
Anahtar Kelimeler: alüminyum ve paslanmaz çelik elektrodlar; asit, dispers ve reaktif boya
banyo atıksuları; çamur miktaır; elektrokoagülasyon; renk ve KOİ giderimi; tekstil endüstrisi
atıksuyu
1. Giriş
Tekstil son iĢlemlerinden (hazırlama, boyama ve apreleme) kaynaklanan kirlilik problemleri,
Türkiye, Çin, Mısır, Pakistan gibi söz konusu endüstriyel sektörün yoğun olduğu ülkelerde ciddi
çevresel sorunlara neden olmaktadır. Tekstil son iĢlemlerinden kaynaklanan atıksular, gerek
miktarları (günde 4000 m3 bulan hacimler), gerekse biyolojik olarak zor ayrıĢan organik madde
içerikleri dolayısıyla kompleks yapıları nedeniyle arıtma tesislerinde çeĢitli iĢletme
problemlerine (köpük ve renk oluĢumu, düĢük arıtma performansı, vb.) yol açmakta ve deĢarj
edildikleri alıcı ortamlardaki ekosistemleri tehdit etmektedirler. Üretim esnasında oluĢan
atıksuların ileri arıtma yöntemleriyle proses suyu olarak yeniden kullanımı ve/veya ticari önemi
olan bazı kimyasalların geri kazanımı teknik ve ekonomik kısıtlamalar nedeniyle pratikte
uygulanamamaktadır. Tekstil endüstrisinden kaynaklanan atıksuların arıtımında en uygun
arıtma teknolojisi uzun havalandırmalı aktif çamur sistemi olarak verilmektedir. Ancak bu
arıtma yöntemi özellikle tekstil son iĢlemlerinden kaynaklanan atıksulardan renk, kalıntı KOĠ ve
biyolojik olarak güç ayrıĢtırılabilen organiklerin gideriminde tek baĢına yeterli olamamaktadır.
Bu nedenle söz konusu atıksuların arıtımında biyolojik arıtma ile birlikte fizikokimyasal veya
kimyasal metotlarının (flokülasyon, kimyasal ve fotokimyasal ileri oksidasyon prosesleri gibi
birlikte) kullanıldığı arıtma düzenlerine ihtiyaç duyulmaktadır. Ancak bu fizikokimyasal ve
kimyasal arıtma yöntemleri özellikle boyama iĢlemlerinin gerçekleĢtirildiği tekstil son
iĢlemlerinden kaynaklanan atıksulardan renk ve/veya organik karbon gideriminde baĢarısız
olabilmektedir (Lin and Chen, 1997; Pearce et al., 2003; Bes-Pia et al, 2003; Baban et al., 2004;
134
İ. Arslan-Alaton, I. Kabdaşlı, B. Vardar ve diğ.
Schoberl et al., 2005). Bu nedenle, birden fazla kirletici giderim mekanizmasını bir arada
bulunduran alternatif arıtma yöntemlerine ihtiyaç duyulmaktadır.
Elektrokoagülasyon yöntemi, biyolojik olarak zor ayrıĢan, kompleks yapıdaki endüstriyel
atıksuların arıtımı için (1) basit düzeneklerde iĢletim kolaylığı (2) küçük reaktör hacimleri (3)
yoğun ve düĢük hacimde çamur oluĢumu ve (4) hızlı, güvenilir organik madde giderimi gibi
çeĢitli avantajlar sunmaktadır (Mollah et al., 2001; Can et al., 2006). Elektrokimyasal yöntemler
ayrıca inorganik maddelerin gideriminde de baĢarıyla uygulanabilmektedir (Khemis et al.,
2006). Elektrokoagülasyon uygulamasında organik ve inorganik formdaki kirleticilerin kurban
elektrodlar kullanılarak, adsorpsiyon, absorpsiyon, flotasyon, çöktürme, redüksiyon ve
oksidasyon yolları ile giderildiği düĢünülmektedir.
Bu deneysel çalıĢmada, asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksularını ayrık akımda (diğer bir
ifade ile kaynak bazında) temsil eden sentetik karıĢımlar hazırlanmıĢ ve söz konusu banyoları
karakterize etmek üzere hazırlanmıĢ bu numuneler alüminyum, paslanmaz çelik elektrodların
kullanıldığı elektrokoagülasyon prosesine tabi tutulmuĢtur. Ġlk aĢamada, asit, dispers ve reaktif
boya banyo atıksularının en uygun arıtma koĢullarını sağlamak amacıyla iĢletim
parametrelerinin değiĢtirildiği (pH, elektrolit konsantrasyonu, akım yoğunluğu) optimizasyon
deneyleri yürütülmüĢtür. ÇalıĢmanın ikinci aĢamasında ise optimum koĢullarda arıtılmıĢ
atıksuların renk ve KOĠ değerlerinde meydana gelen değiĢiklikler belirlenmiĢtir.
2.1. Sentetik Boya Banyo Atıksuları
Sentetik asit (ABB), dispers (DBB) ve reaktif (RBB) boya banyo atıksuları, Ġstanbul‘daki bir
tekstil fabrikasından alınan ve söz konusu tesiste en fazla uygulanan boyama reçetelerine göre
hazırlanmıĢtır. Bu reçeteler için gerekli boyarmadde formülasyonları ve yardımcı kimyasallar,
aynı tekstil fabrikasından temin edilmiĢ ve hepsi 60-70 oC‘da, distile suda karıĢtırılarak
çözülerek hazırlanmıĢtır. Konsantrasyonlar, boyarmaddelerin ve yardımcı kimyasalların elyafa
hiç tutunmadan atıksuda kaldığı ―en kötü koĢullar‖ düĢünülerek seçilmiĢtir. Tablo 1 ve 2‘de,
sırasıyla boya banyo atıksularının içeriklerini ve çevresel karakterizasyonlarını sunulmaktadır.
Tablo 1. Sentetik asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksularının içerikleri
Boya Banyo
Boyar Maddeler
Tipi
*Telon Yellow AR01a
ABB
*Acid Red 336
*Acid Blue 264
*Yellow Brown CERN
DBB
*Rubin GERN
*Blue T2G
*Reactive Yellow 145
RBB
*Synazol Red KHL*
*Reactive Blue 221
a
Renk İndeks No.su bilinmemektedir
Konsantrasyon
(mg/L)
30
30
30
25
35
30
25
41
86
Yardımcı Kimyasallar
*Ruco Asit (Asit donör)
*Laugal TP (egalizatör)
Konsantrasyon
(mg/L)
500
1500
*Avolan (dağıtıcı)
*Asetik asit (pH tamponu)
1000
1500
*NaCl (elektrolit)
*Na2CO3 (pH tamponu)
*Ġyon tutucu
40000
13000
800
Asit, Dispers ve Reaktif Boya Banyo Atıksularından Elektrokoagülasyon Prosesi ile Renk ve Organik
Madde Giderimi
135
Tablo 2. Sentetik asit, dispers ve reaktif boya banyo numunelerinin karakterizasyonu
Ortalama KOĠ (mg/L)
Renk, absorbans (1/cm) ve dalgaboyu,
- 436 nm
- 525 nm
- 620 nm
Boya banyo atıksuyunun orjinal pH‘sı
ABB
2699
DBB
3380
RBB
309
0.856
0.585
0.274
3.56
1.150
1.093
0.748
3.44
0.527
0.697
0.804
11.41
2.2. Elektrokoagülasyon Deneyleri
Elektrokoagülasyon ünitesi, uzunluğu 34.3 cm, geniĢliği 12.5 cm ve yüksekliği 28.3 cm olan,
altı monopolar, paralel bağlı alüminyum (Al) ve 304 paslanmaz çelik elektrodların anot ve katod
olarak kullanıldığı, 1800 mL kapasiteli polietilen (P.E.100) bir reaktörden meydana
gelmektedir. Elektrod boyutları 11.9 cm (uzunluk) x 1.02 cm (çap) olarak seçilmiĢtir. Tüm
deneyler için elektrodlar arası mesafe 2 mm‘ye sabitlenmiĢtir. Uygulanan akım ve gerilim,
hassas ayarlı, düz akım güç kaynağı ile kontrol edilmiĢtir.
2.3. Analitik Prosedür
Elektrokoagülasyon deneyleri boyunca, pH, renk (absorbans) ve KOĠ parametrelerindeki
değiĢimler takip edilmiĢtir. Tüm numuneler, ölçümlerden hemen önce 30 dakika çöktürülmüĢ ve
bu iĢlemi takiben renk ve KOĠ ölçümleri için 0.45 Millipore membran filtrelerinden
süzülmüĢtür. ArıtılmıĢ ve orijinal numunelerin renkleri (absorbansları), Pharmacia KB marka,
Novaspec II model bir kolorimetrede 436 nm, 525 nm ve 620 nm dalga boylarında 1 cm‘lik
küvetlerde okunmuĢtur. Bu dalga boyları, Almanya‘daki alıcı ortam deĢarj standartlarına göre
sırasıyla sarı, kırmızı ve mavi renklere karĢı gelmektedir (Gähr et al., 1994) ve Türkiye‘de
henüz renk parametresi bulunmadığından bu standartlar renk giderim verimlerinin hesaplanması
ve değerlendirilmesi için tercih edilmiĢtir. ġekillerde renk (absorbans) giderimleri, ABB
atıksuyu için 436 nm‘de, DBB atıksuyu için ise 525 nm dalga boyunda ve RBB için 620 nm‘de,
baĢka bir deyiĢle her boya banyo atıksuyunun en baskın absorpsiyon bandında, veri karıĢıklığını
ve tekrarını önlemek amacı ile gösterilmiĢtir. RBB numunelerindekiler hariç tüm KOĠ ölçümleri
ISO (1986) göre yapılmıĢtır. RBB numunelerinin KOĠ değerleri ise atıksuların yüksek klorür
içerikleri nedeniyle DIN 38409, H 41-2 Yöntemi (DIN, 1980)‘ne göre tayin edilmiĢtir.
Elektrokoagülasyon deneylerinde oluĢan kimyasal çamur miktarları (metal hidroksit + giderilen
boya banyo bileĢenleri), numuneler 1.2 mikron gözenek çaplı cam elyafı filtrelerden geçirilerek
gerçekleĢtirilen AKM miktarları olarak belirlenmiĢtir.
3. Sonuçlar ve Tartışma
3.1. Alüminyum Elektrodlarla Elektrokoagülasyon Deneyleri
3.1.1. Renk giderimi
ġekil 1‘de asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksuları için Al elektrodlarla gerçekleĢtirilen
elektrokoagülasyon deneyleri sırasında zamana karĢı belirlenen renk giderimleri verilmektedir.
ġekil 1 den her boya banyo atıksuyu için renk giderim hızının çok farklı olduğu görülmektedir.
Örneğin DBB numunesinde renk giderimi 2 dakika gibi çok kısa bir süre zarfında çok hızlı bir
Ģekilde gerleĢleĢmektedir. RBB numunesinde ise renk giderimi uygulamanın ilk 2 dakikasında
çok hızlı cereyan etmekle birlikte bu süre sonrasında pratik olarak değiĢim göstermemektedir.
RBB numunesi için %95 renk giderimi sağlayabilmek için elektrokoagülasyonun en azından 90
136
dakika boyunca sürdürülmesi gerekmektedir. ABB numunesinde renk giderimi diğer
numunelere göre çok daha yavaĢ meydana gelmekle birlikte 30 dakikalık elektrokoagülasyon
süresi sonucunda %93 oranında renk giderimi sağlanabilmektedir. Elde edilen bu sonuçlar,
elektrokoagülasyonla renk giderim veriminin boya tipine (çözünürlük, polarite, molekül ağırlığı
ve Ģekli, v.b.) bağlı olduğunu göstermektedir. Bu nedenle çözünürlüğü düĢük olan ve polyester
elyafların boyanmasında kullanılan dispers boyarmaddelerin diğerlerine göre daha hızlı ve etkin
bir Ģekilde giderilebilmektedir.
Şekil 1. ABB (436 nm), DBB (525 nm) ve RBB (620 nm) numunelerinin Al
elektrodlarla elektrokoagülasyonu sırasında elde edilen normalize edilmiĢ renk
giderimleri (Deneysel koĢullar için bkz. Tablo 3).
Alüminyum elektrodlarla gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyon prosesinde renk ve KOĠ giderim
mekanizmasının, söz konusu kirleticilerin, oluĢan alüminyum hidroksit floklarının üzerinde
adsorpsiyonu olduğu varsayılmaktadır. ABB numunesinde renk gideriminin yavaĢ ve verimsiz
olması toplam boya banyo atıksuyu organik madde miktarının sadece %5‘ini oluĢturan boyar
maddelerinin alüminyum hidroksit çamurunun üzerinde yeterince tutunamamasına, bu banyo
bileĢenlerinden olan egalizatörün (bir noniyonik + anyonik yüzey aktif madde karıĢımı) asit
boyalarına göre daha kolay adsorpsiyonuna bağlanabilmektedir. DBB numunesinde bulunan
dispers boyarmaddelerinin gideriminde böyle bir sorunla karĢılaĢılmamaktadır. Nitekim, dispers
boya banyo içeriğindeki asit tamponu (asetik asit) toplam atıksu organik yükünün en az %70‘ini
teĢkil etmektedir ve bu bileĢen floklar üzerine hiç adsorplanmamaktadır. Öte yandan reaktif
boyarmaddeler, yüksek çözünürlükleri ve polariteleri nedeniyle koagülasyon ve
elektrokoagülasyon ile tamamen giderilememektedir.
3.1.2. KOĠ giderimi
ġekil 2, asit, dispers ve reaktif boya banyo numunelerindeki alüminyum elektrodlarla
elektrokoagülasyon sırasında zamana karĢı ölçülen KOĠ değiĢimlerini göstermektedir. ġekilden
KOĠ giderimlerinin, renk giderimleriyle paralellik gösterdiği görülmektedir.
Madde Giderimi
137
Şekil 2. ABB, DBB ve RBB numunelerinin Al elektrodlarla elektrokoagülasyonu sırasında
elde edilen normalize edilmiĢ KOĠ giderimleri (Deneysel koĢullar için bkz. Tablo 3).
Beklenildiği üzere, renk gideriminde olduğu gibi KOĠ gideriminde de elektrokoagülasyonun ilk
2-3 dakikasından sonra reaksiyon hızında önemli bir yavaĢlama meydana gelmektedir.
Elektrokoagülasyon prosesinin yüksek miktarda elektrik enerjisi tüketen bir proses olduğunu
düĢünüldüğünde reaksiyon süresinin dikkatle seçilmesi ve mümkün mertebede kısa tutulması
gerekmektedir (Bayramoğlu ve diğ., 2007). Boyarmaddeler dıĢında banyo içeriğinde bulunan
yardımcı kimyasalların oluĢan alüminyum hidroksit çamuruna sadece kısmen adsorblanabildiği
ve Al elektrodlarla elektrokoagülasyon prosesi ile baĢka giderim mekanizmalarının
beklenmediği dikkate alındığında, renk giderimin neredeyse tamamen, KOĠ giderimin ise
kısmen gerçekleĢeceği düĢünülmektedir.
3.2. Paslanmaz Çelik Elektrodlarla Elektrokoagülasyon Deneyleri
3.2.1. Renk giderimi
ġekil 3‘te paslanmaz çelik elektrodlarla gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyon deneyleri sırasında
asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksularının zamana karĢı renk giderim profilleri verilmiĢtir.
Şekil 3. ABB, DBB ve RBB numunelerinin paslanmaz çelik elektrodlarla
elektrokoagülasyonu sırasında elde edilen normalize edilmiĢ renk giderimleri
(Deneysel koĢullar için bkz. Tablo 3).
138
Alüminyum ve paslanmaz çelik elektrodlarla elektrokoagülasyon deneylerinden elde edilen
sonuçlar karĢılaĢtırıldığında, reaksiyon sonunda yaklaĢık olarak aynı renk giderim verimleri elde
edilmesine rağmen, Al elektrodlarla elektrokoagülasyon sırasında renk gideriminin daha hızlı
gerçekleĢtiği söylenebilmektedir. Bu gözlem, aĢağıdaki elektrokoagülasyon reaksiyon
denklemleri ile açıklanabilmektedir (Mollah et al., 2001);
Al → Al3+ + 3e-
(1)
Al + 3H2O → Al(OH)3(katı)+ 3H
3+
+
(2)
Denklem 1-2 den de görüldüğü üzere Al elektrodlu elektrokoagülasyon tek kademeli bir
prosestir. Fakat paslanmaz demir elektrodları kullanıldığında demir hidroksit çökeltisi ancak iki
reaksiyon basamağında (bkz. 3 ve 4 No.lu denklemler) gerçekleĢmektedir;
4Fe → 4Fe2+ + 8e4Fe + 10H2O + O2(g) → 4Fe(OH)3 (katı)+ 8H
2+
(3)
+
(4)
Demir ilk önce (2+) oksidasyon basamağına, daha sonra (3+) oksidasyon basamağına
yükseltgendiğinden, kirleticileri adsorpsiyon ve/veya absorpsiyon yoluyla giderimini sağlayan
demir hidroksit flokları daha sonra oluĢmaktadır. Bu da renk ve KOĠ giderimini
yavaĢlamaktadır. Öte yandan elektrokoagülasyon uygulamalarında renk giderimi, paslanmaz
çelik elektrodlarla daha etkin bir Ģekilde gerçekleĢmektedir. Bunun nedeni ise renk giderimin
demir veya çelik elektrodlarının varlığından ayrıca daha farklı (örneğin redoks) mekanizmaları
ile meydana gelebileceği Ģeklinde izah edilmektedir. Reife ve Freeman (1996) indirgenme
yoluyla renk giderimini, demir‘in (2+) den (3+) oksidasyon basamağına yükseltgenmesi ve
oksijen konsantrasyonunun bu sırada 1 mg/L‘nin altına inmesi Ģeklinde açıklamaktadır.
3.2.2. KOĠ giderimi
ġekil 4 paslanmaz çelik elektrodlarının kullanıldığı elektrokoagülasyon deneyleri sırasında
ABB, DBB ve RBB numunelerinden optimum reaksiyon koĢullarında zamana karĢı elde edilen
KOĠ giderimlerini göstermektedir. ġekil 4‘ten, örneğin DBB numunesi için Al elektrodlar
yerine paslanmaz çelik elektrodlar kullanımının farkını açık bir Ģekilde ortaya koymaktadır.
DBB numunesi için ön plana çıkan KOĠ giderme mekanizması adsorpsiyon olduğundan,
paslanmaz çelik eletrodlarla elektrokoagülasyon deneylerinde arıtma verimi biraz düĢmüĢtür.
ABB numunesi için ise biraz yükselmiĢtir (bkz. Tablo 3).
Şekil 4. ABB, DBB ve RBB numunelerinin paslanmaz çelik elektrodlarla
elektrokoagülasyonu sırasında elde edilen normalize edilmiĢ KOĠ giderimleri
(Deneysel koĢullar için bkz. Tablo 3).
Madde Giderimi
139
Tablo 3 de, farklı boya banyo atıksuları için optimum koĢullarda yürütülen elektrokoagülasyon
uygulamalarından elde edilen renk ve KOĠ giderim verimleri özetlenmiĢtir. Tablo 3‘te dikkat
çeken önemli bir husus ise yüksek alkalinite içeriğinden dolayı reaktif boya banyo numunesi
için pH ayarının ek bir maliyet getireceğidir; fakat öte yandan yüksek klorür içeriğinden dolayı
dıĢardan elektrolit ilavesine ihtiyaç duyulmamasıdır.
3.3. OluĢan Kimyasal Çamur Miktarları
Paslanmaz çelik, demir veya Al elektrodlarla gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyonun en önemli
dezavantajı, reaksiyon sırasında meydana gelen kimyasal çamurdur (Golder ve diğ., 2006).
OluĢan metal hidroksit miktarı, gerek elektrod tipine ve oksidasyon kademelerine, gerekse
reaktör konfigürasyonuna bağlı olarak değiĢmektedir. Bunları dikkate alarak, Al elektrodlarla
elektrokoagülasyon sırasında daha fazla kimyasal çamur oluĢumu beklenmektedir. Tablo 4‘te de
görüldüğü üzere, Al elektrodlarla çalıĢmanın daha fazla kimyasal çamur üretimi ile sonuçlanacağı, bunun da çamur uzaklaĢtırılması açısından ek bir maliyet getireceği dikkate alınmalıdır.
Tablo 3. Optimum reaksiyon koĢullarında, alüminyum ve paslanmaz çelik elektrodlarla
gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyon deneylerinde elde edilen sonuçlar
ABB Numunesi
Al elektrodlarla elektrokoagülasyon
Akım yoğ. = 43 mA/cm2
1000 mg/L NaCl
Optimum
baĢlangıç pH = 7.5
reaksiyon koşulları
t = 30 dk
DBB Numunesi
2500 mg/L NaCl
t = 30 dk
RBB Numunesi
Akım yoğ.= 33 mA/cm2
40000 mg/L NaCl*
t = 90 dk
Renk giderimi (%)
93
100**
95
KOİ Giderimi (%)
38
59**
89 (85***)
Çelik elektrodlarla elektrokoagülasyon
Akım yoğ. = 43 mA/cm2 Akım yoğ. = 43 mA/cm2
1000 mg/L NaCl
2000 mg/L NaCl
Optimum
reaksiyon koşulları
t = 30 dk
t = 60 dk
Renk giderimi (%)
97
100**
40 g/L NaCl*
t = 90 dk
100
51
55**
89
KOİ giderimi (%)
*banyoda mevcut olan NaCl miktarı ilavesi yapılmamıştır; **reaksiyon 2 dk sonra tamamlandı; *** 20
dk arıtma sonrasında elde edilen değerler
Tablo 4. Optimum koĢullarda yürütülen elektrokoagülasyon deneyleri sonunda oluĢan
kimyasal çamur miktarları
Atıksu (Boya
Al elektrodlarla
Paslanmaz çelik elektrodlarla
Banyo) Tipi
elektrokoagülasyon
elektrokoagülasyon
(mg AKM/L)
(mg AKM/L)
ABB
8240
320
DBB
6930
420
RBB
10685
1690
140
4. Değerlendirme ve Tartışma
Yürütülen deneysel çalıĢma, elektrokoagülasyon prosesi ile asit, dispers ve reaktif boya banyo
atıksularından çalıĢma koĢulları optimize edildiği takdirde, rengin tamamen, KOĠ
parametresinin ise kısmen giderilebileceğini göstermiĢtir. Fakat, önerilen prosesin
uygulanabilirliği, ekonomik (elektrik enerji sarfiyatları, kimyasal çamur oluĢumu, v.b.) açıdan
daha fazla irdelenmelidir.
Teşekkür
Yazarlar Dr. Ġzzet Alaton‘a tüm boya banyo kimyasallarını sağladığı için teĢekkür ederler. Bu
çalıĢmanın mali desteği TUBA-GEBIP tarafından sağlanmıĢtır.
Kaynaklar
Baban, A., Yediler, A., Kiran Ciliz, N. and Kettrup, A. (2004). Biodegradability oriented Treatability Studies on
High-Strength Segregated Wastewater of a Woolen Textile Dyeing Plant. Chemosphere, 57(7), 731-738.
Bes-Piá, A., Mendoza-Roca, J. A., Alcaina-Miranda, M. I., Iborra-Clar, A. and Iborra-Clar, M. I. (2003). Combination
of Physico-Chemical Treatment and Nanofiltration to Reuse Wastewater of a Printing, Dyeing and Finishing
Textile Industry. Desalination, 157 (1-3), 73-80.
Bayramoglu, M., Eyvaz, M. and Kobya, M. (2007). Treatment of the Textile Wastewater by Electrocoagulation:
Economical Evaluation. Chem. Eng. J., 128(2-3), 15-161.
Can, O. T., Kobya, M., Demirbas E., Bayramoglu, M. (2006). Treatment of the Textile Wastewater by Combined
Electrocoagulation. Chemosphere, 62(2), 181-187.
Deutsche Normen-DIN (1980). Summarische Wirkungs-und Stoffkenngrössen (Gruppe H), Bestimmung des
Chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB) im Bereich über 15 mg/L (H41), DIN 38 409 H41-2.
Gähr, F., Hermanutz, F. and Oppermann, W. (1994). Ozonation: An important Technique to comply with New
German Laws For Textile Wastewater Treatment, Wat. Sci. Technol., 30, 255 – 263.
Golder, A. K., Samanta A. N. and Ray, S. (2006). Anionic Reactive Dye Removal from Aqueous Solution using a
New Adsorbent-Sludge Generated in Removal of Heavy Metal by Electrocoagulation. Chem. Eng. J., 122(1-2),
107-115.
ISO 6060 (1986b). Water Quality-determination of chemical oxygen demand. ISO, Geneva.
Khemis, M., Leclerc, J. P., Tanguy, G., Valentin G. and Lapicque, F. (2006). Treatment of Industrial Liquid Wastes
by Electrocoagulation: Experimental Investigations and an overall Interpretation Model. Chem. Eng. Sci., 61(11),
3602-3609.
Lin, S. H. and Chen, M.L. (1997). Treatment of Textile Wastewater by Chemical Methods for Reuse. Wat. Res., 31(4),
868-876.
Mollah, M. Y. A., Schennah, R., Parga, J. R. and Cocke, L. (2001). Electrocoagulation (EC)- Science and
Applications. J. Haz. Mat., B84, 29-41.
Pearce, C. I., Lloyd, J. R. and Guthrie, J. T. (2003). The Removal of Colour from Textile Wastewater using whole
Bacterial Cells: A Review. Dyes Pigments, 58(3),179-196.
Reife, A., and Freeman, H.S. (1996). Environmental Chemistry of Dyes and Pigments. John Wiley & Sons, Inc.,
Canada, p. 329-330.
Schoberl, P., Brik, M., Braun, R. and Fuchs, W. (2005). Treatment and Recycling of Textile Wastewater - Case Study
and Development o a Recycling Concept. Desalination, 171(2), 173-183.
11-13 Haziran 2008
Kompleks Olarak Bağlı Metal İçeren Atıksuların
Elektrokoagülasyon İle Arıtımı
Tülin Arslan, Işık Kabdaşlı, İdil Arslan-Alaton, Tuğba Ölmez ve Olcay Tünay
Öz Bu çalıĢmada elektrokoagülasyon prosesinin, metal son iĢlemleri endüstrisi kompleks
olarak bağlı metal içeren atıksularına uygulanabilirliği bir asidik nikel çinko kaplama
banyosundan kaynak bazında alınan atıksu numunesi ile bu iĢlemi takip eden yıkamaları
karakterize etmek üzere hazırlanan kompozit numune kullanılarak araĢtırılmıĢtır. Deneysel
çalıĢmadan elde edilen sonuçlar; paslanmaz çelik elektrodların kullanıldığı elektrokoagülasyon
uygulaması ile söz konusu atıksulardan nikel ve çinko % 100 verimle tamamen giderilebildiğini
göstermiĢtir Bu proses ile optimum iĢletme koĢullarında (akım yoğunluğu: 22 mA/cm 2;
baĢlangıç pH: 6; elektrolit olarak numunenin kendi bünyesindeki çözünmüĢ madde
konsantrasyonundan faydalanılarak) TOK içeriği % 50 giderme verimi ile 100 mg/L civarına
düĢürülmüĢtür. Elde edilen bu baĢarılı sonuçlardan hareketle çelik elektrotların kullanıldığı
elektrokoagülasyon prosesi kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuların arıtımı için alternatif
bir arıtma yöntemi olarak gösterilmiĢtir.
Anahtar Kelimeler çelik elektrodlar; elektrokoagülasyon; kompleks olarak bağlı metal içeren
atıksular; metal son işlemleri endüstrisi; nikel ve çinko giderimi; organik madde giderimi
1. Giriş
Günümüzde metal içeren atıksuların arıtılması, hem bu tip akımların çok çeĢitli kaynaklarının
olması, hem de deĢarj edildikleri alıcı ortamlarda meydana getirdikleri kirlilik nedeniyle dikkatle
değerlendirilmesi gereken bir konu olarak gündeme gelmektedir. Çünkü metal içeren bazı
atıksuların arıtılmasında çeĢitli problemlerle karĢılaĢılmaktadır. Söz konusu problemler özellikle
kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuların arıtımında kendini göstermektedir. Bu tip atıksular,
bünyelerinde organik kompleks yapıcıların (organik ligandların) bulunduğu atıksular olarak
tanımlanmakta ve kirlenme bazındaki kategorizasyonda metal son iĢlemleri endüstrisinin
―kompleks olarak bağlı metal içeren atıksular‖ olarak isimlendirilen bir altkategorisini
oluĢturmaktadır (USEPA, 1982; 1990). Ancak henüz bu altkategori atıksularının arıtımı için
uygun bir arıtma teknolojisi tanımlanmamıĢtır. Metal içeren atıksuların arıtımında ters ozmoz,
evaporasyon, membran filtrasyonu, iyon değiĢimi gibi arıtma yöntemleri de kullanılmakla birlikte
uygulanıĢındaki kolaylık ve ekonomik olması nedenleriyle hidroksit çöktürmesi yöntemi en uygun
arıtma teknolojisi olarak kabul edilmektedir (USEPA, 1982). Diğer taraftan, kompleks olarak
bağlı metal içeren atıksular bu yöntemle yeterli düzeyde arıtılamamakta ve bu altkategori
atıksularının arıtılmasında ya bir ön arıtma iĢlemini takiben hidroksit çöktürmesi ya da yüksek pH
da hidroksit çöktürmesi yöntemleri kullanılmaktadır (USEPA, 1982; KabdaĢlı, 1990; Tünay ve
KabdaĢlı, 1994; Tünay ve diğ., 2004). Hidroksit çöktürmesi yönteminde her metal için
çözünürlüğün minimum olduğu bir optimum pH tanımlanıp, uygulama bu optimum pH larda
gerçekleĢtirilmektedir. Yüksek pH da hidroksit çöktürmesinde ise metal çözünürlüğünün
minimum olduğu pH organik ligandın kompleks yapma kabiliyetine (stabilitesine) ve
konsantrasyonuna bağlı olarak değiĢim gösterdiğinden bu arıtma uygulamasında optimum pH
tanımından yararlanılamamaktadır. Yüksek pH da hidroksit çöktürmesi uygulaması organik
142
T. Arslan, I. Kabdaşlı, İ. Arslan-Alaton ve diğ.
ligandı kompleks olarak bağlayabilecek bir katyonun ortama ilave edilmesi ile metalin serbest
forma dönüĢtürülerek metal hidroksit katı fazı olarak çöktürülmesi esasına dayanmaktadır
(KabdaĢlı, 1990; Tünay ve diğ., 1994). Bu iĢlevi görebilecek katyonun zehirli olmaması ve
organik ligandı etkin bir Ģekilde kompleks olarak bağlayabilmesi gerekmektedir. Literatürde bu
konuda yer alan çalıĢmalar sadece kalsiyumun kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuların
arıtımında kullanılabileceğini göstermiĢtir (KabdaĢlı, 1990; Tünay ve diğ., 1994; Tünay ve
KabdaĢlı, 1994). Bu uygulamada da ancak kalsiyumun yüksek dozajlarında metaller serbest forma
dönüĢtürülebilmekte ve metal hidroksitler olarak çöktürülebilmektedir. Organik ligand ise
kalsiyum ile kompleks oluĢturarak hiçbir değiĢime uğramadan arıtılmıĢ atıksuların bünyesinde
bulunmaktadır. Diğer bir ifadeyle yüksek pH da hidroksit çöktürmesi sonrasında; kompleks yapıcı
madde kalsiyum ile bağlı olması nedeniyle; organik madde giderimi mümkün olamamaktadır.
Dolayısıyla kompleks olarak bağlı metal içeren atıksulardan hem ağır metal hem de organik
madde gideriminin gerçekleĢtirilebileceği yeni arıtma uygulamalarının araĢtırılması
gerekmektedir. Bu amaç doğrultusunda; gerek organik gerekse inorganik kirleticilerin etkin bir
Ģekilde giderilebildiği elektrokoagülasyon prosesi söz konusu atıksuların arıtımı için alternatif bir
yöntemi olarak gündeme gelmektedir.
Elektrokoagülasyon yöntemi atıksuda koagülan iĢlevi gören iyonları oluĢturmak üzere kurban
elektrotların kullanıldığı, adsorpsiyon, birlikte çöktürme, kimyasal oksidasyon-redüksiyon ve
flotasyon gibi pek çok giderme mekanizmasını içeren karmaĢık bir prosestir. Elektrokoagülasyon
prosesi (i) elektrolitik oksidasyon esnasında çözünen elektrot ile koagülan türlerin oluĢumu, (ii)
kirleticilerin destabilizasyonu, partikül süspansiyonu ve emülsiyonların parçalanması ve (iii)
destabilize olmuĢ partiküllerin flokları oluĢturmak üzere yumaklaĢması olmak üzere üç adımı
kapsamaktadır. Bu proses ile küçük koloidal partiküller etkin bir Ģekilde destabilize
edilebilmektedir. Elektrokoagülasyon uygulamasının gerçekleĢtirildiği ekipmanlar (reaktörler)
basittir ve iĢletimi kolaydır. Uygulama esnasında ortamdaki elektrolit konsantrasyonu (çözünmüĢ
madde içeriği) akım üretmek için yeterli olduğu durumlarda herhangi bir kimyasal madde
ilavesine ihtiyaç duyulmamaktadır. Bu proseste çözünmüĢ madde içeriğine bağlı olarak minimum
seviyede çamur oluĢmaktadır. OluĢan bu çamur temel olarak metal oksitleri/hidroksitleri içermesi
nedeniyle kolay çökebilir ve susuzlaĢtırılabilir bir yapı sergilemektedir. Elektroliz sırasında
üretilen gaz kabarcıkları flotasyonu hızlandırmaktadır (Mollah ve diğ., 2001).
Yukarıda sıralanan avantajları nedeniyle elektrokoagülasyon prosesi, son yıllarda, endüstriyel
atıksulardan renk, organik madde, yağ ve gres ve çeĢitli inorganik kirleticilerin gideriminde
diğer fizikokimyasal ve kimyasal yöntemlere alternatif bir uygulama olarak gösterilmektedir.
Literatürde, elektrokoagülasyon prosesiyle ağır metal gideriminin gerçekleĢtirildiği çalıĢmalar
mevcut olmakla birlikte bu araĢtırmaların çoğu sentetik olarak hazırlanmıĢ numuneler
kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir (Juang ve Wang, 2000; Juang ve Lin, 2000; Subbaiah ve diğ.,
2002; Lai ve Lin, 2003; Adhaum ve diğ., 2004; Lai ve Lin, 2004; Goa ve diğ., 2005). Bir
metalin belirli miktarının distile suda çözülmesi ile hazırlanan bu sentetik numuneler metal son
iĢlemleri endüstrisi faaliyetleri sonucu oluĢan atıksu akımlarını temsil edememektedir. Zira
atıksular bu banyo reçetelerinde bulunan diğer kimyasal maddeleri de bünyesinde
bulundurmaktadırlar. Bazı hallerde, kompleks yapıcı madde örneğinde olduğu gibi, bu kimyasal
maddeler arıtma uygulamasını olumsuz yönde etkileyebilmektedir. Bu nedenle
elektrokoagülasyon uygulamasının gerçek atıksu örnekleri kullanılarak gerçekleĢtirilmesi
maksimum giderme verimlerinin elde edileceği optimum iĢletme koĢullarının belirlenmesi
açısından önem taĢımaktadır.
Bu çalıĢmada kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuları temsil etmek üzere bir asidik nikel
çinko kaplama banyosundan alınan numuneler, paslanmaz çelik elektrodların kullanıldığı
Kompleks Olarak Bağlı Metal İçeren Atıksuların Elektrokoagülasyon İle Arıtımı
143
elektrokoagülasyon uygulamasına tabi tutularak söz konusu prosesin uygulanabilirliği ve bu
uygulamada önemli iĢletme parametrelerinden olan elektrolit konsantrasyonunun, baĢlangıç pH
sının ve akım yoğunluğunun gerek organik madde gerekse nikel ve çinko giderimi üzerine
etkileri incelenmiĢtir.
2. Materyal ve Metot
2.1. Asidik Nikel ve Çinko Kaplama Banyo Numunesi
Deneysel çalıĢmada kullanılan numune asidik nikel ve çinko kaplama iĢleminin
gerçekleĢtirildiği bir fabrikadan temin edilmiĢtir. Potasyum klorür mevcudiyetinde nikel, çinko,
kompleks yapıcı madde ve parlatıcı, taĢıyıcı vb. diğer banyo yardımcılarını içeren banyonun
kaplama uygulaması dökülmesi esnasında kaynak bazında alınan numune ve bu iĢlemi takip
eden durulama adımlarını da karakterize etmek üzere 1/100 oranında distile su ile
seyreltilmiĢtir. Bu banyo bünyesinde bulunana organik kompleks yapıcı madde sadece
çözeltideki nikel ile Kaplama prosesindeki tüm adımlardan kaynaklanan atıksuları karakterize
etmek üzere hazırlanan kompozit numunenin karakteri Tablo 1 de verilmiĢtir. Banyonun
hazırlanıĢında kullanılan organik kompleks yapıcı madde sadece nikeli kompleks olarak
bağlamakta çinkoyla ise herhangi bir kompleks bileĢik oluĢturmamaktadır.
Tablo 1. Kompozit Numune Karakteri
TOK
KOĠ
pH
(mg/L)
(mg/L)
6.78-7.02
173-207
440-490
Nikel
(mg/L)
275-291
Çinko
(mg/L)
226-236
Klorür
(mg/L)
1350-1477
2.2. Elektrokoagülasyon Ünitesi
Elektrokoagülasyon deneyleri 34.3 cm uzunluğunda, 12.5 cm geniĢliğinde, 28.3 cm
yüksekliğinde aside dayanıklı cam ve polietilen malzemeden yapılmıĢ dikdörtgen kesitli bir
elektrokoagülatörde gerçekleĢtirilmiĢtir. Altı adet paralel bağlı elektrot reaktör tabanına yatay
olarak 2 mm aralıklarla yerleĢtirilmiĢ olup; tamamen çözeltiye batmıĢ durumdadır. Elektrod
materyali olarak her biri 11.9 cm uzunluğunda, 1.02 cm çapında 38.5 cm2 aktif yüzey alanına
sahip 316 (SS) paslanmaz çelik elektrotlar kullanılmıĢtır. Elektrokoagülatörde akım ve voltaj
kontrolü dijital, Maksimel Professional Systems UPS 023 marka, 0-20 V gerilim ve 0-60 A
akım ayarlı, doğru akım güç kaynağı ile sağlanmıĢtır.
2.3. Deneylerin YürütülüĢü
Kompozit numune, pH sı istenilen baĢlangıç değerine ayarlandıktan sonra, reaktöre
konulmuĢtur. Güç kaynağı üzerinde istenen akım ve voltaj ayarlaması yapıldıktan sonra
elektrokoagülatör çalıĢtırılmıĢtır. Organik madde ve metal giderim verimlerini zamana bağlı
olarak belirlemek amacıyla reaktörden 0-120 dakikalık zaman diliminde numuneler alınmıĢtır.
Zamana bağlı alınan numunelerin hemen pH ları ölçülmüĢ ve bu adımı takiben hemen süzme
iĢlemi gerçekleĢtirilmiĢtir. Süzme iĢleminde Sartorius AG marka 0.45 μm gözenek çapındaki
selüloz asetat filtreler ve Millipore süzme düzeneği kullanılmıĢtır.
144
2.4. Analiz Yöntemleri
Deneyler sırasında pH ölçümlerinde 0.001 duyarlıklı Orion 720A+ marka pH-metre
kullanılmıĢtır. BaĢlangıç pH sının istenilen değere getirilmesi için asit gerekli olduğunda HCl
(0.1N), baz gerekli olduğunda ise; banyo reçetesi potasyum tuzları içerdiğinden,
kompozisyonunun değiĢtirilmemesi amacıyla; KOH (0.1 N), kullanılmıĢtır. TOK ölçümleri
Shimadzu marka VPCN model karbon analizörü ve metal ölçümleri ise ATIUNICAM 929
model atomik absorpsiyon spektrofotometresi kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneylerdeki
ölçümler sırasında kullanılan tüm analiz yöntemleri, KOĠ hariç, Standart Yöntemlere uygun
olarak yapılmıĢtır (APHA, 2005). KOĠ ölçümlerinde ISO 6060 (ISO, 1986) yöntemi
kullanılmıĢtır. Deneylerde kullanılan tüm kimyasal maddeler analitik saflıktadır.
3.1. BaĢlangıç pH sının Etkisi
Kullanılan elektrot malzemesine bağlı olarak elektrokimyasal arıtma uygulamasının
gerçekleĢtirildiği baĢlangıç pH değeri oldukça önem taĢımaktadır. Çelik veya demir elektrotlar
kullanılması durumunda uygulamanın gerçekleĢtirildiği pH değerlerine bağlı olarak giderme
mekanizmalarında değiĢim söz konusu olabilmektedir. Asidik pH larda ortamda elektrolit olarak
NaCl bulunması durumunda oksidasyon ve koagülasyon mekanizmalarının her ikisi ile birlikte
kirletici giderimi söz konusu olur iken alkali pH larda oksidasyon mekanizması etkisini
kaybedebilmektedir. Bu nedenle baĢlangıç pH sının organik madde ve ağır metal giderme
verimi üzerine etkisinin belirlenmesi amacıyla yürütülen denemelerde klorür konsantrasyonu
sabit tutulmuĢtur. Klorür konsantrasyonunu sabit tutmak amacıyla baĢlangıçta kompozit
numunenin pH sı HCl ile 3 e ayarlanmıĢ ve daha sonraki pH ayarlamaları KOH ile yapılmıĢtır.
BaĢlangıç pH sının proses verimi üzerine etkisini belirlemek amacıyla sabit klorür
konsantrasyonunda (1615 mg /L) ve 22 mA/cm2 sabit akım yoğunluğunda baĢlangıç pH sı 3 ile
10 arasında bir seri elektrokoagülasyon denemesi gerçekleĢtirilmiĢtir (Arslan, 2008). Bu
denemelerde zamana bağlı elde edilen TOK, nikel ve çinko giderimleri sırasıyla ġekil 1, 2 a ve
2b de gösterilmiĢtir.
220
pH 3
200
pH 4
pH 5
180
TOK (mg/L)
pH 6
160
pH 7
pH 8
140
pH 10
120
100
80
60
0
20
40
60
80
Süre (dk)
100
120
140
Şekil 1. BaĢlangıç pH sının TOK giderimi üzerine etkisi.
145
BaĢlangıç pH sının proses verimi üzerine etkisini belirlemek üzere yürütülen deneysel
çalıĢmalardan elde edilen TOK giderimleri ve ulaĢılan konsantrasyonlar değerlendirildiğinde
reaksiyonun ilk 75 dakikasında artan süre ile organik madde gideriminde bir artıĢ meydana
geldiği söylenebilmektedir. 75 dakikadan daha uzun reaksiyon sürelerinde ise organik madde
giderim hızı yavaĢlamaktadır. 120 dakikaya uzatılmıĢ elektrokoagülasyon uygulamalarında
ulaĢılan TOK giderimleri ise % 50 mertebesindedir. Bu denemelerden elden edilen diğer bir
sonuç ise elektrokoagülasyon uygulamasında organik madde giderme veriminin pratik olarak
baĢlangıç pH sından etkilenmediği Ģeklindedir.
BaĢlangıç pH sının metal arıtımı üzerine etkisi için bir değerlendirme yapıldığında, ġekil 2a ve
2b den de görüldüğü üzere, nikel ve çinko giderme verimlerinin sırasıyla uygulamanın ilk 60 ve
40 dakikalarında baĢlangıç pH sı ile önemli ölçüde değiĢim gösterdiği söylenebilmektedir.
Ancak, metal giderimlerinin ve ölçülen metal konsantrasyonlarının elektrokoagülasyon
prosesinde ulaĢılan pH lar ve TOK konsantrasyonları ile iliĢkilendirilmesi daha anlamlı bir
yaklaĢım olarak görünmektedir. Zira elektrokoagülasyon uygulamasında ağır metal giderim
mekanizması metallerin çözünmeyen veya çözünürlüğü çok düĢük olan hidroksit tuzlarına
dönüĢmesi ve katı faz olarak çökmesi esasına dayanmaktadır. Ancak bir metalin hidroksit olarak
çöktürülebilmesi için hidroksil ligandları dıĢında herhangi bir kompleks yapıcı madde (ligand)
ile bağlı olmaması diğer bir ifadeyle serbest formda ve hidroksokompleks bileĢikler halinde
bulunması gerekmektedir. Materyal ve Metot bölümünde de belirtildiği üzere bu çalıĢmada
kullanılan metal kaplama banyosunun bünyesinde bulunan kompleks yapıcı madde çinko ile
herhangi bir kompleks bileĢik oluĢturmamaktadır. Bu nedenle kompozit numunenin bünyesinde
bulunan çinko metal çözünürlüğünün minimum olduğu pH değeri olarak tanımlanan optimum
pH değerine veya bu pH ya yakın değerlere ulaĢıldığında (pH8) etkin olarak
giderilebilmektedir. Söz konusu deney koĢullarında çinko konsantrasyonun 0.5 mg/L nin altına
düĢürülmesi için gerekli olan minimum elektrokoagülasyon süresinin 45 dakika olduğu ġekil 2b
den de görülmektedir. Kompleks olarak bağlı nikelin hidroksit olarak çöktürülebilmesi için ise
öncelikle kompleks yapıcı maddenin belirli bir seviyeye kadar arıtımı gerekmektedir. ġekil 1 ve
2a birlikte değerlendirildiğinde, etkin nikel gideriminin TOK konsantrasyonun 100 mg/L ler
mertebesine düĢtüğü sürelerde gerçekleĢtiği görülmektedir. Ancak kompleks yapıcı maddeden
kaynaklanan organik maddenin bu seviyelerdeki giderimi nikel konsantrasyonunun 1 mg/L nin
altına düĢürülmesi için yeterli olmamaktadır. Etkin nikel giderimi için TOK konsantrasyonun
100 mg/L indirilmesiyle birlikte çözeltide ulaĢılan pH nın 10.5 üzerinde olması da
gerekmektedir. TOK konsantrasyonun 100 mg/L civarında olduğu ancak çözeltide ulaĢılan pH
nın 10.5 altında kaldığı koĢullarda (örnek: 60 dakikadaki sonuçlar) nikel konsantrasyonlarının
10 mg/L ler mertebesine düĢmüĢ olması bu sonucu desteklemektedir. Elde edilen bu
sonuçlardan hareket ile TOK konsantrasyonun 100 mg/L ye indiği süre sonunda kompleks
yapıcı maddenin nikel ile yaptığı kompleks türün bozunduğu ve nikelin hidroksit olarak
çökelebilecek forma dönüĢtüğü söylenebilmektedir.
BaĢlangıç pH sının etkisini saptamak için yürütülen elektrokoagülasyon denemelerinin sonunda
oluĢan çamur miktarları ve ulaĢılan pH lar baz alınarak organik madde ve metal giderim
mekanizmasını belirlemek amacıyla bir seri koagülasyon deneyi gerçekleĢtirilmiĢtir. Bu
denemelerde elektrokoagülasyon uygulamasındaki durumu karakterize etmek amacıyla
koagülan olarak FeCl3 kullanılmıĢtır. FeCl3 dozajları elektrokoagülasyon uygulaması sonunda
oluĢan çamurdaki demir miktarına eĢdeğer olacak Ģekilde yapılmıĢ ve elde edilen sonuçlar
Tablo 2 de verilmiĢtir.
280
260
240
220
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
240
pH 3
pH 4
pH 5
pH 6
Çinko (mg/L)
Nikel (mg/L)
146
pH 7
pH 8
pH 10
220
pH 3
200
pH 4
180
pH 5
160
pH 6
140
pH 7
pH 8
120
pH 10
100
80
60
40
20
0
0
20
40
60
80
Süre (dk)
100
120
140
0
20
40
60
80
Süre (dk)
100
120
Şekil 2. BaĢlangıç pH sının nikel (a) ve çinko (b) giderimleri üzerine etkisi.
Tablo 2. Koagülasyon Uygulamaları Sonuçları
TOK
Çinko
Nikel
Çöktürme
AKM
pH sı Konsantrasyon Giderim Konsantrasyon Giderim Konsantrasyon Giderim (mg/L)
mg/L
%
mg/L
%
mg/L
%
6.97*
206*
226*
288*
13220
7.99
133
35
5.66
97
1.2
100
12110
9.92
129
37
0.3
100
0.7
100
13500
11.71
174
16
0.21
100
0.1
100
12910
11.58
161
22
0.17
100
0.2
100
* Kompozit numune karakteri
Tablo 2 den de görüleceği üzere koagülasyon uygulamalarında TOK giderimleri % 37 ile sınırlı
kalmıĢtır. Oysa elektrokoagülasyon denemeleri sonunda % 57 lere varan daha yüksek TOK
giderimleri elde edilmiĢtir. pH 7.99 da yürütülen koagülasyon denemesinde elde edilen TOK
giderimi (% 35), baĢlangıç pH sı 6 da yürütülen elektrokoagülasyon uygulamasının 60.
dakikasında (ulaĢılan pH 7.94) % 10 daha düĢüktür. 75 dakikada ölçülen de ise % 17 ilave TOK
giderimi elde edilmiĢtir. Elektrokoagülasyonun 75. dakikasında ulaĢılan pH 9.94 tür ve pH 9.92
deki koagülasyon deneyi TOK sonucuyla karĢılaĢtırma yapmaya imkan tanımaktadır.
Elektrokoagülasyon denemesinin 60 ve 75 dakikasında oluĢan çamur miktarlarının
koagülasyonkilerden çok daha düĢük olduğu düĢünüldüğünde ilave organik madde
giderimlerinin adsorpsiyon ve flok içinde tutulma mekanizması dıĢındaki bir giderim ile
sağlandığı söylenebilmektedir. Bu mekanizmanın ise oksidasyon olduğu düĢünülmektedir.
Alkali pH larda klorürün oksidasyon gücünü kaybetmesi nedeniyle elektrokoagülasyon
denemesinde (baĢlangıç pH sı 6 daki) pH 10.5 e ulaĢtığında ilave TOK gideriminin olmaması da
bu görüĢü desteklemektedir.
Koagülasyon-flokülasyon denemelerinde pH 7.99 ve 9.92 de nikel konsantrasyonları sırasıyla
1.2 ve 0.7 mg/L olarak ölçülmüĢtür. Oysa elektrokoagülasyon denemesinde (baĢlangıç pH sı 6)
pH 7.94 ve 9.54 e ulaĢtığında ölçülen nikel konsantrasyonları sırasıyla 23 ve 4 mg/L dir. KOH
ile yürütülen hidroksit çöktürmesinde ise pH 8 de nikel konsantrasyonu 173 mg/L pH ise 51
mg/L olarak ölçülmüĢtür (Arslan, 2008). Tüm deney verileri karĢılaĢtırıldığında, nikel giderim
mekanizmasının sadece hidroksit çöktürmesi olmadığı adsorpsiyon ve/veya flok içinde
140
147
tutulmayla da bir miktar giderimin gerçekleĢtiği görüĢüne varılmaktadır. En yüksek Fe(OH) 3
floklarının mevcut olduğu koagülasyon denemelerinde en yüksek nikel giderimlerinin elde
edilmiĢ olması da bu görüĢü desteklemektedir.
3.2. Elektrolit Konsantrasyonunun Etkisi
Ortamda elektrolit olarak NaCl bulunması durumunda elektrokoagülasyon uygulaması
esnasında klor (Cl2) ve hipoklorit (OCl-) oluĢumu söz konusu olmaktadır. Yapılan literatür
çalıĢmaları sonucunda NaCl ün sadece yeterli akımı sağlamak için gerekli olan iletkenliği
artırmadığı aynı zamanda asidik koĢullarda oksidan oluĢumuna sebep olduğu görülmüĢtür.
Bunun sonucunda oksidan oluĢumu nedeniyle elektrokoagülasyon prosesinde hem oksidasyonredüksiyon hem de koagülasyon mekanizmalarının her ikisi de organik madde gideriminde
etkili olduğu sonucu önem kazanmıĢtır. Ancak oksidasyon mekanizmasının etkili olabilmesi
için prosesin pH 11 den küçük değerlerde yürütülmesi gerekmektedir. Zira pH 11 in üzerindeki
değerlerde OCl3- ve OCl4- iyonlarının oluĢumu nedeniyle oksidasyon gücünde önemli düĢüĢler
meydana gelmektedir. Bu nedenle elektrolit konsantrasyonunun proses verimi üzerine etkisi
baĢlangıç pH sı 6 da belirlenmiĢtir.
Elektrolit (klorür) konsantrasyonunun elektrokoagülasyon proses verimi üzerine etkisi 22
mA/cm2 sabit akım yoğunluğunda ve baĢlangıç pH sı 6 da kompozit numuneye NaCl ilaveleri
yapılarak araĢtırılmıĢtır. Bu amaç doğrultusunda kompozit numunedeki toplam klorür
konsantrasyonu 1500 g/L den (numunedeki orijinal klorür ve pH ayarı için kullanılan HCl den
gelen klorürün toplamı) 3000 mg/L ye kadar artırılmıĢtır. Bu denemelerde elde edilen TOK,
nikel ve çinko giderimleri sırasıyla ġekil 3, 4a ve 4b de gösterilmiĢtir.
220
1500 m gCl/L
200
1875 m gCl/L
2250 m gCl/L
180
TOK (mg/L)
2635 m gCl/L
160
3000 m gCl/L
140
120
100
80
60
0
20
40
60
80
Süre (dk)
100
120
140
Şekil 3. Elektrolit (klorür) konsantrasyonunun TOK gideriminde etkisi
Klorür konsantrasyonunun etkisinin araĢtırıldığı elektrokoagülasyon denemelerinde zamana
bağlı olarak elde edilen TOK giderimleri incelendiğinde (ġekil 3) 75 dakikaya kadar artan
sürelerde organik madde gideriminde artıĢ meydana geldiği söylenebilmektedir. Bununla
birlikte 3000 mg/L konsantrasyonuna kadar artan klorür dozajlarında TOK gideriminde belirgin
bir iyileĢmenin olmadığı görülmektedir. Bu deneysel çalıĢma verilerinden, denemelerin
yürütüldüğü reaksiyon koĢullarında, kompozit numunenin bünyesinde bulunan klorür miktarının
elektrokoagülasyon uygulaması için yeterli olduğu ve elektrolit konsantrasyonunu artırmak için
dıĢarıdan klorür ilavesine gerek olmadığı sonucuna varılmaktadır.
148
240
280
260
240
220
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
1500 m gCl/L
220
1500 m gCl/L
1875 m gCl/L
200
1875 m gCl/L
2250 m gCl/L
180
2250 m gCl/L
2635 m gCl/L
160
3000 m gCl/L
Çinko (mg/L)
Nikel (mg/L)
Klorür konsantrasyonundaki artıĢın nikel giderimleri üzerine etkisi yine ulaĢılan pH ve TOK
konsantrasyonları ile iliĢkilendirilebilmektedir. TOK konsantrasyonlarının 100 mg/L nin altına
indiği ve ulaĢılan çözelti pH larının 10.5 dan yüksek olduğu sürelerde nikel konsantrasyonları 1
mg/L den küçük değerler olarak ölçülmüĢtür (bkz ġekil 4a). Bu deneysel çalıĢmada kompozit
numunenin orijinal klorür konsantrasyonunda (1500 mg/L) yürütülen uygulamada zamana bağlı
en yüksek nikel giderimleri elde edilmiĢtir. Aynı zaman diliminde, klorür konsantrasyonun nikel
giderimi üzerine etkisini belirlemek üzere gerçekleĢtirilen diğer denemelere göre, daha yüksek
giderme verimlerinin elde edilmesi proses esnasındaki pH değiĢimleri ile izah edilebilmektedir.
Zira 1500 mg/L klorür konsantrasyon ile yürütülen elektrokoagülasyon denemesinde hızlı bir
pH değiĢimi tespit edilmiĢtir. Örneğin ilk 30 dakikalık zaman dilimi sonunda diğer denemelerde
ulaĢılan pH lar 6.6-6.9 civarında kalırken 1500 mg/L klorür konsantrasyonlu denemede 11.7
olarak belirlenmiĢtir (Arslan, 2008). Bu denemelerde de yine etkin çinko giderimleri elde
edilmiĢtir (bkz ġekil 4b).
2635 m gCl/L
3000 m gCl/L
140
120
100
80
60
40
20
0
0
20
40
60
80
Süre (dk)
100
120
140
0
20
40
60
80
Süre (dk)
100
120
Şekil 4. Elektrolit (klorür) konsantrasyonunun nikel (a) ve çinko (b) giderimleri üzerine
etkisi
Kaynaklar
Adhoum, N., Monser, L., Bellakhal, N., ve Belgaied, J. E. (2004). Treatment of electroplating wastewater containing
Cu2+, Zn2+ and Cr6+ by electrocoagulation, J. Haz. Mat., B112, 207-213.
APHA (2005). Standard methods for the examination of water and wastewater, 21 th ed., American Public Health
Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, Washington DC, USA.
Arslan, T. (2008). Kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuların elektrokoagülasyon ile arıtımı, Yüksek Lisans Tezi,
Fen Bilimleri Enstitüsü, Ġstanbul Teknik Üniversitesi, Ġstanbul, Ocak 2008.
Gao, P., Chen, X., Shen, F. ve Chen, G. (2005). Removal of chromium(VI) from wastewater by combined
electrocoagulation–electroflotation without a filter, Sep. Pur. Tech., 43, 117–123.
ISO (1986). Water quality determination of the chemical oxygen demand, Ref. No. ISO 6060-1986.
Juang R.-S. ve Wang S.-W. (2000). Electrolytic recovery of binary metals and EDTA from strong complexed
solutions, PII: S0043-1354, 00061-0.
Juang, R.-S. ve Lin, L.-C. (2000). Efficiencies of electrolytic treatment of complexed metal solutions in a stirred cell
having a membrane separator, J. Membrane Sci., 171, 19–29.
KabdaĢlı, N. I. (1990). Kompleks olarak bağlı metallerin hidroksit çöktürmesi ile arıtımı, Yüksek Lisans Tezi. Fen
Bilimleri Enstitüsü, Ġstanbul Teknik Üniversitesi, Ġstanbul, Ocak 1990.
140
149
Lai, C. L. ve Lin, S. H. (2003). Electrocoagulation of Chemical Mechanical Polishing (CMP) wastewater from
semiconductor fabrication, Chem. Eng. Journal, 95, 205-211.
Lai, C. L. ve Lin, S. H. (2004). Treatment of Chemical Mechanical Polishing wastewater by electrocoagulation:
System performances and sludge settling characteristics, Chemosphere, 54, 235-242.
Mollah, M. Y. A., Schennach, R., Parga, J. R. ve Cocke, D. L. (2001). Electrocoagulation (EC)-science and
applications, J. Haz. Mat., B84, 29-41.
Subbaiah, T., Mallick, S. C., Mishra, K. G., Sanjay, K. ve Das, R. P. (2002). Electrochemical precipitation of nickel
hydroxide, J. Power Sources, 112, 562–569.
Tünay, O. ve KabdaĢlı, N. I. (1994). Hydroxide precipitation of complexed metals, Wat. Res., 28, 2117-2124.
Tünay, O., KabdaĢlı, N. I. ve TaĢlı, R. (1994). Pretreatment of complexed metal wastewaters, Wat. Sci. & Tech., 29
(9), 265-275.
Tünay, O., KabdaĢlı, N. I., ve Hung, Y. (2004). Metal finishing industry in handbook of industrial hazardous waste
treatment, Marcel Dekker Inc., 2nd ed., Revised and Expanded, Editors: Wang, L. K., Hung, Y., Lo, H. H., ve
Yapijakis, C. (ISBN 0-8247-4114-5).
USEPA (1982). Development document for effluent limitations guidelines and standards for the metal finishing,
point source category, EPA/440/1-82/091-b.
USEPA, (1990) Guides to pollution prevention, the fabricated metal products industry, EPA/625/7-90/006.
11-13 Haziran 2008
Elektrokoagülasyon Metodu İle Sulardan Fosfat Giderimi
Üzerine Sistem Parametrelerinin Etkinlik Sıralamasının
Belirlenmesi
Yalçın Şevki Yıldız, Gökçe Didar Haşıloğlu, Züleyha Bingül, Şahset İrdemez
Atatürk Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 252409, Erzurum.
E-posta: [email protected]; [email protected]
Öz Bu çalıĢmanın amacı sulardan fosfat iyonlarının elektrokoagülasyon metodu ile
giderilmesinde sistem parametrelerinin etkinlik sıralamasının belirlenmesidir. Sistem
parametreleri olarak BaĢlangıç Fosfat Konsantrasyonu(50-500 PO4-P mg/L), BaĢlangıç pH
değeri(4-7), Destek Elektrolit Konsantrasyonu (0-10 mM), Destek Elektrolit Türü(NaCl,
NaNO3, Na2SO4 ve CaCl2) ve Akım Yoğunluğu (0.25-1.00 mA/cm2) seçilmiĢ her bir parametre
dört seviyeli olarak incelenmiĢtir. Deney sistemi 6 çift alüminyum plaka elektrottan
oluĢmaktadır. Elektrotlar arası mesafe 5 mm ve toplam elektrot alanı 1500 cm2 olup, sistem
kesikli ve sabit akım modunda iĢletilmiĢ olup 15 dakikalık reaksiyon süresinin sonunda
reaktörden numunelere alınarak membran filtre yardımıyla süzülmüĢ ve fosfat analizleri
yapılmıĢtır. Elde edilen fosfat giderme verimlerine ―DeğiĢken Analizi‖ (ANOVA) uygulanarak
F değerleri hesaplanmıĢtır. Elde edilen değiĢken analizi tablosuna göre hesaplanan F
değerlerinin sırasıyla BaĢlangıç Fosfat Konsantrasyonu, BaĢlangıç pH‘sı, Destek Elektrolit
Konsantrasyonu, Destek Elektrolit Türü, ve Akım Yoğunluğu için 744.6, 106.6, 2.95, 153.2 ve
190.31 olduğu görülmüĢtür. Hesaplanan F değerlerine bağlı olarak elde edilen fosfat giderme
verimlerinde etkinlik sırası büyükten küçüğe doğru BaĢlangıç Fosfat Konsantrasyonu, Akım
Yoğunluğu, Destek Elektrolit Türü ve BaĢlangıç pH‘sı, Ģeklinde gözükmektedir. Destek
Elektrolit Konsantrasyonunun ise giderme verimi üzerinde anlamlı bir etkisi bulunmamaktadır.
AraĢtırmanın Destek Elektrolit Türünün etkisinin çalıĢıldığı kısmında özellikle destek elektrolit
olarak CaCl2 kullanıldığı denemelerde oldukça ilginç sonuçlar elde edilmiĢtir. Bu sebeple
CaCl2‘ün sistem üzerinde klasik bir destek elektrolitten daha farklı bir etkisi olduğu söylenebilir.
Zira ortam pH‘sı 4.5-8.5 aralığında olduğunda fosfat iyonları ile birlikte ortamda kalsiyum
iyonlarınında bulunması durumunda fosfat iyonları hidroksi-apatitler formunda
çökelmektedirler. Bu sebeple sistem üzerinde en etkili parametrelerin baĢlangıç fosfat
konsantrasyonu, akım yoğunluğu ve baĢlangıç pH değeri olduğu söylenebilir.
Anahtar Kelimeler alüminyum elektrot; değişken analizi(ANOVA); elektrokoagülasyon; fosfat
giderimi
Sembol/Notasyon
Cp
pHb
DET
DEK
AY

BaĢlangıç fosfat konsantrasyonu (mgP/L)
Suyun baĢlangıç pH değeri (-)
Destek elektrolit türü (-)
Destek elektrolit konsantrasyonu (mM)
Akım yoğunluğu (mA/cm2)
Fosfat giderme verimi (%)
152
Y. Ş. Yıldız, G. D. Haşıloğlu, Z. Bingül ve diğ.
1. Giriş
Fosfor canlılara gerekli temel besin maddelerindendir. Hücrelerde nükleik asitlere enerji
aktarımlarını sağlayan ATP maddelerinin, hücre zarının yapısında ayrıca diĢ ve kemiklerde
bulunur. Fosforun temel kaynağı yer kabuğundaki temel kayalar ve ikinci büyük rezervi ise
sulardır. Fosfor döngüsünün temelini fosforun karalardan denizlere, denizlerden de yine karalara
taĢınması teĢkil eder.
GeçmiĢte fosfor su Ģebekelerinde, korozyonu önlemek ve kazanlarda kireç tabakası oluĢumunu
kontrol etmek üzere kullanılmaktaydı. Bugün ise fosfor, yüzeysel suların biyolojik üreme
potansiyelini saptamak ve alıcı sulara deĢarjda fosfor limitlerini ortaya koymada bir faktör
olarak ele alınmakta ve değerlendirilmektedir. Özellikle göllere verilebilecek fosfor miktarları
için kesin limitler konulmuĢtur. Fosfor tayinleri atıksu arıtma tesisi çalıĢmalarında ve nehir
kirlenmesi kontrol alanlarında rutin bir iĢlem olarak yapılmaktadır.
Fosforun biyolojik arıtmada besi maddesi olarak görev yapması nedeniyle birçok endüstriyel
atıksu arıtma tesislerinde kontrolü gerekmektedir. Fosfat bileĢiklerinin meydana getirdiği
sorunlar arasında en önemlisi ötröfikasyondur. Ötröfikasyon, gerek tabii süreçler gerekse insan
faaliyetleri sonucu su yataklarındaki mikroorganizmaları beslemeye yarayan besin maddelerinin
artması Ģeklinde tanımlanabilir.(Ġrdemez 2004)
Fosfor giderme adsorpsiyon, kimyasal çöktürme, iyon değiĢimi, elektrodiyaliz gibi kimyasal
tekniklerle yapıldığı gibi; uçucu kül adsorpsiyonu, membran filtrasyon ve elektrokoagülasyon
ile de yapılmaktadır. Bu metotlar arasında en yaygın kullanılanları adsorpsiyon ve kimyasal
çöktürmedir.(Johansson ve Gust 2000; Agyei ve diğ. 2000; Rao ve diğ. 2002; Lin ve Chang
2001; Bayat 2002; Kao ve diğ. 2000, Ġrdemez ve diğ. 2004; Yıldız 2004) Sulardan fosfatın
giderilmesi, çözünür formda bulunan fosfatın çözünmeyen katı formlara dönüĢtürülmesi esasına
dayanır. Elde edilen bu katı faz daha sonra çökeltme yada filtrasyon gibi bir katı-sıvı ayırma
iĢlemi sayesinde sudan ayrılır. Atıksu arıtma uygulamalarında, en yoğun ve baĢarılı uygulama
Al3+, Ca2+, Fe3+ ve nadiren Fe2+ gibi çözünmüĢ katyonların kullanılarak fosfatın çöktürülmesidir.
Demir ve alüminyum suda bulunduğunda düĢük pH bölgesinde (<6.5), FePO4 ve AlPO4
oluĢurken, (>6.5) bölgesinde demir ve alüminyum oksit ve hidroksitlere dönüĢmektedir.
Fosfatın kalsiyum iyonları ile çöktürülmesinde ise fosfatın apatit ve hidroksiapatitlere
dönüĢmesi sebebiyle daha yüksek pH değerleri daha uygun olmaktadır.(Grubb ve diğ. 2000)
1.2. Elektrokoagülasyon
Elektrokoagülasyon; çözünebilen ve yumaklaĢtırıcı özelliğe sahip metal (alüminyum ve demir
gibi) bir elektrotun kullanıldığı elektrokimyasal atıksu arıtım sürecidir (Koparal ve diğ. 1999).
Elektrokoagülasyon ile kimyasal koagülasyon arasındaki fark esasen alüminyum yada demirin
sisteme ilave edilme Ģeklidir (Donini ve diğ.. 1994). Elektrokoagülasyonda yumaklaĢtırma ve
çökelme mekanizmaları sisteme kimyasal madde ilavesi ile değil, elektrokimyasal reaktördeki
elektrotlar aracılığı ile gerçekleĢtirilmektedir (Koparal ve diğ. 1999). Elektrokoagülasyon;
kolloidlerin, süspansiyonların ve emülsiyonların elektriksel yüklerden etkilendiği gerçeğine
dayanır. Bu sebeple uygun elektrotlarla yüklü taneciklere ilave elektriksel yükler uygulanırsa,
taneciklerin yüzey yükleri nötralize edilir ve birçok tanecik kolaylıkla sudan ayrılabilecek daha
büyük boyutta aglomerler oluĢturmak üzere birleĢir (Öğütveren veKoparal 1997).
Elektrokoagülasyon iĢleminde elektrot malzemesinin seçimi sistemin kalbini oluĢturur. Bu
sebeple uygun elektrot malzemesinin seçimi çok önemlidir. En yaygın elektrot malzemeleri
demir ve alüminyumdur. Her ikisi de genellikle ucuz, kolay bulunabilen ve etkili malzemelerdir
(Chen ve diğ.. 2000).
Elektrokoagülasyon Metodu İle Sulardan Fosfat Giderimi Üzerine Sistem Parametrelerinin Etkinlik
Sıralamasının Belirlenmesi
153
Elektrot malzemesi olarak demir kullanıldığında elektrot reaksiyonları (Yıldız, 2003),
Katotta;
8H   (aq)  8e   4H 2 ( g )
(1)
4Fe(s)  4Fe 2 (aq)  8e 
(2)
Anotta;
çözeltideki çözünmüĢ oksijen ile;
4Fe 2 (aq)  10H 2 O(l )  O2 ( g )  4Fe(OH ) 3  8H  (aq)
(3)
ve nihai olarak toplam reaksiyon ise
4Fe(s)  2H 2 O(l )  O2 ( g )  4Fe(OH ) 3 (s)  4H 2 ( g )
(4)
Ģeklinde özetlenebilir.
Ayrıca elektrot malzemesi olarak alüminyum kullanılması durumunda katotta (1) no‘lu
reaksiyon cereyan ederken anot ve çözelti reaksiyonları aĢağıda verildiği Ģekilde oluĢur:
Anotta;
Al  Al 3  3e 
(5)
Çözeltide;
Al 3 (aq)  3H 2 O  Al (OH ) 3  3H  (aq)
(6)
Yukarıdaki reaksiyonlarda görüldüğü üzere elektrokoagülasyon; yükseltgenme, yumak oluĢumu
(yumaklaĢma) ve yüzdürmenin (flotasyonun) bir bileĢimidir (Ciardelli ve Ranieri 2000).
Katottan çıkan hidrojen gazı kabarcıkları oluĢan yumaklara yapıĢarak onları yüzmeye zorlar ve
reaktörün üst kısmına doğru kaldırırlar. Bu elektrokoagülasyon iĢlemine elektroflotasyonun
eĢlik ettiğinin tipik bir kanıtıdır (Kovatcheva ve Parlapanski 1999; Jiang ve diğ.. 2002).
2.1. Deney Sistemi
Kullanılan deney sistemi Ģekil 1‘de gösterildiği gibidir. Deney sistemi 6 çift alüminyum plaka
elektrottan oluĢmaktadır. Elektrotlar arası mesafe 5 mm. ve toplam elektrot alanı 1500 cm2 olup,
sistem kesikli ve sabit akım modunda iĢletilmiĢtir. Reaktöre 850 ml sentetik olarak
hazırlanmıĢ(KH2PO4 kullanılarak) fosfat çözeltisi konulduktan sonra sistem manyetik karıĢtırıcı
ile 150 Dev/dak. ‗lık hızda karıĢtırılmıĢ ve diğer sistem parametreleri(Akım Yoğunluğu,
BaĢlangıç pH değeri vb.) belirlenen değerlere ayarlandıktan sonra 15 dakikalık reaksiyon
süresinin sonunda reaktörden numuneler alınarak membran filtre yardımıyla süzülmüĢ ve
―Standart Metotlar‖a (AWWA, 1985) göre fosfat analizleri yapılmıĢtır.
154
2
3
5
6
4
1
7
1. Sabit sıcaklık sirkülatörü
2. Doğru akım güç kaynağı
3. Dijital ampermetre
4. Dijital Voltmetre
5. Reaktör
6. Elektrotlar
7. Manyetik karıĢtırıcı
Şekil 1. Elektrokoagülasyon denemelerinde kullanılan deney sistemi
2.2. Deneysel Parametreler Ve DeğiĢken Analizi
Denemelerde kullanılan değiĢkenler ve bu değiĢkenlere ait parametre seviyeleri tablo 1‘de
verildiği gibidir. Tablo 1‘de verilen parametrelerin her biri için 4 farklı seviyede iki tekrarlı
deneyler yapılmıĢ, performans kriteri olarak fosfat giderme verimleri alınmıĢtır. Her Ģart için
yapılan iki deneye göre fosfat giderme verimlerinin ortalaması hesaplanarak, elde edilen
değerlere değiĢken analizi (ANOVA) uygulanmıĢtır.
Tablo 1. Denemelerde kullanılan değiĢkenler ve seviyeleri
Değişkenler
BaĢlangıç fosfat konsantrasyonu (mgP/L)
Suyun baĢlangıç pH değeri (-)
Destek elektrolit konsantrasyonu (mM)
Destek elektrolit türü (-)
Akım yoğunluğu (mA/cm2)
1
50
4
0.0
NaCl
0,25
Seviyeler
2
3
100
200
5
6
2.5
5.0
NaNO3
Na2SO4
0,50
0,75
4
500
7
10.0
CaCl2
1,00
3. Bulgular ve Tartışma
Tablo 2‘de denemeler sonucunda elde edilen fosfat giderme verimlerine uygulanan değiĢken
analizi sonuçları verilmiĢtir. DeğiĢken analizi sonuçlarına göre fosfat giderme verimi üzerinde
çalıĢılan parametrelerin büyükten küçüğe doğru etkinlik sıralamasının; baĢlangıç fosfat
konsantrasyonu, akım yoğunluğu, destek elektrolit türü ve baĢlangıç pH değeri olduğu
söylenebilir.
Elektrokoagülasyon Metodu İle Sulardan Fosfat Giderimi Üzerine Sistem Parametrelerinin Etkinlik
Sıralamasının Belirlenmesi
155
Zira yapılan değerlendirme; %5‘lik önem seviyesine göre ve serbestlik derecesi 3, hatanın ise 16
olması durumunda uygulanmıĢtır. Yukarıda bahsedilen koĢullar için kritik F değeri 3,24
olmaktadır. Dolayısı ile destek elektrolit konsantrasyonunun anlamlı bir etkisi yoktur.
Tablo 2. DeğiĢken analizi (ANOVA) tablosu
Değişim
Kareler
Serbestlik
Kaynağı
Toplamı
derecesi
Cp
11327,3
3
pHb
1621,7
3
DET
44,9
3
DEK
2329,9
3
AY
2894,9
3
Hata
81,1
16
Kareler
ortalaması
3775,8
540,6
15,0
776,6
965,0
5,1
F değeri
744,64
106,61
153,16
2.95
190,31
Esas itibarı ile destek elektrolit konsantrasyonunun giderme verimi üzereinde anlamlı bir
etkisinin olmaması umulan bir sonuçtur. Zira destek elektrolit bilindiği üzere su/atıksuyun
elektriksel iletkenliğinin artırılarak sistemin enerji tüketiminin düĢürülmesi amacı ile kullanılır.
Oysa bu çalıĢmada performans kriteri olarak fosfat giderme verimi baz alınmıĢtır. O sebeple
yapılan analizde destek elektrolit konsantrasyonu etkin bir parametre olarak gözükmemektedir.
Benzer Ģekilde destek elektrolit türünün etkisi araĢtırıldığında CaCl2‘nin klasik bir destek
elektrolitten oldukça farklı bir etkiye sahip olduğu görülmüĢtür. Zira ortam pH‘sı 4,5-8,5
aralığında olduğunda fosfat iyonları ile birlikte ortamda kalsiyum iyonlarınında bulunması
durumunda fosfat iyonları hidroksi-apatitler formunda çökelmektedirler. Bu sebeple sistem
üzerinde en etkili parametrelerin baĢlangıç fosfat konsantrasyonu, akım yoğunluğu ve baĢlangıç
pH değeri olduğu söylenebilir.
Kaynaklar
Agyei, N. M. Strydom, C. A. Potgieter J.H., (2000). An investigation of phosphate ion adsorption from aqueous
solution by fly ash and slag, Cem. Concr. Res. 30, 823.
AWWA, APHA, WPCF (1985). Standard methods for water and wastewater examination. 16th edition. NewYork.
Bayat, B. (2002). Combined Removal of Zinc (II) and Cadmium (II) from Aqueous Solutions by Adsorption onto
High-Calcium Turkish Fly Ash Water Air Soil Pollut. 136, 69-92.
Chen, X., Chen, G., C., Yue, P., L., (2000). Separation of plollutants from restaurant wastewater by
electrocoagulation Separation and Purification Technology (19), 65-76.
Chen, X., Chen, G., Yue, P., L., (2002). Investigation on the electrolysis voltage of electrocoagulation. Chemical
Engineering Science 57, 2449-2455.
Ciardelli, G., Ranieri, N., (2000). The treatment and reuse of wastewater in the textile industry by means of ozonation
and electroflocculation. Water Research, 35 (2), 567-572.
Donini, J., C., Kan, J., Szynkarczuk, J., Hassan, T., A., Kar, K., L.,(1994). The operating cost of electrocoagulation.
The Canadian Journal of Chemical Engineering. 72, 1007-1012.
Grubb, D. G. Guimaraes, M. S. Valencia
Hazard. Mater. 76, 217-236.
R. (2000). Phosphate Immobilization using an acidic type F fly ash, J.
Gürses, A., Yalçın, M., Doğar, Ç., (2002). Electrocoagulation of some reactive dyes: a statistical investigation of
some electrochemical variables. Waste Management, 22, 491-499.
156
Ġrdemez, ġ. (2005). Elektrokoagülasyon yöntemi ile atıksulardan fosfat giderimi Doktora Tezi, Atatürk Üniversitesi
Fen Bilimleri Enstitüsü, Erzurum.
Ġrdemez, ġ. Yıldız, Y. ġ. Demircioğlu, N. (2004). Phosphate removal from wastewaters by using fly-ash adsorption.
International Soil Congress, 29-34. Erzurum/TURKEY
Jiang, J., Q., Graham, N., Andre, C., Kelsall, G., H., Brandon, N., (2002). Laboratuary study of electro-coagulationflotation for water treatment. Water Research, 36, 4064-4078.
Johansson, L. Gustafsson, J.P. (2000). Phosphate removal using blast furnace slags and opoka-mechanisms, Water
Res. 34, 259.
Kao, P.C. Tzeng, J.H. Huang, T.L. (2000). Removal of chlorophenols from aqueous solution by fly ash, J. Hazard.
Mater. 76, 237-249.
Kobya, M., Romanov, A., Dimoglo, A., Aydıner, C., (2001). Atıksulardaki
elektroflotokoagülasyonla giderimi. Su Kirliliği ve Kontrolü Dergisi, 11 (1), 25-31.
kolloidal partiküllerin
Koparal, A., S., GökĢen, ġ., Öğütveren, Ü., B., (1999). Petrol formasyon suyunun elektrokimyasal ve geleneksel
yöntemler ile arıtılabilirliğinin incelenmesi. Türkiye‘de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri Sempozyumu III. Cilt I,
370-379
Koparal, A., S., Öğütveren, Ü., B., (2002). Removal of nitrate from water by electroreduction and electrocoagulation.
Journal of Hazardous Materials B89, 83-94.
Kovatcheva, V., K., Parlapanski, M., D., (1999). Sono-electrocoagulation of iron hydroxides. Colloids and Surfaces
A.149, 603-608.
Krasner , S.W. and Amy G., (1995). Jar test evalution of enhanced coagulation. J. Amer. Water Works Assoc. 87, 93107.
Lin, C.J. Chang, J.E. (2001). Effect of fly ash characteristics on the removal of Cu(II) from aqueous solution
Chemosphere 44 (5), 1185-1192.
Lorenz, W.T., (1995). Liquid/ solid seperation: the chemicals used to make it better. Water Engineering and
Management, 4, 30-32.
Matteson, M., J., Dobson, R., L., Glenn, R., W., Kukunoor, N., S., Waits, W., H., Clayfield,E., J., (1995).
Electrocoagulation and separation of aqueous suspensions of ultrafine particles. Colloids and Surfaces A. 104,
101-109.
Mollah, M., Y., Schennach, R., Parga, J., R., Cocke, D., L., (2001). Electrocoagulation (EC)-science and applications.
Journal of Hazardous Materials, B84, 29-41.
Öğütveren, ,Ü., B., Koparal, S., (1997). Electrocoagulation for oil-water emülsion treatment. Journal of
Environmental Science and Health A32 (9-10), 2507-2520.
Rao, M. Parwate, A.V. Bhole, A.G. (2002). Removal of Cr 6+ and Ni2+ from aqueous solution using bagasse and fly
ash, Waste Management, 22, 821-830.
Romanov, A., M., (1987). Physico-Chemical substantiation of the expediency of electroflotation application to the
solution of problems of rational use of natural resources. Yugoslavya Teknoloji Kongresi, 11-15 Mayıs 1987
Belgrat, Yugoslavya.
Yıldız, E. (2004). Phosphate removal from water by fly ash using crossflow microfiltration. Sep & Pur. Tech. 35,
241-252.
Yıldız, Y. ġ. (2003). Hümik Maddeler Ġçeren Atıksuların Elektrokoagülasyon Metodu Ġle Arıtımı, Doktora Tezi,
Atatürk Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, Erzurum.
11-13 Haziran 2008
Fenton Prosesinin Reaktif ve Asit Boyar Maddelerinin Aerobik
Biyolojik Arıtılabilirliğine Etkisi
İdil Arslan-Alaton, Betül Hande Gürsoy
İstanbul Teknik Üniversitesi, İnşaat Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 34469 Maslak,
İstanbul
Öz Bu çalıĢmada asit (Acid Red 183-AR 183; Acid Orange 51-AO 51) ve reaktif (Reactive Blue
4-RB 4) boyar maddelerinin sulu çözeltilerinin Fenton ileri oksidasyon prosesi ile
arıtılabilirlikleri ve arıtma sonucu oluĢan ileri oksidasyon ürünlerinin aerobik aktif çamur
prosesine etkileri araĢtırılmıĢtır. ÇalıĢmanın ilk aĢamasında Fe2+ ve H2O2 konsantrasyonları
(birbirlerine molar oranları) ve arıtım süresi, Fenton prosesinin renk, KOĠ ve TOK giderim
verimleri ve kinetikleri göz önüne alınarak optimize edilmiĢtir. ÇalıĢmanın ikinci bölümünde ise
arıtılmamıĢ ve Fenton ileri okidasyon prosesine tabi tutulmuĢ tekstil boyaların aerobik aktif
çamur prosesi (KOĠglukoz = 500 mg O2/L; F/M oranı arıtılmamıĢ numuneler için 0.12, Fenton
prosesi ile ön arıtılmıĢ numuneler için 0.13 mg KOĠo/mg UAKM) ile glukoz yıkımına etkileri
araĢtırılmıĢtır. En iyi arıtma koĢulları, pH = 3‘te Fe2+: H2O2 molar oranı = 4 mM : 20 mM ve
arıtma süresi = 10 dakika olarak belirlenmiĢtir. Bu koĢullar altında, AR 183, AO 51 ve RB 4
boyaları için sırası ile %100, %100 ve %93 renk, %58, %78 ve %69 KOĠ, ayrıca %54, %76 ve
%49 TOK giderimleri elde edilmiĢtir. Glukoz yıkımında tekstil boyar maddeleri içermeyen
deney kontrolüne göre %23–29 aralığında inhibisyon etkisi bulunmuĢtur. Fenton prosesine tabi
tutulmuĢ ileri oksidasyon ürünleri ise hiç inhibisyona neden olmamıĢtır.
Anahtar Kelimeler aerobik aktif çamur prosesi; asit ve reaktif boyar maddeler; Fenton ileri
oksidasyon prosesi; glukoz yıkımı; inhibisyon; tesktil atıksular
1. Giriş
Tekstil endüstrisi, gerek yoğun su tüketimi (kg kumaĢ baĢına 50-100 litre), gerekse kullanılan
kimyasalların (boyar maddeler, boya taĢıyıcılar, dispergatörler, taninler, yüzey aktif maddeler,
biyositler, iyon tutucular, v.b.) çeĢitliliği ve karmaĢık yapıları bakımından çevresel açıdan
önemli bir sorun teĢkil etmektedirler. Estetik açıdan oluĢturduğu kirlenme ve ıĢığın ekosisteme
ulaĢmasının engellenmesinin yanı sıra, bazı boyar maddeler ve bunların bozunmalarıyla oluĢan
ürünler potansiyel toksik hatta kanserojen olabilmektedir. Bunun sonucunda tekstil
atıksularındaki boyar maddelerin evsel atıksu arıtma tesislerine ve/veya alıcı ortama deĢarj
edilmeden önce ön arıtımları Ģarttır.
Tekstil endüstrisi atıksularının arıtılmasında konvansiyonel kimyasal (pıhtılaĢtırmayumaklaĢtırma) ve biyolojik (aktif çamur, ardıĢık kesikli reaktör sistemleri) yöntemler yaygın
bir Ģekilde kullanılmaktadır. KOĠ, BOĠ gibi konvansiyonel alıcı ortama deĢarj parametreleri
açısından genellikle baĢarılı olan bu arıtma sistemleri, renk, toksisite ve TOK giderimleri
açısından oldukça yetersiz kalmaktadır. Bu atıksuların alternatif Ġleri Oksidasyon Prosesleri
(ĠOP) ile arıtılması önerilebilir fakat ĠOP, iĢletme maliyetlerinin yüksekliği (metreküp atıksu
İ. Arslan-Alaton, B. H. Gürsoy
158
baĢına > 2-3 kWh) nedeniyle gerçek atıksulara sadece ön (kısmen) arıtma iĢlevinde bir proses
olarak uygulanabilmektedir. ĠOP‘nden Fenton Reaktifi, iyi bilinen, tekstil atıksularının
arıtılmasında oldukça baĢarılı sonuçlar alınmıĢ, ayrıca diğer ĠOP ile kıyaslandığında teknik
olarak daha basit ve ucuz olan bir arıtma yöntemidir. Fenton arıtımı uygulandığında,
endüstriyel atıksuların rengi tamamen, KOĠ ve TOK parametre değerleri ise kısmen
giderilebilmektedir. Fakat, ileri oksidasyon sırasında oluĢan ara ürünlerin toksisitelerine ve
biyolojik sistemler üzerindeki etkilerine Ģimdiye kadar sadece birkaç çalıĢmada değinilmiĢtir.
Bu çalıĢmada, Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ tekstil boyaların aerobik aktif çamur prosesi
üzerindeki etkileri incelenmiĢtir. Bu amaçla, iki asit (Acid Red 183, AR 183; Acid Orange 51,
AO 51) ve bir reaktif (Reactive Blue 4, RB 4) tekstil boyar madde seçilerek, pH = 3‘te farklı
Fe2+ ve H2O2 molar konsantrasyonlarında (oranlarında) Fenton ileri oksidasyonu deneyleri
yürütülmüĢtür. Arıtım verimi, renk, KOĠ ve TOK giderim performanslarına göre
değerlendirilmiĢtir. ÇalıĢmanın ikinci bölümünde ise, arıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile arıtılmıĢ
boyaların aerobik aktif çamur sistemine olan etkileri glukoz yıkım hızına göre belirlenmiĢtir.
2. Materyaller ve Yöntem
2.1. Kullanılan Kimyasallar
ÇalıĢmadaki asit (Acid Red 183-AR 183; Acid Orange 51-AO 51) ve reaktif (Reactive Blue 4RB 4) boyar maddelerinin moleküler yapısı kesin olarak bilindiğinden ve tekstil endüstrisinde
yaygın olarak kullanıldıklarından, bu çalıĢmada model kirletici olarak seçilmiĢlerdir. ÇalıĢmada
boyar maddeler, 100 mg/L‘lik sulu çözeltileri halinde hazırlanmıĢtır, özellikle bu
konsantrasyonun seçilmesi hem bilimsel çalıĢmalara (Tantak ve diğ., 2006; Marco ve diğ.,
2006; O‘Neill ve diğ., 1999; O‘Neill ve diğ.,2000) hem de tekstil boyama prosesi atıksuyundaki
değerlere (10-200 mg/L) göre belirlenmiĢtir. Tablo 1‘de, naylon (asit boyar made) ve pamuk
(reaktif boyar madde) elyaf boyama iĢlemlerinde yaygın olarak kullanılan tekstil boyar
maddelerinin 100 mg/L‘lik sulu çözeltilerinin karakterizasyonu verilmiĢtir. Diğer kimyasallar,
H2O2 (ağırlıkça %35) ve Fe(SO4).7H2O‘dır; ayrıca reaksiyona girmeyen ortamda kalan H2O2‘i
parçalamak üzere katalaz enzimidir (Micrococcus Iyseidicticus; 1 AU, 1μmol H2O2‘i
parçalamak üzere, pH = 7 RTP, 100181 U/mL). Reaksiyona girmeden kalan H2O2‘in miktarı
Quant (Merck) test stripleriyle belirlenmiĢtir. Fe(OH)3 çökeltisi, çözeltiden por çapı 0.45 μm
olan filtre kâğıtları ile ayrılmıĢtır.
Tablo 1. AR 183, AO 51 ve RB 4 tekstil boyalarının karakterizasyonu.
Boyar Maddeler
AR 183*
AO 51*
RB 4*
KOĠ (mg O2/L)
50
103
63
TOK (mg C/L)
14
31
21
-1
Absorbans, maks (cm ) 497 nm‘de 1.02 463 nm‘de 1.75 595 nm‘de 0.68
*100 mg/L boya çözeltisi için
2.2. Fenton Deneyleri
Fenton deneyleri, 1000 mL olmak üzere, 100 mg/L boya çözeltileri ile pH = 3, T = 20 oC‘de,
seçilen farklı Fe2+ : H2O2 molar oranlarda (2:20, 2:40, 4:20 ve 4:40; mM:mM) yürütülmüĢtür.
Deney süresince, magnetik karıĢtırıcılar ile karıĢım sağlanmıĢtır. Fenton reaksiyonunda istenen
H2O2 ve Fe(SO4).7H2O konsantrasyonları H2O2 stok çözeltisinden (10.29 M) ve %10‘luk w/v
Fe(SO4).7H2O (0.36 M) stok çözeltisinden elde edilmiĢtir. Fenton reaksiyonu süresince 0, 2, 5,
Fenton Prosesinin Reaktif Ve Asit Boyar Maddelerinin Aerobik Biyolojik Arıtılabilirliğine Etkisi
159
10, 20 ve 30. dakikalarda 25 mL‘lik numuneler alınmıĢtır. Reaksiyonu durdurmak için her bir
numuneye konsantre NaOH (pH = 9-10 olacak Ģekilde) eklenmiĢtir. Ġkinci pH ayarı Fe(OH)3‘in
çökmesi için pH = 7-8 olacak Ģekilde 0.01-0.5 N H2SO4 ile yapılmıĢtır. Fe2+, Fe(OH)3 olarak
tamamen çöktükten sonra 0.45 μm por çaplı filtre kâğıtlarla süzülmüĢ; reaksiyona girmeden
kalan H2O2, KOĠ ölçümlerinde pozitif hata oluĢturmaması için katalaz enzimi ile parçalanmıĢtır.
Ayrıca katalaz enzimi ilavesinden kaynaklanabilecek KOĠ ve TOK hatalarını engellemek için
aynı miktarda katalaz distile suya eklenmiĢ ve ―katalaz kontrol numunesi‖ olarak analiz
sonuçlarında değerlendirilmiĢtir. Alınan numunelerin renk, KOĠ ve TOK analizleri yapılmıĢtır.
2.3. Aerobik Deneyler
Aerobik aktif çamur deneyleri için, Tuzla ve Baltalimanı evsel atıksu arıtma tesislerinin
havalandırma havuzlarından heterotrof biyokütle alınmıĢtır. Alınan biyokütle makro ve mikro
besinler (nutrientler- Sol A Sol B) (O‘Connor ve diğ., 2001) ile beslenmiĢtir. Aktif çamur
deneyleri, arıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ boyalarla, T = 20oC ve pH = 7.0-7.5
Ģartları altında 6 saat yürütülmüĢtür. Bu deneylerde, UAKM değeri arıtılmamıĢ numuneler için
4400 mg/L, Fenton prosesiyle ön arıtılmıĢ numuneler için 3700 mg/L, glukoz KOĠ‘si 500 mg
O2/L, (Bu değerlere bağlı olarak, F/M oranı, arıtılmamıĢ boyaları içeren numuneler için 0.12;
Fenton ileri oksidasyon prosesi ile arıtılmıĢ boyalar içeren numuneler için ise 0.13 mg KOĠo/mg
UAKM) olarak seçilmiĢtir.
2.4. Analitik Yöntemler
Renk için AR 183 için 497 nm; AO 51 için 463 nm ve RB 4 için 595 nm dalga boylarında,
Novespec II/-harmacia LKB model spektrofotometre ile 1 cm kuvartz küvetlerde UV absorbans
ölçümleri yapılmıĢtır. KOĠ ölçümleri kapalı reflaks titrimetrik yönteme göre, ölçülmüĢtür (ISO
6060). TOK ölçümleri Schimadzu marka 500A model organik karbon cihazı ile yapılmıĢtır.
Glukoz yıkım hızının % inhibisyonu aĢağıdaki formülle hesaplanmıĢtır:
Kontrol numunesindeki glukoz giderim hız sabiti (saat -1) – Boyar madde içeren numunedeki glukoz giderim hız sabiti (saat -1)
× 100
Iglukoz (%) =
Kontrol numunesindeki glukoz giderim hız sabiti (saat -1)
3. Deneysel Bulgular
3.1. Fenton Deneyleri
Her boyar madde için pHo = 3 için 2:20, 2:40, 4:20, 4:40 (mM:mM) olmak üzere farklı Fe2+:
H2O2 molar konsantrasyonları ve arıtım süresi KOĠ, TOK ve renk giderimleri dikate alınarak
optimize edilmiĢtir. Tablo 2‘de 100 mg/L boya çözeltilerinin farklı Fe2+ : H2O2 molar
konsantrasyonlarda, 10. ve 30. dakikalardaki arıtımları için KOĠ ve TOK giderimleri verilmiĢtir.
Farklı Fe2+ : H2O2 molar oranlarında KOĠ ve TOK giderim verimleri dikkate alınarak en iyi
sonuçlar pHo = 3 için Fe2+ = 4 mM ve H2O2 = 20 mM olarak tespit edilmiĢtir. Optimizasyon
sırasında renk giderimi, her üç boya için de çok hızlı gerçekleĢtiği için kinetiği hesaplanamamıĢ
ve dikkate alınmamıĢtır. ġekil 1‘de, zamana karĢı yüzde renk (a), KOĠ (b) ve TOK (c)
giderimleri gösterilmiĢtir.
160
Tablo 2. 100mg/L boya çözeltilerinin farklı Fe2+:H2O2 molar konsantrasyonlarda, t =
10 ve 30. dakikalardaki (t10, t30) Fenton arıtımları için % KOĠ ve TOK giderimleri.
Fe2+ : H2O2 (mM : mM)
AR 183:
2:20
2:40
4:20
4:40
KOİ giderimi (%)
t10
t30
32
38
50
56
58
59
55
57
AO 51:
2:20
2:40
4:20
4:40
66
67
78
70
72
78
80
77
57
64
76
70
67
66
78
74
RB 4:
2:20
2:40
4:20
4:40
38
48
69
57
38
56
71
57
28
30
49
40
32
49
53
43
(a)
TOK giderimi (%)
t10
t30
28
32
42
49
54
56
47
50
(b)
(c)
Şekil 1. Optimize edilmiĢ Fenton proses Ģartlarında (Fe2+ = 4 mM; H2O2 = 20 mM, pHo = 3)
zaman karĢı AR 183, AO 51 ve RB 4 için % renk (a), KOĠ (b) ve TOK (c) giderimleri.
161
ġekil 1(a)‘da görüldüğü üzere, her üç boyar madde için de renk giderimi 2 dakikalık bir süre
içerisinde tamamlanmıĢtır. Reaksiyonun 5. dakikasından itibaren AR 183 ve AO 51 için renk
giderimi %99, RB 4 için ise %93 olarak elde edilmiĢtir. Bu hızlı renk giderimleri, oluĢan
oksidanların (OH, HO2 serbest radikalleri) renk kromoforlarını parçalamak için yeterli
miktarda ortamda bulunmasıyla açıklanabilir (Epolito ve diğ., 2005; Tantak ve diğ., 2006;
Marco ve diğ., 2006; Lucas ve diğ., 2007; Arslan-Alaton ve diğ., 2007). ġekil 1(b) ve 1(c)
grafiklerinde ise sırası ile KOĠ ve TOK giderimlerinin her üç boyar madde için ilk 5 dakika
içerisinde hızlı bir Ģekilde gerçekleĢtiği, daha sonra ise pratik olarak durduğu görülmektedir. Bu
durum, Fe2+ ve H2O2‘in tükenmesi ve boyar maddelerden daha zor ayrıĢan ileri oksidasyon ara
ve son ürünlerinin ortamda birikmesi ile açıklanabilir (Aplin ve diğ., 2000;Wang ve diğ., 2003;
Neamtu ve diğ., 2003; Neamtu ve diğ., 2004).
TOK ve KOĠ giderim verimlerinin AO 51 için daha hızlı ve yüksek bulunmasının nedeni AO 51
boyar maddesinin molekül ağırlığı (100 mg/L esas alınmıĢtır) ve yapısal farklılığı ile
açıklanabilir.
3.2. Aerobik Aktif Çamur Ġnhibisyon Deneyleri
Farklı Fe2+ : H2O2 molar oranlarında KOĠ ve TOK giderim verimleri dikkate alınarak en iyi
sonuçlar pHo = 3 için Fe2+ = 4 mM ve H2O2 = 20 mM olarak tespit edilmiĢ, bu koĢullara göre
aerobik deneyler yürütülmüĢtür. ArıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile arıtılmıĢ boyaların aerobik
aktif çamur sistemine olan etkileri glukoz yıkım hızına göre belirlenmiĢtir.
(a)
(b)
Şekil 2. Aerobik deneylerde (a) arıtılmamıĢ, (b) Fenton prosesi ile arıtılmıĢ AR 183,
AO 51 ve RB 4 için glukoz-KOĠ gideriminin kinetik olarak değerlendirilmesi.
(Deneysel koĢullar: baĢlangıç KOĠ (ortalama) = 500 mg/L (a) ve (b) için ve UAKM
(ortalama) = 4400mg/L (a) ve 3700 mg/L (b) için.)
ġekil 2(a) arıtılmamıĢ boyalar ve relatif kontrol numunesi (deney koĢulları: UAKM = 4400
mg/L; F/M = 0.12 mg KOĠo/mg UAKM) için glukoz-KOĠ giderimini göstermektedir. Grafikten
görüldüğü gibi glukoz-KOĠ giderimi numunelerdeki glukozun tükenmesine bağlı olarak ilk 30
dakika içinde gerçekleĢmiĢtir. 6 saat sonunda elde edilen KOĠ değerleri 37mg/L (kontrol) ile 65
mg/L (AR 183) arasındadır. Bu kalan KOĠ değerleri metabolik son ürünler olarak düĢünülebilir.
ġekil 2(b) Fenton prosesi ile arıtılmıĢ boyalar ve kontol numunesi (deney koĢulları: UAKM =
3700 mg/L; F/M = 0.13 mg KOĠo/mg UAKM) için glukoz-KOĠ giderimini vermektedir. Her iki
grafik karĢılaĢtırıldığında ikincisindeki giderim daha yavaĢtır, bu durum deneydeki UAKM
162
değerinin daha az olmasıyla dolayısıyla F/M oranıyla ile ilgilidir. 6 saat sonraki KOĠ değerleri
17 mg/L (RB 4) ile 25 mg/L (kontrol) arasındadır. Bu durum, Fenton prosesi ile arıtılmıĢ
boyalardaki glukoz-KOĠ gideriminin daha iyi olduğunu göstermektedir (Chamarro ve diğ.,
2001; Buitron ve diğ., 2004; Davies ve diğ., 2006).
Tablo 3‘de, arıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ AR 183, AO 51 ve RB 4 boyar
maddeleri içeren numunelerde glukoz yıkım hızlarına göre değerlendirilen yüzde inhibisyon
değerleri sunulmuĢtur.
Tablo 3. ArıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ AR 183, AO 51 ve RB 4 boyar
maddeleri içeren numunelerde glukoz yıkım hızlarına göre hesaplanan glukoz değerleri
Iglukoz (%)
Boyar Maddeler
Arıtılmamış
Arıtılmış
AR 183
23
0
AO 51
29
0
RB 4
25
0
Tablo 3‘den görüldüğü üzere, AR 183, AO 51 ve RB 4 boyaların, boyaları içermeyen kontrol
numunesine göre glukoz yıkım hızı üzerinde sırasıyla 23, 29 ve %25 inhibisyon (yavaĢlatıcı)
etkisi vardır, Fenton ile ön arıtılmıĢ boyaların ise glukoz yıkım hızına inhibisyon etkileri yoktur
(Epolito ve diğ., 200; Montano-Garcia ve diğ., 2006; Pourbabaee ve diğ., 2006).
4. Sonuçların Değerlendirilmesi
Bu deneysel çalıĢmada, Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ ve arıtılmamıĢ reaktif ve asit boyar
maddelerin aerobik aktif çamur sistemlerine olan etkileri incelenmiĢtir. Deneysel çalıĢmadan Ģu
sonuçlar çıkarılabilir;
-
Fenton prosesi, tekstil boyar maddeleri için, %100 renk, kısmi KOĠ ve TOK giderimleri
elde etmek için baĢarılı bir arıtma yöntemidir.
-
Tekstil boyar maddelerin, aktif çamur sistemleri üzerinde az da olsa olumsuz bir etkileri
vardır.
-
Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ boyar maddelerin aerobik aktif çamur sistemlerine
(heterotrof biyokütleye) hiçbir zararlı etkileri yoktur.
Kaynaklar
Aplin, R., Waite, T., (2000). Comparison of three advanced oxidation processes for degradation of textile dyes, Water
Science and Technology, 42, 345-354.
Arslan-Alaton, I., Eremektar, G., Germirli-Babuna, F., Insel, G., Selçuk, H., Ozerkan, B., Teksoy, S., (2005).
Advanced oxidation of commercial textile biocides in aqueous solution: Effects on acute toxicity and biomass
inhibition, Water Science and Technology, 52, 309-316.
Arslan-Alaton, I., (2007). Acid dyebath effluent pretreatment using Fenton‘s reagent: Process optimization, reaction
kinetics and effects on acute toxicity, Dyes and Pigments, 73, 31-39.
Baltalimanı Urban Wastewater Plant, Baltalimanı, Ġstanbul, Turkey.
Buitron, G., Quezada, M., Moreno, G., (2004). Aerobic degradation of the azo dye Acid Red 151 in a sequencing
batch biofilter, Bioresource Technology, 92, 143-149.
163
Chamarro, E., Marco, A., and Esplugas, S., (2001). Use of Fenton reagent to improve organic chemical
biodegradability, Water Research, 35, 1047-1051.
Davies, L.C., Pedro, I.S., Novais, J.M., Martins-Dias, S., (2006). Aerobic degradation of Acid Orange 7 in a verticalflow constructed wetland, Water Research, 40, 2055-2063.
Epolito, W.J., Lee, Y.H., Bottomley, L.A., (2005). Characterization of the textile anthraquinone dye Reactive Blue 4,
Dyes and Pigments, 67, 35-46.
Garcia-Montano, J., Torrades, F., Garcia-Hortal, J.A., Domenech, Z., Peral, J., (2006). Degradation of Procion Red
H-E7B reactive dye by coupling a photo-Fenton system with a sequencing batch reactor, Journal of Hazardous
Materials, 134, 220-229
Lucas, M.S., Dias, A.A., Sampaio, A., Amaral, C., Peres, J., (2007). Degradation of a textile reactive Azo
dye by a combined chemical–biological process: Fenton‘s reagent-yeast, Water Research, 41, 1103-1109.
Marco, L.S, Peres, J.A., (2006). Decolorization of the azo dye Reactive Black 5 by Fenton and photo-Fenton
oxidation, Dyes and Pigments, 71, 236-244.
Mutkuhumar, M., Sargunamani, D., Senthilkumar, M., Selvakumar, N., (2005). Studies on decolouration, toxicity and
the possibility for recycling acid dye using ozone treatment, Dyes and Pigments, 64, 39-44.
Neamtu, M., Yediler, A., Siminiceanu, I., Kettrup, A., (2003). Oxidation of commercial reactive azo dye aqueous
solutions by the photo-Fenton and Fenton-like processes, Journal of Photochemistry and Photobiology A:
Chemistry, 161, 893-899
Neamtu, M., Yediler, A., Siminiceanua, I., (2004). Decolorization of Disperse Red 354 azo dye in water by several
oxidation processes—a comparative study, Dyes and Pigments, 60, 61-68.
O‘Connor, T.L., O‘Connor, J.T., 2001. Water quality deterioration in distribution systems, Water Engineering and
Management , 148, 29-33.
O‘Neill, C., Hawkes, F.R., Esteves, S.R.R., Hawkes D.L., Wilcox, S.J., (1999). Anaerobic and aerobic treatment of a
simulated textile effluent, Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 74, 993-999.
O'Neill, C.A., Lopez, S., Esteves, F.R., Hawkes, D.L., Hawkes S.W., (2000). Azo-dye degradation in an anaerobicaerobic treatment system operating on simulated textile effluent, Applied Microbiology and Biotechnology, 53,
249-254.
Pourbabaee A A, Malekzadeh F, Sarbolouki MN, Najafi F. (2006). Aerobic decolorization and detoxification of a
disperse dye in textile effluent by a new isolate of Bacillus sp. Biotechnology and Bioengineering, 93, 631-635.
Tantak, N.P., Chauldhari, S., (2006). Degradation of azo dyes by sequential Fenton's
biological treatment, Journal of Hazardous; ????
oxidation and aerobic
Wang, C., Yediler, A., Lienert, D., Wang, Z., Kettrup, A., (2003). Ozonation of an azo dye C.I. Remazol Black 5 and
toxicological assessment of its oxidation products, Chemosphere, 52, 1225-1232.
11-13 Haziran 2008
Karbon nanotüp / Polipirol / Horseradish peroksidaz Çalışma
Elektroduyla Hazırlanmış Amperometrik Fenol Biyosensörünün
Geliştirilmesi
Şeyda Korkut, Bülent Keskinler, Elif Erhan
Gebze Yüksek Teknoloji Enstitüsü, Çevre Mühendisliği Bölümü, Muallimköy, Gebze,41400, Kocaeli
Öz ÇalıĢmada fenol katalizleyen enzimlerden biri olan horseradish peroksidaz (HRP)
kullanılarak bir fenol biyosensörü geliĢtirilmiĢtir. Karbon nanotüp (CNT)/Polipirol (PPy)/HRP
biyokompozit film, tek basamakta altın elektrot yüzeyinde sentezlenmiĢtir. Enzim
immobilizasyonu için herhangi bir çapraz bağlayıcı ajan kullanılmamıĢtır. Hazırlanan çalıĢma
elektrodunun 18 farklı fenol türüne tepkisi incelenerek ölçüm için gerekli analitik hesaplamalar
yapılmıĢtır. Amperometrik tepki, reaksiyon ortamına eklenen fenoliğin konsantrasyonunun
fonksiyonu olarak -50 mV‘luk çalıĢma potansiyelinde ölçülmüĢtür. Test edilen fenoller arasında
en düĢük belirleme limiti p-benzokinon için 0.027 µM, en yüksek belirleme limiti ise 2,4dimetilfenol için 27.9 µM olarak hesaplanmıĢtır. ÇalıĢmada en yüksek ölçüm hassasiyeti 4metoksifenol ve 2-aminofenol için sırasıyla 50 ve 40 nA/µM, en düĢük ölçüm hassasiyeti ise
fenol, pyrogallol ve 2,4-dimetilfenol için 1 nA/µM olarak hesaplanmıĢtır. ÇalıĢmamızda, test
edilen her fenolik tür için yüksek r değerlerine sahip (0.99) geniĢ lineer ölçüm aralıkları elde
edilmiĢtir. CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodu fenol ve türevlerine yaklaĢık 2 saniyede
tepki vermiĢtir. CNT sayesinde polimerin elektriksel iletkenliği iyileĢtirilmiĢ, taĢıdığı
fonksiyonel grupları ve geniĢ yüzey alanı sayesinde daha çok miktarda enzim immobilizasyonu
sağlanmıĢtır. ÇalıĢma elektrodu 1 ay içinde 700 defa kullanılmıĢ ve kullanımdan sonra baĢlangıç
aktivitesinin %70‘ini korumuĢtur.
Anahtar Kelimeler: amperometrik biyosensör; karbon nanotüp; fenol türevleri; immobilize
horseradish peroksidaz; polipirol.
Semboller
CNT:
PPy:
HRP:
mV:
V:
Karbon nanotüp
Polipirol
Horseradish peroksidaz
Milivolt
Volt
A:
nA:
µM:
s:
Amper
Nanoamper
Mikromolar
Saniye
1. Giriş
Fenol ve türevleri petrokimya, boya, polimer, ilaç, kağıt, gıda gibi pek çok endüstrinin
atıksuyunda bol miktarda bulunmaktadır (Stanca ve diğ., 2003). Fenolik bileĢikler sulu
ortamlarda eser miktarda bulunduklarında bile su canlılarına ve insanlara toksik etki
yapabilmektedir (Gutés ve diğ., 2005). Bu nedenle fenolik bileĢiklerin sulu ortamlarda
izlenmesi ve miktarlarının tespiti oldukça önemlidir (Aránzazu ve diğ., 2005). Fenollerin
kantitatif analizi için kullanılan baĢlıca standart metotlar HPLC, elektrokimyasal kapiler
166
Ş. Korkut, B. Keskinler, E. Erhan
elektroforez, spektrofotometrik metot, gaz kromatografisi (ECD, FID), GC-MS teknikleridir.
Söz konusu tekniklerin çevre numunelerinde doğrudan kullanılmaları mümkün olmamaktadır.
Fenol bileĢiklerini içeren numuneler cihazlara alınmadan önce çeĢitli ekstraksiyon, temizleme
ve seyreltme aĢamalarından geçirilmektedir (Yu ve diğ., 2003). Bu iĢlemler zaman alıcı,
zahmetli ve duyarlı değildir. Sözkonusu bu dezavantajların ortadan kaldırılması amacıyla son
yıllarda geliĢtirilmekte olan biyosensör ölçüm sistemleri, ölçülmesi istenen analitin yerinde,
hızlı ve güvenilir ölçümünde son derece etkili olabilmiĢtir (Nistor ve diğ., 1999; Marko-Varga
ve diğ., 1995).
Biyosensörler; ölçümü istenen analit ile uygun bir biyoajan (biyomolekül) arasındaki
etkileĢimin dönüĢtürücüler yardımı ile elektrik sinyallerine çevrildiği ve bu sinyallerin
elektronik yöntemlerle analit konsantrasyonu cinsinden ifade edildiği analitik cihazlardır.
Biyosensör sistemleri genel olarak üç temel bileĢenden oluĢur. Bunlar; seçici tanıma
mekanizmasına sahip biyoajan, bu biyoajanın analit ile etkileĢimi sonucu oluĢan fizikokimyasal
sinyalleri elektronik sinyallere dönüĢtüren çevirici ve elektronik bölümler olarak sıralanabilir.
Bu ana elamanların en önemlisi analite karĢı son derece seçimli ve tersinir etkileĢmeye sahip
biyoajanlardır. Biyoajanlar; antikorlar, enzimler, mikroorganizmalar, organlar, bitki veya
hayvansal doku parçalarıdır. Biyoajanların elektrot yüzeyine immobilize edilmesiyle çalıĢma
elektrotları oluĢturulur. Immobilizasyon iĢleminde biyoajan amaca göre ya elektrot yüzeyine
direkt olarak ya da bir iletken polimer kullanılarak gerçekleĢtirilir. Immobilizasyon metodu,
biyoajanın ve kullanılan polimerin üzerindeki fonksiyonel gruplara bağlı olarak adsorpsiyon,
kovalent veya biyoajanı polimer içine hapsetme Ģeklinde değiĢiklik gösterebilir.
Fenol biyosensörlerinde yaygın olarak kullanılan baĢlıca 3 enzim; tyrosinaz, lakkaz ve HRP
enzimleridir. Fenol ve türevlerine yüksek afinite gösteren HRP enziminin fenolik bileĢik ile
elektrot yüzeyinde reaksiyonu iki basamakta gerçekleĢir; ilk olarak HRP hidrojen peroksit ile
reaksiyona girer ve yükseltgenir, ikinci aĢamada yükseltgenmiĢ olan HRP, fenol ile indirgenir,
fenol ise kaybettiği elektronu elektrottan alır. Enzimatik reaksiyon sonucu oluĢan fenoksi
radikallerinin elektrot yüzeyinde indirgenmesi sonucu oluĢan akım değiĢimleri biyosensörde
gözlenir. Bu akım değiĢimleri ortama eklenen fenolün konsantrasyonuyla orantılı olarak gerçekleĢir.
Bu çalıĢmada CNT/PPy/HRP biyokompozit film, altın elektrot yüzeyinde tek basamakta
sentezlenmiĢ ve bu çalıĢma elektrodunun 18 farklı fenoliğe verdiği tepki incelenmiĢtir. Deneyler
için optimum çalıĢma Ģartları belirlenmiĢ ve ölçümler için gerekli analitik hesaplamalar
yapılmıĢtır. Ayrıca, CNT‘nin biyosensör performansı üzerine etkisi incelenmiĢtir.
2.1. Kimyasallar ve Aparatlar
Deneysel çalıĢmalarda kullanılan kimyasallardan, Horseradish peroksidaz (E.C.1.11.1.7)
hidrojen peroksit (%30), lityum klorid, potasyum fosfat Merck‘den, fenol, ρ-benzokinon,
hidrokinon, 2,6-dimetoksifenol, 2-klorofenol, 3-klorofenol, 4-klorofenol, 2-aminofenol, 4methoksifenol, pyrokatekol, guaiakol (2-metoksifenol), m-kresol, o-kresol, p-kresol, katekol, 4asetamidofenol, pyrogallol, 2,4-dimetilfenol, pirol (%99) ve sodyum dodesil sülfat (SDS)
Sigma‘dan, Karbon nanotüp (CNT) Nanocs. Inc.‘den temin edilmiĢtir. Elektrokimyasal
ölçümler CHI Marka 800B Model bir potansiyostat kullanılarak yapılmıĢtır. Altın çalıĢma
elektrodu (2 mm çapında), Platin karĢıt elektrot ve Ag/AgCl (3M NaCl) referans elektrottan
oluĢan konvansiyonel üçlü elektrot sistemi CH Instruments firmasından temin edilmiĢtir.
Karbon nanotüp / Polipirol / Horseradish peroksidaz Çalışma Elektroduyla Hazırlanmış
Amperometrik Fenol Biyosensörünün Geliştirilmesi
167
2.2. CNT/Ppy/HRP Altın ÇalıĢma Elektrodunun Hazırlanması
Altın elektrot yüzeyi, kullanımdan once alüminyum tozları ile temizlenip, pürüzsüz hale
getirilmiĢ sonra saf su ile yıkanmıĢtır. CNT, Zhao ve diğ. (2002) tarafından geliĢtirilmiĢ asit
oksidatif metodu ile modifiye edilerek suda çözünebilir bir yapıya dönüĢtürülmüĢtür. Bu metoda
gore; 14 mg CNT, hacimsel olarak 9:1 oranında hazırlanmıĢ H2SO4/H202 karıĢımının 5 mL‘sine
eklenmiĢ ve 30 dakika karıĢtırılmıĢtır. Reaksiyondan sonra çözelti aynı H2SO4/H202 karıĢımı ile
20 mL‘ye tamamlanmıĢtır. Çözelti ultrasonik banyoda (Elma 460-H) 5 dakika sonike edildikten
sonra, saf su ile 1 L‘ye tamamlanmıĢ ve 0.45 µM por çaplı selüloz membrandan süzülmüĢtür.
Membranda tutulan CNT, pH değeri 7 olana kadar 10 mM‘lık NaOH çözeltisiyle yıkanmıĢ ve
son olarak saf sudan geçirilmiĢtir. CNT tartılmıĢ ve son konsantrasyonu 0.03 mg / L olacak
Ģekilde saf suda çözülmüĢtür. Çözelti 2 dakika sonike edilmiĢtir.
CNT/PPy/HRP biyokompozit film, altın elektrot yüzeyinde elektrokimyasal polimerizasyon ile
üçlü elektrot sistemi kullanılarak sentezlenmiĢtir. Polimerizasyon ortamı, 5 mL CNT çözeltisine
5 mL, 50 mM pH 6.5 sitrat tamponu eklenerek hazırlanmıĢtır. Bu ortama sırasıyla
konsantrasyonu 10 mM olacak Ģekilde pirol, 6 mg SDS ve 3 mg HRP eklenerek karıĢtırılmıĢtır.
Üçlü elektrot sistemi elektrokimyasal hücreye daldırılmıĢtır. 0 ile 1.2 V‘luk potansiyel
aralığında dönüĢümlü voltametri metodu kullanılarak elektrot yüzeyi kaplanmıĢtır.
2.3. Elektrokimyasal Ölçümler
Elektrokimyasal öçümler 0.7 mg/mL lityum klorid içeren 100 mM, pH 7 potasyum fosfat
tamponu ortamında kesikli olarak yapılmıĢtır. ÇalıĢma potansiyeli -50 mV‘a ayarlanmıĢ ve
reaksiyon ortamı sürekli olarak 600 rpm‘de karıĢtırılmıĢtır. Kararlı hal akımına ulaĢıldıktan
sonra 18 farklı fenol türü artan konsantrasyonlarda hücreye eklenerek elde edilen akım
değiĢimleri zamana karĢı izlenmiĢtir. Yapılan her ekleme sonucu değiĢen akım ekleme
konsantrasyonuna karĢı grafiğe geçirilerek her bir fenol türü için uygun kalibrasyon eğrileri
çıkarılmıĢ ve bu kalibrasyonlar kullanılarak ölçüm için analitik hesaplamalar yapılmıĢtır.
3. Bulgular ve Tartışma
3.1. ÇalıĢma Potansiyelinin Biyosensör Üzerine Etkisi
Enzimatik reaksiyonun elektrokimyasal olarak izlenmesi reaksiyon sonucu oluĢan fenoksi
radikallerinin elektrot üzerinde indirgenmesiyle sağlanır. Söz konusu indirgenme akımı yeterli
hidrojen peroksit varlığında reaksiyon ortamına eklenen fenoliğin konsantrasyonuyla orantılı
geliĢir. Farklı çalıĢma potansiyellerinde CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodunun 16 µM
hidrokinon eklemelerine olan tepkisi ġekil 1‘de gösterilmiĢtir. Ġndirgenme akımı 0 mV‘dan
itibaren -50 mV‘a kadar hızlı bir Ģekilde artmıĢ ve daha negatif potansiyellerde indirgenme
akımındaki bu artıĢın yavaĢladığı görülmüĢtür. Bu nedenle çalıĢma potansiyeli -50 mV
seçilmiĢtir. Hidrokinon dıĢındaki diğer fenolik türler için de aynı deneyler yapılmıĢ ve benzer
sonuçlara ulaĢılmıĢtır.
3.2. Optimum Hidrojen Peroksit Konsantrasyonunun Belirlenmesi
Hidrojen peroksit konsantrasyonu HRP katalizinde olan reaksiyonlar için, belli bir dozdan sonra
enzimin inaktivasyonuna neden olduğundan dolayı oldukça önemlidir (Rosatto ve diğ., 1999).
Fakat bu sorunla karĢılaĢmamak için ortama düĢük miktarda hidrojen peroksit eklemek ise
enzimatik reaksiyonu kısıtlayıcı olabilir. Bu nedenle optimum hidrojen peroksit
konsantrasyonunu bulmak için, sırasıyla 8-16-32 µM konsantrasyonlarında hidrojen peroksit
içeren ortamda fenol konsantrasyon aralığı 16-48-96-160 ve 240 µM olan kalibrasyon eğrileri
168
hazırlanmıĢtır (ġekil 2). En yüksek akım değiĢimleri ve ölçüm hassasiyeti 16 µM‘lık hidrojen
peroksit konsantrasyonunda elde edilmiĢtir. Bu değerden sonra kalibrasyon eğrilerinin
hassasiyeti düĢme eğilimi göstermiĢtir.
Akim / A
0,0
-3,0x10
-8
-6,0x10
-8
-9,0x10
-8
-1,2x10
-7
0
-20
-40
-60
-80
Potansiyel / mV
Şekil 1. ÇalıĢma potansiyelinin biyosensör üzerine etkisi.
Akim / A
0,0
-6,0x10
-8
-1,2x10
-7
-1,8x10
-7
-2,4x10
-7
-3,0x10
-7
-3,6x10
-7
0,00



0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
Fenol / mM
Şekil 2. Biyosensör için optimum hidrojen peroksit konsantrasyonunun belirlenmesi.
3.3. CNT/Ppy/HRP Biyokompozit Film Elektrodunun 18 Fenol Türüne Verdiği
Tepkinin Ġncelenmesi
18 fenol bileĢiği (fenol, katekol, p-benzokinon, m-kresol, o-kresol, p-kresol, guaiakol, 2,4dimetilfenol, 2,6-dimetoksifenol, 2-klorofenol, 3-klorofenol, 4-klorofenol, hidrokinon, 4asetamidofenol, pyrogallol, 4-metoksifenol, pyrokatekol, 2-aminofenol), pH 7.0, 100 mM
potasyum fosfat tamponunda hazırlanmıĢtır. Kesikli ortamda, sürekli olarak 600 rpm‘lik
karıĢtırma altında, -50 mV‘luk (vs. Ag/AgCl) çalıĢma potansiyelinde her bir fenol bileĢiği için
1.6 µM konsantrasyondan baĢlamak üzere düzenli olarak artan konsantrasyonlarda eklemeler
yapılmıĢ ve akım değiĢimleri gözlenmiĢtir. 2-klorofenol, 3-klorofenol, 4-klorofenol, 2,6-
169
dimetoksifenol bileĢikleri için elde edilmiĢ tipik amperometrik akım-zaman grafiği ġekil 3a‘da
gösterilmiĢtir. Amperometrik akım-zaman grafikleri kullanılarak her bir ekleme sonunda elde
edilen akım değiĢimleri ekleme konsantrasyonlarına karĢı grafiğe geçirilmiĢ ve söz konusu
fenolik türler için kalibrasyon eğrileri çıkartılmıĢtır (ġekil 3b). Farklı fenol türlerinin
kalibrasyonundan elde edilen analitik hesaplamalar Tablo 1‘de verilmiĢtir. r değeri kalibrasyon
eğrisi korelasyon katsayısıdır. Lineer aralık, ölçümün yapılabildiği konsantrasyon aralığını
verir. Hassasiyet değeri, bulunan lineer aralığın eğimini, belirleme limiti (LOD) ise ölçülebilen
en küçük konsantrasyon değerini verir. LOD, Hasebe ve diğ. (1975) tarafından verilen 3sb/m
kriterine gore hesaplanmıĢtır. Burada m; kalibrasyon eğrisindeki lineer aralığın eğimini, sb ise
aynı konsantrasyonların ard arda ölçümü sonucu hesaplanmıĢ standart sapma değerini verir.
Tablo 1‘den görüldüğü gibi test edilen fenoller arasında en düĢük LOD p-benzokinon için 0.027
µM, en yüksek LOD ise 2,4-dimetilfenol için 27.9 µM olarak hesaplanmıĢtır. Literatürde farklı
fenol biyosensörleri için hesaplanmıĢ LOD değerleri 0.00003-346 µM aralığında değiĢim
göstermektedir (Fan ve diğ., 2007; Carrelero ve diğ., 2006).
Akim / A
0,0
-6,0x10
-8
-1,2x10
-7
ab
3-klorofenol 2-klorofenol 2,6-dimetoksifenol
4-klorofenol
-1,8x10
-7
-2,4x10
-7
0
200
400
600
800
1000
Süre / s
Akim / A
0,0
-6,0x10
-8
-1,2x10
-7
-1,8x10
-7
-2,4x10
-7
-3,0x10
-7
2,6-dimetoksifenol
2-klorofenol
3-klorofenol
4-klorofenol
0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07
Konsantrasyon / mM
Şekil 3. Akım-zaman grafikleri (a), akım-zaman grafiklerinden hazırlanan kalibrasyon eğrileri
170
Ölçüm hassasiyeti genel olarak enzimin analite ilgisine, kullanılan iletken polimerin çeĢidine,
enzim immobilizasyon metoduna, iletkenliğe ve enzimatik reaksiyonla oluĢan fenoksi
radikallerinin stabilitesine bağlıdır (Marko-Varga ve diğ., 1995). ÇalıĢmada en yüksek ölçüm
hassasiyeti 4-metoksifenol ve 2-aminofenol için sırasıyla 50 ve 40 nA/µM, en düĢük ölçüm
hassasiyeti ise fenol, pyrogallol ve 2,4-dimetilfenol için 1 nA/µM olarak hesaplanmıĢtır.
Literatürde farklı fenol biyosensörleri için hesaplanmıĢ hassasiyet değerleri 0.011-746 nA/μM
aralığında değiĢim göstermektedir (Li ve diğ., 2006; Chang ve diğ., 2002). CNT/PPy/HRP
biyokompozit film elektrodu o-kresol bileĢiğine tepki vermemiĢtir. CNT/PPy/HRP
biyokompozit film elektrodu fenol ve türevlerine yaklaĢık 2 saniyede tepki vermiĢtir ki bu
değer literatürde verilen cevap sürelerine gore (5-35 s) oldukça düĢüktür (Tsai ve diğ., 2007;
Rajesh ve diğ., 2004; Yu ve diğ., 2003). ÇalıĢma elektrodu 1 ay içinde 700 defa kullanılmıĢ ve
kullanımdan sonra baĢlangıç aktivitesinin %70‘ini korumuĢtur.
Koile ve diğ. (1979), yüksek konsantrasyonlardaki fenol eklemelerinde lineerliğin bozulmasını
reaksiyon ürünlerinin yüzeyi yavaĢça kaplamasına bağlamıĢtır. Literatürde, CNT tabanlı çalıĢma
elektrotlarının elektrokatalitik aktiviteyi arttırdığı ve CNT sayesinde yüzeyin reaksiyon
ürünleriyle kaplanmasının minimize edildiği rapor edilmiĢtir (Tsai ve diğ., 2007).
ÇalıĢmamızda, test edilen her fenolik tür için yüksek r değerlerine sahip (0.99) geniĢ lineer
aralıklar elde edilmiĢtir. ÇalıĢmada, CNT‘nin polipirol yapısına katılması elektrokatalitik
aktiviteyi artırmıĢtır.
Tablo 1. CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodunda farklı fenol türlerinin
ölçümünde analitik hesaplamalar.
Fenolik tür
r
Hassasiyet
(nA/µM)
Lineer aralık
(µM)
LOD
(µM)
fenol
p-benzokinon
hidrokinon
2,6-dimetoksifenol
2-klorofenol
3-klorofenol
4-klorofenol
2-aminofenol
4-metoksifenol
pyrokatekol
guaiacol
m-kresol
o-kresol
p-kresol
katekol
4-asetamidofenol
pyrogallol
2,4-dimetilfenol
0.99
0.99
0.99
0.99
0.99
0.99
0.99
0.99
0.99
0.99
0.98
0.99
1
3
8
7
8
6
8
40
50
8
9
9
3.52
0.027
6.42
0.29
0.26
0.2
0.3
1.53
1.06
6.27
0.3
1.5
±8.87
±18
±0.81
±0.71
±0.46
±0.84
±24
±21
±21
±0.89
±1.25
0.98
0.98
0.99
0.98
0.98
5
2
3
1
1
16-144
0.02-0.16
16-240
1.6-19.2
1.6-8
1.6-12.8
1.6-14.4
8-60.8
1.6-81.6
1.6-446.4
1.6-9.6
8-20.8
tepki yok
128-832
1.6-8
1.6-16
1.6-22.4
64-240
24
0.93
1.11
1.24
27.9
±1.1
±6.75
±1.18
±0.49
±0.97
Standart
sapma
(nA)
CNT‘nin biyosensör performansı üzerine etkisini daha iyi anlayabilmek için PPy/HRP biyofilmi
altın elektrot yüzeyinde sentezlenmiĢtir. Elde edilen CNT‘siz çalıĢma elektrodu üçlü elektrot
sisteminde kullanılmıĢ ve ortama 16 μM‘dan baĢlayarak artan konsantrasyonlarda hidrokinon
eklemeleri yapılmıĢtır. Aynı deney CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodu kullanılarak
yapılmıĢ ve sonuçlar birbiriyle kıyaslanmıĢtır (ġekil 4). PPy/HRP biyofilm elektrodundan, artan
konsantrasyonlarda yapılan hidrokinon eklemeleri sonucu elde edilen akım değiĢimleri
171
CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektroduna nazaran oldukça küçük çıkmıĢtır. Üstelik her iki
elektrotta immobilize edilmiĢ HRP miktarı tayin edilmiĢ, CNT/PPy/HRP biyokompozit film
elektrodu ve PPy/HRP biyofilm elektrodundaki HRP miktarları sırasıyla 6.1 ve 2.7 μg
bulunmuĢtur. Bağlanan enzim miktarı bakımından CNT‘li elektrot taĢıdığı fonksiyonel –NH2 ve
–COOH grupları ve geniĢ yüzey alanı sayesinde çalıĢma elektroduna yaklaĢık 2 kat enzim
bağlamıĢtır. Ġmmobilize enzim miktarı Vojinovic ve diğ. (2004) tarafından verilen enzim
aktivite tayini ile belirlenmiĢtir.
0,0
a
Akim / A
-7
-2,0x10
b
-7
-4,0x10
-7
-6,0x10
0
100
200
300
400
500
600
700
Süre / s
Şekil 4. 16 µM‘dan baĢlayarak artan hidrokinon eklemelerinde akım-zaman eğrileri;
PPy/HRP biyofilm elektrodu (a), CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodu. (b).
4. Sonuçlar
CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodunun 18 farklı fenol türüne tepkisi incelenmiĢ ve
ölçüm için gerekli analitik hesaplamalar yapılmıĢtır. Biyosensör, test edilen her bir fenol
türünün ölçümünde uygun hassasiyet değeri, düĢük belirleme limiti, geniĢ lineer aralık, hızlı
cevap süresi ve güvenilir aralıkta ölçüm stabilitesi göstermiĢtir. CNT‘nin elektron transferini
hızlandırıcı etkisi olduğu ve daha fazla miktarda enzim immobilizasyonuna olanak sağladığı
sonucuna varılmıĢtır. 1 ay boyunca yapılan 700 ölçüm sonunda aktivitesi baĢlangıç aktivitesinin
%70‘ini korumuĢtur.
Kaynaklar
Stanca, S. E., Popescu, I. C., Oniciu, L. (2003). Biosensors for phenol derivatives using biochemical signal
amplification. Talanta, 61, 501-507.
Gutés, A., Céspedes, F., Alegret, S., del Valle M. (2005). Determination of phenolic compounds by a polyphenol
oxidase amperometric biosensor and artificial neural network analysis. Biosensors and Bioelectronics, 20, 16681673.
Aránzazu Heras, M., Lupu, S., Pigani, L., Pirvu, C., Seeber, R., Terzi, F., Zanardi, C. (2005). A poly(3,4ethylenedioxythiophene)-poly(styrene sulphonate) composite electrode coating in the electrooxidation of phenol.
Electrochimica Acta, 50, 1685-1691.
Yu, J., Liu, S., Ju, H. (2003). Mediator-free phenol sensor based on titania sol–gel encapsulation matrix for
immobilization of tyrosinase by a vapor deposition method. Biosensors and Bioelectronics, 19, 509-514.
172
Nistor, C., Emneus, J., Gorton, L., A. Ciucu. (1999). Improved stability and altered selectivity of tyrosinase based
graphite electrodes for detection of phenolic compounds. Anal. Chim. Acta, 387, 309–326.
Makro-Varga, Emnneus, M. J., Gorton, L., Ruzgas, T. (1995). Development of enzyme based amperometric sensors
for the determination of phenolic compounds. Trends Anal. Chem., 14, 319–328.
Zhao, W., Song, C., Pehrsson, P. (2002). Water-soluble and optically pH-sensitive single-walled carbon nanotubes
from surface modification. J. Am. Chem. Soc., 124, 12418-12419.
Rosatto, S. S., Kubota, L. T., Oliveira Neto, G. (1999). Biosensor for phenol based on the direct electron transfer
blocking of peroxidase immobilising on silica-titanium. Anal. Chim. Acta, 390, 65-72.
Hasebe, K., Osteryoung, J. (1975). Differential pulse polarographic determination of some carcinogenic nitrosamines.
Anal. Chem., 47, 2412-2418.
Koile, R., Johnson, D. (1979). Electrochemical removal of phenolic films from a platinum anode. Anal. Chem., 51,
741–744.
Tsai, Y. C., Cheng-Chiu, C. (2007). Amperometric biosensors based on multiwalled carbon nanotube-nafiontyrosinase nanobiocomposites for the determinations of phenolic compounds. Sens. Actuators B: Chem., 125, 1016.
Vojinovic, V., Azevedo, A. M., Martins, V. C. B., Cabral, J. M. S., Gibson, T. D., Fonseca, L. P. (2004). J. Mol.
Catal. B: Enzym., 28, 129-135.
Rajesh, Takashima, W., Kaneto, K. (2004). Amperometric phenol biosensor based on covalent immobilization of
tyrosinase onto an electrochemically prepared novel copolymer poly(N-3-aminopropyl pyrrole-co-pyrrole) film.
Sens. Actuators B: Chem., 102, 271-277.
Chang, S. C., Rawson, K., McNeil, C. J. (2002). Disposable tyrosinase-peroxidase bi-enzyme sensor for
amperometric detection of phenols. Biosens. Bioelectron., 17, 1015-1023.
Yu, J., Liu, S., Ju, H. (2003). Mediator-free phenol sensor based on titania sol_/gel encapsulation matrix for
immobilization of tyrosinase by a vapor deposition method. Biosens. Bioelectron., 19, 509-514.
Li, Y. F., Liu, Z. M., Liu, Y. L., Yang, Y. H., Shen, G. L., Yu, R. Q. (2006). Amediator-free phenol biosensor based
on immobilizing tyrosinase to ZnO nanoparticles. Anal. Biochem., 349, 33-36.
Fan, Q., Shan, D., Xue, H., He, Y., Cosnier, S. (2007). Amperometric phenol biosensor based on laponite claychitosan nanocomposite matrix. Biosens. Bioelectron., 22, 816-821.
Carrelero, V., Mena, M. L., Gonzales-Cortes, Yanez-Sedeno, A.P., Pingarron, J. M. (2006). Development of a high
analytical performance-tyrosinase biosensor based on a composite graphite-teflon electrode modified with gold
nanoparticles. Biosens. Bioelectron., 22, 730-736.
11-13 Haziran 2008
Alüminyum Yüzey Hazırlama Prosesinden Oluşan Atıksuların
Koagülant Olarak Kullanılabilirliliği
Nusret Karakaya1, Yalçın Güneş2 ve Sinan Yatkın2
1
2
A. İzzet Baysal Üniversitesi, Mimarlık Mühendislik Fakültesi, Gölköy Kampusu,14280, Bolu.
NKU, Çorlu Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 59850, Tekirdağ.
Öz Alüminyum yüzey iĢleme prosesi öncesinde, yüzeyi hazırlamak amacıyla, yüzey öniĢlemleri
(yüzey hazırlama) uygulanmaktadır. Yüzey mekanik veya kimyasal yöntemler ile
hazırlanmaktadır. Mat yüzey elde etmek için kullanılan kostikleme prosesinde alüminyum
konsantrasyonu oldukça yüksek bir atıksu oluĢmaktadır. Bu çalıĢmada yüksek
konsantrasyonlarda alüminyum içeren kostikleme prosesi atıksuyunun (KPA) koagülant olarak
kullanılıp kullanılmayacağı araĢtırılmıĢtır. Söz konusu çalıĢma Çorlu Deri Organize Sanayi
Bölgesine ait atıksular kullanılarak yapılmıĢtır. Ayrıca kostikleme prosesi atıksuları karakterize
edilmiĢtir. Hem kostikleme prosesi atık suları ile hem de alum kullanılarak jar testler
yürütülmüĢtür. Elde edilen ilk sonuçlar söz konusu proses atıksularının koagülant olarak
kullanılabileceğini ortaya koymaktadır. Sonuçların değerlendirilmesinde KOĠ, AKM ve
Bulanıklık parametreleri kullanılmıĢtır.
Anahtar Kelimeler deri organize bölgesi atıksuyu; koagülant; jar test; alum; kostikleme
prosesi atıksuyu
1. Giriş
PıhtılaĢtırma ve yumaklaĢtırma iĢlemi su ve atıksuların arıtılmasında kullanılan temel
uygulamalardan biridir. PıhtılaĢtırma-yumaklaĢtırma iĢleminde genellikle alüminyum ve demir
tuzları ile sentetik polimerler koagülant olarak kullanılmaktadır (ġengül ve diğ., 1995). Bununla
birlikte literatürde bazı endüstriyel atıkların koagülant olarak kullanılması ile ilgili çalıĢmalar
mevcuttur. Kayranlı (2001) tekstil endüstrisi, Kalat (2002) ise yağ endüstrisi atıksularının
arıtılmasında, içmesuyu arıtma tesis çamurlarının alternatif koagülant olarak kullanılabileceğini
göstermiĢtir. Sarı ve diğ. (2002) ise termik santral küllerinin evsel atıksuların fizikokimyasal
arıtımında alternatif koagülant olarak kullanılabilirliğini araĢtırmıĢtır. AraĢtırmadan elde edilen
sonuçlar; kalsiyum içeriği yüksek olan Yeniköy ve AfĢin-Elbistan termik santrali uçucu
küllerinin, KOĠ ve BOĠ5 gideriminde alüminyum sülfat ve demir klorüre göre daha etkin, AKM
ve bulanıklık gideriminde ise onlar kadar etkinliğe sahip olduğunu göstermektedir. Yine Bayat
ve diğ., (2005) cam sanayi atıklarının uçucu kül ile koagülasyonunu araĢtırmıĢ ve söz konusu
uçucu külün alum yerine kullanılabileceği sonucuna varmıĢlardır.
Kostikleme prosesi atıksularının koagülant olarak kullanıldığı bir çalıĢmaya ise literatürde
rastlanmamıĢtır. Alüminyum eloksal kaplama tesisi kostikleme prosesi atıksularının (KPA),
kimyasal arıtma iĢleminde alternatif koagülant madde kaynağı olarak kullanılabilirliği
araĢtırılarak ortaya çıkartılması, kaynakların verimli bir Ģekilde kullanılması açısından önemli
olanaklar sağlayabilir. Bu nedenle bu çalıĢmada kostikleme prosesi atıksuyunun koagülant
174
N. Karakaya, Y. Güneş ve S. Yatkın
olarak kullanılıp kullanılmayacağı araĢtırılmıĢtır. Söz konusu çalıĢma Çorlu Deri Organize
Sanayi Bölgesine ait atıksular kullanılarak yapılmıĢtır. Ayrıca kostikleme prosesi atıksuları
karakterize edilmiĢtir. Hem kostikleme prosesi atıksuları hem de alum kullanılarak jar testler
yürütülmüĢtür. Elde edilen sonuçlar, söz konusu proses atıksularının koagülant olarak
kullanılabileceğini ortaya koymaktadır. Sonuçların değerlendirilmesinde KOĠ, AKM ve
Bulanıklık parametreleri kullanılmıĢtır.
Çorlu Deri Organize Sanayi Bölgesinde 118 adet Deri Fabrikası, yıllık 25.000.000 küçükbaĢ,
50.000 ton büyükbaĢ hayvan derisi iĢleme kapasitesiyle Türkiye‘deki deri üretiminin %37 sini
gerçekleĢtirmektedir. 2007 yılında faaliyete geçen 36.000 m3/gün kapasiteli atıksu arıtma tesisi 4
ana kısımdan oluĢmaktadır:
1.
Fiziksel arıtma: kaba/ince ızgara, terfi istasyonu, kum/yağ tutucu ve dengeleme havuzu
2.
Kimyasal arıtma: hızlı/yavaĢ karıĢtırma havuzları, çöktürme havuzları
3.
Biyolojik arıtma: denitrifikasyon havuzları, havalandırma havuzları, çöktürme
havuzları
4.
Çamur susuzlaĢtırma üniteleri: çamur karıĢtırma ve yoğunlaĢtırma havuzları ve belt
filtreler.
Çorlu Deri Organize Sanayi Bölgesi atıksuyunun genel karakteri için uzun süreli bir izleme
çalıĢması yürütülmemiĢ, söz konusu veriler Bölge Müdürlüğü‘nden temin edilmiĢtir. Buna
karĢılık kimyasal arıtma çalıĢmalarında kullanılmak üzere arıtma tesisinin dengeleme
havuzundan iki farklı zamanda numune alınmıĢtır. Alınan numunelerde KOĠ, AKM ve
Bulanıklık ölçümleri yapılmıĢtır.
Alüminyum endüstrisinin ilk iĢlemlerinden birisi, yüzey öniĢlemleridir (yüzey hazırlama). Bu
iĢlemle yüzeyin dekoratif görünümü değiĢtirilmekte ve sonraki üretim aĢamaları için yüzeyin
tutunma kabiliyeti geliĢtirilmektedir. Alüminyum profillere uygulanan iĢlemlerden birisi olan
eloksal (anodik oksidasyon) öncesi yüzeyin hazırlanması büyük önem taĢımaktadır. Yüzey
mekanik veya kimyasal yöntemlerle hazırlanabilmektedir. Mat yüzey elde etmek için sodyum
hidroksit içeren çözeltilerde dağlama (kostikleme) yapılırken, parlak yüzey elde etmek için asitli
çözeltilere kimyasal daldırma veya elektrokimyasal parlatma metotları kullanılmaktadır.
Kimyasal öniĢlemler, birkaç etaptan oluĢmaktadır. MatlaĢtırmaya yönelik kostikleme veya
parlatma iĢlemlerinden önce yüzey, aĢındırıcı etkisi bulunmayan bir madde ile
temizlenmektedir. Kostikleme veya parlatma iĢlemini ise, yüzeyde oluĢacak reaksiyon
kalıntılarını gidermeye yönelik, asitle temizleme takip etmektedir. Kostikleme iĢleminden çıkan
atıksu yüksek konsantrasyonlarda alüminyum içermektedir. Kostikleme prosesi atıksuyunu
karakterize etmek için, atıksuların toplandığı depodan bir numune alınmıĢtır. Alınan numunede
KOĠ, TOK, AKM, bulanıklık, pH, As, Al, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mg, Mn, Ni, Pb, Sb, Sn, Sr, Tl,
V, Zn, Cl-, NO3-, SO4-2 ve F- analizleri yapılmıĢtır. Numunenin Al içeriğinin belirlenmesi
amacıyla, deiyonize su kullanılarak 1000 kat seyreltme yapılmıĢtır. Örneğin pH değeri yüksek
saflıkta HNO3 kullanılarak 2,5 olarak ayarlanmıĢtır. Diğer elementlerin tayini için ise herhangi
bir seyreltme iĢlemi yapılmamıĢtır. Örnek süzülerek aynı pH değerine ayarlanmıĢtır.
Numunenin iyon deriĢimlerinin belirlenmesi için süzme iĢlemi ise 0,20 µm PTFE Minisart
SRP 15 filtre kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. TOK ölçümü için süzme yapılmamıĢtır.
Tüm ölçümler Standart Metotlara göre yapılmıĢtır (APHA, 1998). Element analizleri (As, Al,
Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mg, Mn, Ni, Pb, Sb, Sn, Sr, Tl, V, Zn) Ġndüktif EĢleĢmiĢ Plazma-Optik
Alüminyum Yüzey Hazırlama Prosesinden Oluşan Atıksuların Koagülant Olarak Kullanılabilirliliği
175
Emisyon Spektrometresi (Perkin Elmer Inc., Optima 2100 DV), iyon analizleri (Cl-, NO3-, SO4-2,
F-) Ġyon Kromotografisi (Dionex, ICS-3000) ve TOK analizi ise SHIMADZU TOC-V CPN
kullanılarak yapılmıĢtır. Analizlerde 5 noktalı kalibrasyon eğrileri kullanılmıĢtır (r 2>0,99).
Bulanıklık ölçümü DRT-15CE marka Turbidimetre ile pH ölçümleri ise WTW-315i marka pH
Metre ile yapılmıĢtır.
PıhtılaĢtırma-yumaklaĢtırma uygulaması için laboratuar ölçekli bir Jar-Test ekipmanı
kullanılmıĢtır. Koagülant olarak % 10‘luk Al2(SO4)3.7H2O kullanılmıĢ; numuneler 2 dakika
hızlı, % 0,1‘lik 1 ml anyonik polielektrolit eĢliğinde 15 dakika yavaĢ karıĢtırıldıktan sonra 30
dakika çökelmeye bırakılmıĢlardır. pH ayarlaması için % 10‘luk kireç çözeltisi kullanılmıĢtır.
Üst sudan alınan numunelerde KOĠ, AKM ve bulanıklık ölçümleri yapılarak en uygun
koagülant dozu ve pH tespit edilmiĢtir. Daha sonra en uygun doz ve pH‘da, Al 2(SO4)3.7H2O
yerine KPA kullanılarak deneyler tekrarlanmıĢtır.
3. Sonuçlar ve Değerlendirme
Çorlu Deri Organize Sanayi Bölgesi atıksu artıma tesisine gelen atıksuların karakteristik
özellikleri, diğer bölgelerde bulunan deri organize sanayi bölgesi atıksuları ile birlikte
karĢılaĢtırmalı olarak Tablo 1‘de verilmiĢtir. Kostikleme prosesi atıksu karakteri Tablo 2‘de, bu
çalıĢmada kullanılan deri organize sanayi bölgesi atıksuyunun özellikleri ise Tablo 3‘de verilmiĢtir.
Tablo 1. Çorlu deri organize sanayi bölgesi atıksuyunun karakteri.
Parametre
Birim
Değer
KOĠ (mg/l)
mg/l
2500-4000
AKM (mg/l)
mg/l
1000-2000
Toplam Krom (mg/l)
mg/l
85-100
Sülfür (mg/l)
mg/l
45-65
Yağ-gres (mg/l)
mg/l
50-60
TKN (mg/l)
mg/l
60-70
Amonyum Azotu (mg/l)
mg/l
40-50
pH
4-6
Tablo 2. Kostikleme prosesi atıksuyunun karakteri.
Parametre
Birim
KOĠ
mg/l
TOC
mg/l
AKM
mg/l
As
mg/l
Al
mg/l
Cd
mg/l
Co
mg/l
Cr
mg/l
Cu
mg/l
Fe
mg/l
Mg
mg/l
Mn
mg/l
Ni
mg/l
* Ölçülemedi.
Değer
520
430
30
*
12640
*
0,05
0,1
*
1,0
0,85
*
*
176
Tablo 2. Kostikleme prosesi atıksuyunun karakteri (devam).
Parametre
Pb
Sb
Sn
Sr
Tl
V
Zn
ClNO3SO4-2
FBulanıklık
pH
Birim
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
NTU
-
Değer
*
0,1
0,4
0,04
0,1
0,48
0,04
447
252
125
*
13
12,5
* Ölçülemedi.
Tablo 3. ÇalıĢmada kullanılan atıksuyunun karakteri.
Parametre
Atıksu Arıtma Tesisine Giriş
1. Numune
2.Numune
KOĠ (mg/L)
3250
2755
AKM (mg/L)
1570
1200
Bulanıklık (NTU)
1150
1060
Alum ile yürütülen jar testlerden elde edilen optimum doz ve pH sonuçları Tablo 4‘de
verilmiĢtir. Elde edilen sonuçlar tesisin iĢletme Ģartları ile uyumludur. Hali hazırda tesiste bir
litre atıksu için 55-80 mg Al+3 kullanılmaktadır. Optimum pH ise 7-7.5 arasında değiĢmektedir.
Tablo 4. Alum ile yürütülen jar testlerden elde edilen optimum doz ve pH sonuçları.
Al+3 Dozu
pH KOİ Giderim AKM Giderim Bulanıklık Giderim
(mg/L)
Verimi (%)
Verimi (%)
Verimi (%)
70
7.5
63
96
96
1. Numune
55
7.0
62
96
97
2. Numune
En uygun doz ve pH‘da, Alum yerine KPA kullanılarak elde edilen giderme verimleri ise
karĢılaĢtırmalı olarak Tablo 5‘de verilmiĢtir.
Tablo 5. Alum yerine KPA kullanılması durumunda elde edilen giderim verimleri.
Parametre
1. Numune
2. Numune
Alum (%)
KPA (%)
Alum (%)
KPA (%)
KOĠ (mg/L)
63
60
62
59
AKM (mg/L)
96
90
96
91
Bulanıklık (NTU)
96
95
97
95
Çorlu Deri Organize Sanayi atıksularının pıhtılaĢtırma-yumaklaĢtırma iĢlemi ile arıtımında,
koagülant olarak ticari kullanımı yaygın olan alüminyum sülfat yerine kostikleme prosesi
atıksularının koagülant olarak kullanılmasının mümkün olup olmadığının araĢtırıldığı bu
çalıĢmada elde edilen sonuçlar çerçevesinde aĢağıdaki değerlendirmeleri yapmak mümkündür:
Alüminyum Yüzey Hazırlama Prosesinden Oluşan Atıksuların Koagülant Olarak Kullanılabilirliliği
177

Elde edilen sonuçlar deri organize sanayi bölgesi atıksularının kimyasal arıtımında
alüminyum sülfat yerine yüksek konsantrasyonlarda alüminyum içeren kostikleme prosesi
atıksularının kullanılabileceğini göstermektedir. KOĠ, AKM ve bulanıklık gideriminde
kostikleme prosesi atıksularının en az alüminyum sülfat kadar etkin olduğunu
görülmektedir.

Özellikle yüksek atıksu debisine sahip ve kimyasal çöktürme esasına dayalı proseslerin yer
aldığı arıtma tesislerinin iĢletme maliyetlerini, baĢka bir endüstrinin atığının kullanılarak
azaltılması olanağının ortaya çıkması çalıĢmanın en önemli sonuçlarından birisidir.
Kostikleme prosesi atıksularının söz konusu tesiste koagülant madde olarak kullanılması
durumunda alüminyum sülfat için harcanan para iĢletmede kalacaktır. Ayrıca kostikleme
prosesi atıksularının arıtılması için yapılacak masraflar ortadan kalkacaktır.

Arıtılarak deĢarj edilmesi gereken bir atıksuyun, alternatif bir koagülant kaynağı olarak
kullanılabilmesi atıksuların geri kazanılarak yeniden kullanılması konusundaki algımızda
bir değiĢikliğe yol açabilir. Bugüne kadar atıksuların geri kazanılarak yeniden
kullanılmasından söz edildiği zaman atıksuyun birçok arıtma prosesinden geçirilerek
yeniden kullanılabilir hale getirilmesi anlaĢılmaktadır. Oysa ele aldığımız örnekte
atıksuyun doğrudan yeniden kullanılması söz konusudur. Atıksuyun yeniden kullanılması
için herhangi bir arıtma iĢlemine, bu örnekte görüldüğü gibi gerek yoktur.
Bununla birlikte aĢağıda sıralanan hususları içerecek Ģekilde çalıĢmanın geniĢletilmesi
gereklidir:

ÇalıĢma iki farklı tarihte alınan numuneler ile yürütülmüĢtür ve sadece KOĠ, AKM ve
Bulanıklık giderim verimleri incelenmiĢtir. Diğer önemli parametrelerin (Toplam Krom,
Krom ve TKN) giderim verimlerinin de belirlenmesi gerekmektedir. Ayrıca çalıĢma farklı
endüstrilere ait atıksular kullanılarak tekrarlanmalıdır. Bu çalıĢmada alum ve KPA bir arada
kullanılmamıĢtır. Alum ve KPA‘nın karıĢtırılarak kullanılması durumunda elde edilen
sonuçların ne olacağı da araĢtırılmalıdır.

Kostikleme prosesi atıksuları bir defa alınan numune ile karakterize edilmiĢtir. Söz konusu
atıksuyu karakterize etmek için alınan numune sayısı arttırılarak gümüĢ, cıva, toplam
siyanür, nitrit azotu, yağ-gres, sülfür ile aktif klor parametreleri de izleme çalıĢmasına dahil
edilmelidir.

Bir endüstriyel tesisten kaynaklanan atıksuyun, bir baĢka endüstriyel tesisten alınan
atıksular ile arıtılıp arıtılmayacağı konusu yasal açıdan ele alınarak incelenmelidir.

KPA‘nın kullanılması durumunda oluĢan çamurun özelliklerinin araĢtırılması gereklidir.
Kaynaklar
APHA, (1998). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20 th Edition, Washington D.C.
Bayat, O., Bayat, B., Vapur, H., Arslan, V., Uçurum M., (2005). Cam Sanayi Atıklarının Uçucu Kül ile
Koagülasyonu, Madencilik, 44 (3), 19-24.
Kalat, D., (2002). Yağ Sanayi Atıksularının Arıtılmasında Ġçmesuyu Arıtma Tesisi Çamurlarının Koagülant Olarak
Kullanılması, YayımlanmıĢ Yüksek Lisans Tezi, Çukurova Üniversitesi Fen Bilimler Enstitüsü, Adana.
Kayranlı, B., (2001). Ġçmesuyu Arıtma Tesisi Çamurlarının Tekstil Endüstrisi Atıksularının Arıtılmasında Koagülant
Olarak Kullanımı, YayımlanmıĢ Yüksek Lisans Tezi, Çukurova Üniversitesi Fen Bilimler Enstitüsü, Adana.
Sarı B., Bayat, B., (2002). Evsel Atıksuların Fizikokimyasal Arıtımında Uçucu Külün Koagülant Olarak Kullanım
Olanakları, Turkish J. Eng. Env. Sci., 26, 65-74.
178
ġengül F., ve Küçükgül, E.Y., (1995). Çevre Mühendisliğinde Fiziksel Kimyasal Temel ĠĢlemler ve Süreçler, DEÜ
Mühendislik Fakültesi Basımevi, Ġzmir, 165 s.
11-13 Haziran 2008
İndigo Boyama Atıksularının Koagülasyon ve Membran
Filtrasyon ile Arıtımı
Meltem Ünlü, Hande Yükseler ve Ülkü Yetiş
Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06531, Ankara.
Öz Mevcut çalıĢmada denim üreten bir tekstil fabrikasına ait indigo boyama yıkama
atıksularının yeniden kullanabilirliği araĢtırılmıĢtır. Tekstil endüstrisine ait geri kullanım
kriterlerini sağlamak amacıyla nanofiltrasyon (NF) tekniğinin çalıĢılmasına karar verilmiĢtir.
Membranın tıkanmasını azaltmak ya da membran filtrasyon performansını artırmak amacıyla
fizikokimyasal önarıtım prosesleri test edilmiĢtir. Önaritım alternatifleri olarak koagülasyon ve
filtrasyon prosesleri seçilmiĢtir ve fabrikadan sağlanan gerçek boyama yıkama atıksuyuna
uygulanmıĢtır. Tekstil endüstrisi için geri kullanım kriterlerini sağlayan bir çıkıĢ suyu elde
etmek için hem fizikokimyasal önarıtım alternatifleri hem de nanofiltrasyon tekniği optimize
edilmiĢtir. Koagülasyon prosesi alum ve demir koagülanları kullanılarak, bir dizi jar testi
çalıĢılarak araĢtırılmıĢtır. Alternatif olarak mikrofiltrasyon (MF) çalıĢmaları 0.45, 2.5 ve 8 µm
gözenek çaplı filtre kağıtları kullanılarak yapılmıĢtır. Sonuçlar yüksek dozlarda koagülan
gereksinimi nedeniyle koagülasyon prosesinin etkili ve verimli bir önarıtım sağlamadığını
göstermiĢtir. 0.45 µm gözenek çaplı membran aracılığı ile yapılan MF, süzüntü suyunda 2493
Pt-Co ve 892 mg/L KOĠ ile sonuçlanan %64 renk giderimi ve %29 KOĠ giderimi sağlamıĢtır.
Bundan baĢka MF‘ten sonra uygulanan ultrafiltrasyon (UF), 960 Pt-Co ve 856 mg/L KOĠ ile
sonuçlanan, MF‘e ilave olarak %62 renk ve %4 KOĠ giderimleri göstermiĢtir. Bu yüzden MF ve
UF‘in ardıĢık uygulaması ve sadece MF uygulaması NF uygulamasından önce etkili önarıtım
seçenekleri olarak tespit edilmiĢtir. Sadece MF ile önarıtıma tabi tutulan atıksu ile yürütülen NF
deneyleri 15 Pt-Co ve 20 mg/L KOĠ ile sonuçlanan %99 renk ve %97 KOĠ giderimleri
sağlamıĢtır ve bu yüzden çalıĢılan tekstil fabrikasına ait boyama yıkama atıksularının geri
kullanımı için optimum arıtım Ģeması olarak belirlenmiĢ ve geri kullanım kriterleri sağlanmıĢtır.
Anahtar Kelimeler Koagülasyon, Membran Filtrasyonu, Tekstil Endüstrisi, İndigo, Boyama
Yıkama Atıksuyu
1. Giriş
Tekstil endüstrisi çok çeĢitli proseslerin uygulandığı su yoğun bir endüstri olarak bilinmektedir.
Boyama prosesi atıksuları yüksek dozda uygulanan organic boyalar, kimyasallar nedeniyle
çevresel açıdan büyük risk taĢımaktadır. Genellikle tekstil üretiminde kullanılan suyun büyük
bir bölümünü oluĢturan boyama proses suyu iĢlem sonrasında yüksek dozda KOĠ, çözünmüĢ ve
askıda ve renk içermektedir. Konvansiyonel veya ileri arıtım tekniklerinde dahi renk giderimi
problemlere neden olmaktadır. Bu nedenle yeni arıtım tekniklerine ya da uygun arıtım
tekniklerinin kombinasyonlarına ihtiyaç duyulmaktadır. Bu çalıĢmada suyun boyama prosesinde
yeniden kullanılması hedefiyle, bir alternatif arıtım metodu olarak fiziksel-kimyasal ön arıtım ve
membran filtrasyon prosesi ile arıtım optimizasyonu çalıĢmalarının sonuçlarına yer
verilmektedir. ÇalıĢmanın amacı indigo boyama yıkama atıksularına özel optimum arıtım
180
M. Ünlü, H. Yükseler, Ü. Yetiş
tekniklerini bularak arıtılmıĢ atıksuyun karakteristiklerini geri kullanım kriterlerinin seviyesine
indirerek boyama yıkama atıksularını proseste tekrar kullanabilmektir. Literatürde tekstil
atıksuları için çok sayıda geri kullanım kriterleri verilmektedir. Tablo 1 örnek iki geri kullanım
kriterini göstermektedir.
Tablo 1. Tekstil atıksuları için geri kullanım kriterleri
British Textile Technology
Group, (1999), [1]
80
Goodman ve diğ.
(1980)
178-218
5
-
Toplam çözünmüĢ katı (mg/L)
500
-
Sertlik (mg/L as CaCO3)
60
1-3
1000
1650-2200
-
32-73
Renk (Pt-Co)
20
20-30
pH
6-8
6-7
KOĠ (mg/L)
Toplam askıda katı (mg/L)
Ġletkenlik (µS/cm)
Alkalinite (mg/L-CaCO3)
Bulanıklık (NTU)
1
2.Yöntem
Söz konusu fabrikada çok uygulanan 3 boyama reçetesi ve bu reçetelerin karıĢımından oluĢan
atıksuyu ait karakterizasyon çalıĢmaları yürütülmüĢtür. Atıksuların kirlilik yükü tespit
edildikten sonra ön arıtım olarak koagülasyon, mikrofiltrasyon (MF) ve ultrafiltrasyon (UF)
alternatifleri değerlendirilmiĢtir. Ön arıtım tekniğine karar verildikten sonra atıksu
nanofiltrasyona (NF) tabi tutulmuĢtur ve geri kullanım olasılığı bu Ģekilde belirlenmiĢtir.
Reçetelere ait yıkama atıksuları aĢagıdaki gibi ifade edilmektedir.
R1: Reçete-1‘e ait yıkama atıksuları
R2: Reçete-2‘ye ait yıkama atıksuları
R3: Reçete-3‘e ait yıkama atıksuları
2.1. Atıksu Karakterizasyon ÇalıĢmaları
Ġndigo boyamada sıkça uygulanan üç reçeteye ve karıĢım atıksuyuna ait yıkama atıksuyu
karakterizasyon değerleri Tablo 2‘de verilmektedir. Görüldüğü üzere reçetelere ait renk, KOĠ ve
iletkenlik değeri oldukça yüksektir. Atıksu bazik niteliktedir. Ġçinde boya ve kullanılan
kimyasaldan ötürü çok miktarda çözünmüĢ madde bulunmuĢtur.
İndigo Boyama Atıksularının Koagülasyon ve Membran Filtrasyon İle Arıtımı
Tablo 2. Ġndigo boyama yıkama atıksuyu karakterizasyon değerleri
Parametreler
R1
R2
R3
pH
9.4-10.4
10.0-12.0
9.2-10.2
Ġletkenlik, mS/cm
6.8-4.0
8.0-10.1
5.5-3.2
Alkalinite, mg/L CaCO3
964-11001274-1450
706-792
KOĠ, mg/L
1096-841
1571-1787
1178-348
Renk, Pt-Co
6460-5593
10660-8600
5070-1255
181
Karışım
9.4-11.3
6.6-5.9
876-1080
1263-929
6850-5120
2.2. Koagülasyon ÇalıĢmaları
Optimum koagülan doz belirleme çalıĢmaları Aqua Lytic Jar Test cihazı kullanılarak
tamamlanmıĢtır. Koagülan olarak Al2(SO4)3.18H2O ve FeCl3.6H2O kullanılmıĢtır. Jar test
deneyleri optimum koagülan dozunu belirlemek için her iki koagülan için de 50-1000 mg/L
konsantrasyonları arasında kontrolsüz pH koĢullarında (orjinal atıksu pH‘sında) ve iki paralel
set halinde gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneyler oda sıcaklığında 500 mL atıksu numuneleri
kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. Her iki koagülan için de 10 g/L stok çözeltileri hazırlanmıĢtır.
Deney koĢulları Tablo 3‘te verilmiĢtir.
Tablo 3. Koagülasyon Deney KoĢulları
Deney fazları
Süre
Karıştırma hızı
Hızlı karıĢtırma
2 dakika
120 rpm
YavaĢ karıĢtırma 30 dakika 30 rpm
Bekleme
60 dakika -
2.3. Mikrofiltrasyon/Ultrafiltrasyon ÇalıĢmaları
Koagülasyona alternatif bir ön arıtım tekniği olarak iki farklı basınçta sonlu MF çalıĢmaları 3
farklı gözenek boyutundaki (0.45, 2.5 ve 8 µm-Millipore ve Whatman marka) filtreler
kullanılarak yapılmıĢtır. Arıtma verimleri renk ve KOĠ giderimlerine göre değerlendirilmiĢtir.
DüĢük ve yüksek basınçta (0.7 ve 3 bar) MF çalıĢmaları 3 farklı filtreyle denenmiĢtir. Optimum
basınç ve filtre belirlendikten sonra MF önarıtımına tabi tutulan atıksu UF‘e verilmiĢtir.
Ultrafiltrasyon çalıĢmaları 5, 10, 50 ve 100 kDa gözenek boyutundaki filtreler ile 4 bar basınç
altında gerçekleĢtirilmiĢtir. Filtreler denenirken her bir reçete için 400 mL atıksu süzülmüĢtür.
Tek aĢamalı MF ve ardıĢık MF/UF uygulamalarının performansları KOĠ, renk ve iletkenlik
giderim değerlerine göre hesaplanmıĢtır.
2.4 Nanofiltrasyon ÇalıĢmaları
NF deneyleri düz tabaka Ģeklinde olan polyamide NF-270 membranı ile DSS Labstak M 20
mambran modulünde gerçekleĢtirilmiĢtir. Filtrasyon alanı 0.036 m2, transmembran basıncı 5.02
bar ve yatay akıĢ hızı 0.62 m/s olarak belirlenmiĢtir. Filtrasyon süresince onbeĢer dakikalık
aralarla süzüntü suyu ve besleme suyu (atıksu) numuneleri alınmıĢtır. Süzüntü suyu akısı
sabitlenene dek süzme iĢlemi devam etmiĢtir. Membran ünitesi ―total recycle‖ modunda
iĢletilmiĢtir. ―Total recycle‖ modunda hem süzüntü suyu hem de konsantre atıksu besleme
tankına geri çevrilmektedir. NF deneyleri besleme atıksularının tabi tutulduğu ön arıtım tekniği
bakımından (MF ve MF+UF) iki farklı set halinde boyama hattının genelini temsil etmesi
açısından karıĢım atıksuyuna uygulanmıĢtır. Bunlar;
182

Set1: ArdıĢık MF ve UF uygulanarak ön arıtıma tabi tutulan karıĢım
atıksuyuna uygulanan NF seti,

Set2: Sadece MF uygulanarak ön arıtıma tabi tutulan karıĢım atıksuyuna
uygulanan NF seti,
2.5. Analitik Metotlar
KOĠ ölçümleri HACH DR-2000 Model spektrofotmetre ile USEPA onaylı HACH Metot
No.8000 kullanılarak 1500 mg/L KOĠ değerine kadar yapılabilecek ölçümler için 620 nm dalga
boyunda, 150 mg/L KOĠ değerine kadar ölçümler için 420 nm dalga boyunda
gerçekleĢtirilmiĢtir. Renk ölçümleri aynı metotla 455 nm dalga boyunda belirlenmiĢtir.
Ġletkenlik ve pH ölçümleri Hach Sension 378 ile yapılmıĢtır. Alkalinite ölçümleri Standard
Metotlara göre bulunmuĢtur (APHA, 1995).
3. Sonuçlar
3.1 MF ÇalıĢmaları
Tablo 4‘te farklı boyama reçete atıksuları ve karıĢım atıksuyu üzarinde yüksek ve düĢük
basınçta farklı filtreler kullanılarak yapılan MF deney sonuçları verilmektedir. Yüksek ve düĢük
basınçta yapılan filtrasyon sonucunda elde edilen numune karakteristikleri KOĠ giderim
değerleri bakımından çok farklılık göstermemiĢtir. Renk giderimi 3 bar basınçta yapılan
filtrasyon sonucu %64‘ten %72‘ye çıkmıĢtır.
Tablo 4. Farklı basınçlarda Renk ve KOĠ giderimler (P1 = 0.7 bar, P2 = 3 bar)
Renk Giderimi (%)
KOİ Giderimi (%)
R1
R2
R3
KarıĢım
R1
R2
R3
KarıĢım
Filtre boyutu (µm)
P1
P1
P1
P1
P2
P1
P1
P1
P1
P2
0.45
-
76
74
72
64
-
25
50
32
29
2.5
52
71
67
61
62
24
29
47
30
27
8
53
71
68
61
-
33
22
48
30
-
DüĢük basınçta yüksek akı değerleri gösteren 8 µm gözenek boyutlu filtreler yüksek basınca
karĢı direnç gösterememiĢ ve yırtılmıĢtır. Dengeye ulaĢan akı değerlerine bakacak olursak düĢük
basınçta elde edilen değerlerden farklılık göstermemesine rağmen filtrasyon süresi uzun
tutulabilmiĢ ve daha fazla hacimde (400 mL) su süzülebilmiĢtir. DüĢük basınçta filtrasyona
oranla tıkanma çok sonra tespit edilmiĢtir.
KOĠ-renk giderim değerleri ve akı değerleri gözönünde bulundurulursa yüksek basınçta karıĢım
atıksuyunun süzülmesi için optimum filtre boyutu 0.45 µm olarak karar verilmiĢtir. 0.45 µm
gözenek boyutlu filte ile yapılan deney sonucu, ilk akı değerleri düĢük basınçta gözlemlenen
değerlerin 3 katına çıkarak 1.6 L/sec.m2 olarak hesaplanmıĢtır. KarıĢım atıksuyunun 0.45 µm
gözenek boyutlu filtre ile 3 bar basınçta filtrasyona tabi tutulması optimum görünmüĢtür. Fakat
NF sırasında akı düĢüĢünü minimum indirmek ve önarıtılmıĢ suyun kalitesini artırmak için 3 bar
basınçta 0.45 µm gözenek boyutlu filtre ile süzülen karıĢım atıksuyunu UF testlerinden
geçirmeye karar verilmiĢtir.
183
3.2 UF ÇalıĢmaları
UF testleri dört farklı gözenek boyutlu filtre kullanılarak (100, 50, 10, 5 kDa) yapılmıĢtır. Tablo
5 ardıĢık MF ve UF uygulanarak arıtılmıĢ atıksu karakteristiklerini vermektedir. KOĠ ve renk
giderim değerleri 4-19 % ve 62-78% olarak ölçülmüĢtür. Bu da arıtılmıĢ atıksuyun 953-545 PtCo renk ve 856-719 mg/L KOĠ değerlerine sahip olması anlamına gelmektedir. Ġletkenlik
değerlerinde bir değiĢim gözlemlenmemiĢtir. KOĠ ve renk giderim değerleri bakımından 4 farklı
UF filtresi için de benzer bir trend izlenmiĢtir. ġekil 1‘de görüldüğü üzere test edilen UF
filtreleri arasında 100 kDa gözenek boyutlu filtre en yüksek akı değerleri sağlamıĢtır. Bu
noktada MF (0.45 µm, P= 3bar) ve UF (100 KDa, P=4 bar) tekniklerinin karıĢım atıksuyunun
üzerinde uygulanması optimum önarıtım Ģekli olarak görünmüĢtür
Tablo 5. MF+UF uygulamasından geçen karıĢım atıksuyunun karakteristikleri
(P=4bar)
Filtre boyutu
İletkenlik
Renk
KOİ
Renk
KOİ
pH
(kDa)
(mS/cm)
(Pt-Co) (mg/L) giderimi(%) giderimi(%)
5
10.25
6.60
545
719
78
19
10
10.29
6.62
953
810
62
9
50
10.38
6.61
957
842
62
6
100
10.49
6.63
960
856
62
4
0,7
100 KDa
50 KDa
10 KDa
5 KDa
0,6
V/t, mL, sec.
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
zaman, sec.
Şekil 1. UF uygulamasından geçen karıĢıma ait akı zaman değerleri
5500
184
3.3. NF Sonuçları
NF deneyleri tek tip membran ve tek basınçta farklı iki set halinde denenmiĢtir. Setler
nanofiltrasyona tabi tutulan atıksuyun ön arıtım Ģekli bakımından farklılık göstermektedir.
Bunlar:
Set1: MF uygulamasından geçirilen karıĢım atıksuyu NF‘e verilmiĢtir.
Set2: ArdıĢık MF ve UF uyugulamalarından geçirilen karıĢım atıksuyu NF‘e verilmiĢtir.
3.3.1.Set1
Tablo 6 süzüntü suyu karakteristiklerini, geri kullanım kriterleri baz alınarak verilmektedir.
Filtrasyon sonunda karıĢım atısuyunun renk değeri 15 Pt-Co‘a indirilmiĢtir. KOĠ ve ilekenlik
değerleri 20 mg/L ve 1700 µS/cm değerleri etrafında sabitlenmiĢtir. Bütün parametrelerde
yüksek giderim değerleri elde edilmiĢtir. Fakat filtrasyon sonunda 53.51% (43.86 L/m2/h-temiz
su akısı) akı geri kazanımı sağlanmıĢtır. Bu değer membranın büyük ölçüde tıkandığı anlamına
gelmektedir. Membranın temiz su akı değerini artırmak amacıyla diğer bir deyiĢle filtrasyon
öncesi sağladığı temiz su akısına ulaĢması için membrane ―total recycle‖ modda 30 dakika
boyunca Acid (HNO3-pH3)-baz (NaOH-pH9) yıkaması uygulanmıĢtır. Bu yıkamanın amacı akı
geri kazanımını artırmaktır. Yıkama sonucunda membranın temiz su akısında filtrasyon öncesi
sağladığı temiz su akısına (81.97 L/m2/h) oranla %85.92 geri kazanım sağlanmıĢtır.
Tablo 6. Süzüntü suyu karakteristikleri
Operasyon
süresi (dk)
pH
Renk
(Pt-Co)
KOİ
(mg/L)
İletkenlik
(µS/cm)
15
30
45
60
75
90
105
120
135
10.10
10.12
10.23
9.98
10.20
10.23
10.18
10.20
10.22
22
20
18
17
17
16
16
15
15
14
13
28
22
30
28
35
25
21
1627
1621
1639
1656
1662
1691
1677
1711
1730
Renk
giderimi
(%)
98
98
98
98
98
98.
98
98
98
KOİ
giderimi
(%)
98.
98
95
96
95
95
94
96
97
İletkenlik
giderimi
(%)
74
74
74
74
74
74
74
74
73
3.3.2. Set2
Tablo 7 süzüntü suyu karakteristiklerini vermektedir. Filtrasyon sonunda karıĢım atısuyunun
renk değeri 15 Pt-Co‘a indirilmiĢtir. KOĠ ve ilekenlik değerleri 20 mg/L ve 1070 µS/cm
değerleri etrafında sabitlenmiĢtir. Bütün parametrelerde yüksek giderim değerleri elde
edilmiĢtir. Filtrasyon sonunda %100‘den daha fazla akı geri kazanımı sağlanmıĢtır. Bu
membranın filtrasyon sonrası tıkanmadığını göstermektedir.
185
Tablo 7. Süzüntü suyu karakteristikleri
Operasyon
süresi (dk.)
pH
15
30
45
60
75
90
105
120
135
10.20
10.23
10.23
10.18
10.22
10.20
10.21
10.16
10.19
Renk
KOİ
(Pt-Co) (mg/L)
17
14
13
16
18
14
15
15
15
23
23
24
19
31
26
18
19
24
İletkenlik
(µS/cm)
961
1023
1026
1030
1031
1041
1048
1072
1080
Renk
giderimi
(%)
99
99
99
99
99
99
99
99
99
KOİ
giderimi
(%)
96
96
96
97
95
96
97
97
96
İletkenlik
giderimi
(%)
84
84
84
84
84
84
83
83
83
2 set halinde gerçekleĢtirilen NF deneylerinin sonuçları göz önüne alınınca MF önarıtımına tabi
tutulmuĢ (Set2) atıksuya NF uygulamaya karar verilmiĢtir. Renk, KOĠ ve iletkenlik
giderimlerinde 2 set arasında çok fark olmamasına rağmen akı geri kazanımında Set2 daha
yüksek değerler vermiĢtir.
4. Değerlendirme
Arıtılabilirlik çalıĢmaları kapsamında boyama hattına ait yıkama atıksularıyla yapılan bu
çalıĢmalar boyama prosesinde yıkama sonucu oluĢan atıksuyun yeniden kullanım olanaklarına
imkan sağlamak amacıyla değerlendirilmiĢtir. Bu çalıĢma, planlanan membran filtrasyon öncesi
yüksek renk ve KOĠ değerlerine sahip olan atıksu için uygulanması zorunlu olan ön arıtım
tekniğini belirleme ve bu aĢamaya gelene kadar yapılan çalıĢmaları ve sonuçları kapsamıĢtır.
Her üç reçete ve karıĢım atıksuyu için ön arıtım teknikleri olarak;
i. Koagülasyon
ii.MF/UF denenmiĢtir.
Koagülasyon çalıĢmaları sonucunda en yüksek renk ve KOĠ giderim değerleri her iki koagülan
için de kontrolsüz pH koĢullarında genelde yüksek koagülan konsantrasyonlarında (600-1000
mg/L) sağlanabilmiĢtir. Renk ve KOĠ giderim değerlerini bu değerlerde tutmak için gereken
koagülan konsantrasyonu fazla miktarda olup iki ana soruna yol açabilmektedir. Bu sorunlar
kullanılması gereken kimyasal nedeniyle arıtma maliyetindeki artıĢ ve iĢlem sonucunda
oluĢacak olan çamurun bertarafı için gereken teknoloji ve bunun neden olacağı iĢletme maliyeti
olarak sıralanabilir. Bu nedenle koagülasyon tekniği boyama yıkama atıksuları ön arıtımı için
uygun değildir.
MF çalıĢmalarında zamana karĢı akı, renk ve KOĠ giderim değerleri birlikte düĢünülünce analiz
edilen ve fabrikanın boyama hattının atıksuyunun özelliklerini yansıtan bu reçeteler için test
edilen üç farklı filtre arasında en uygunu gözenek boyutu 0.45 µm olan filtre olarak
belirlenmiĢtir. Uygulanması gereken basınç 3 bar olarak belirlenmiĢtir. ArdıĢık MF (0.45 µm)
ve UF uygulamaları sonucunda 100 kDa gözenek boyutlu filtre sağladığı akı değerleri
düĢünülünce optimum olarak değerlendirilmiĢtir.
186
NF uygulamaları sonucunda indigo boyama yıkama atıksuları için optimum ön arıtım Ģekline
karar verilmiĢtir. ÇalıĢmanın sonucunda geri kullanım kriterlerini sağlayan ―MF (0.45µm-3 bar)
ve NF-270‖ uygulaması indigo boyama yıkama atıksuları için optimum arıtma Ģekli olarak
değerlendirilmiĢtir.
Kaynaklar
BTTG, British Textile Technology Group (1999), Report 5: Waste Minimization and BestPractice,
(http://www.e4s.org.uk/textilesonline/content/10search/fr_search.htm, last accessed 29.08.2007.)
Goodman G. A. and Porter J. J., (1980). Water quality requirements for reuse in textile dyeing processes, American
Dyestuff Reporter, 69, 33-37.
APHA (American Public Health Association) (1995). Standard methods for the examination of water and wastewater,
19th Ed., Washington, DC.
11-13 Haziran 2008
Mısır İşleme Endüstrisi Atıksularında Kimyasal Fosfor
Gideriminde İşletme Optimizasyonu
Çiğdem Yangın Gömeç1, R. Kaan Dereli1, M. Evren Erşahin1, Mevlüt Bilge2 ve İzzet
Öztürk1
1
2
CARGİLL, Karapınar Mevkii, 16840, Gürle Köyü, Orhangazi; Bursa.
Öz Bu çalıĢmanın amacı bir Mısır ĠĢleme Endüstrisi‘nde mevcut durumda uygulanan kimyasal
çökelme ile fosfor giderimi sırasında kullanılan kimyasal madde (FeCl3) kullanımının
optimizasyonudur. Optimum kimyasal madde dozajı laboratuarda kurulan Jar-Test düzeneği ile
belirlenmiĢtir. Deneysel çalıĢmanın birinci aĢamasında (ÇalıĢma I), aerobik arıtma giriĢinde 18,7
mg/L olan Orto-PO4 konsantrasyonunun 2,4 mg/L PO4-P değerine, ikinci aĢamasında (ÇalıĢma
II) ise atıksu arıtma tesisinde bulunan kimyasal arıtma giriĢinde 2,4 mg/L olarak ölçülen OrtoPO4 konsantrasyonunun, 1 mg/L PO4-P değerinin altına düĢürülmesi amacıyla FeCl3
optimizasyonu yapılmıĢtır. Ġncelenen mısır iĢleme endüstrisinin atıksu arıtma tesisinde aerobik
ve kimyasal arıtma çıkıĢlarında mevcut durumda gözlenen çözünmüĢ fosfor konsantrasyonlarına
ulaĢabilmek için laboratuarda her iki aĢamada gerçekleĢtirilen optimizasyon çalıĢmasında
stokiyometrik oranlarda FeCl3 dozajları yeterli olmamıĢtır. Arıtma tesisinde aerobik ve kimyasal
arıtma çıkıĢlarında mevcut durumda elde edilen fosfor konsantrasyonlarına ulaĢılabilmesi için,
laboratuarda stokiyometrik dozajın sırasıyla 1,5 ve 2,0 kat üzerinde FeCl3 dozajları
uygulanmıĢtır. Böylece arıtma tesisinde her iki noktada dozlanan FeCl3 çözeltisi değerleri ile
laboratuar sonuçları kıyaslanmıĢtır. Sonuçlar aerobik arıtma giriĢinde dozlanan FeCl 3 miktarının
laboratuar deneyleriyle bulunan FeCl3 miktarı ile aynı olduğu fakat kimyasal çökelme tankının
giriĢinde dozlanan FeCl3 miktarının laboratuar deneyleriyle bulunan FeCl3 miktarından yaklaĢık
6 kat daha fazla olduğunu göstermiĢtir.
Anahtar Kelimeler Jar-Test uygulaması; kimyasal fosfor giderimi; mısır işleme endüstrisi atıksuyu
1. Giriş
Mısır iĢleme endüstrisinde iĢlenen mısırdan gıda sektöründe kullanılan ara ürünler elde
edilmektedir. Ġncelenen endüstride yılda 264,000 ton mısır iĢletilerek, üretim aĢamasında
yaklaĢık 997,000 m3 su kullanılmakta ve 522,000 m3 atıksu üretilmektedir. Mısır iĢleme
endüstrisi atıksuları yüksek protein ve niĢasta içeriklerinden dolayı organik kirlilik yükü yüksek
(kuvvetli) atıksular olarak nitelendirilmektedir. Proseste oluĢan atıksuların çözünmüĢ KOĠ
değeri toplam KOĠ‘nin yaklaĢık %85‘idir.
Ġncelenen endüstrinin atıksu arıtma tesisinde yer alan havalandırma havuzunun giriĢinde kısmi
kimyasal fosfor giderimi amacıyla atıksuya ilave FeCl3 bileĢiği ilave edilmektedir. Bu durum
havuzda kimyasal çamur (FePO4 ve Fe(OH)3 çökeltileri) oluĢumuna sebep olmakta ve toplam
çamurun organik madde içeriği göreceli olarak düĢmektedir. Laboratuar çalıĢmasında elde
edilecek sonuçlar ile mevcut durumda havalandırma havuzundaki düĢük organik içerikli
(UAKM/AKM = 0,45) yüksek askıda katı madde konsantrasyonunun ve kimyasal çamur
üretiminin kontrol altına alınması öngörülmektedir. Ġncelenen mısır iĢleme endüstrisinin arıtma
188
Ç. Yangın-Gömeç, R. K. Dereli, M. E. Erşahin ve diğ.
tesisinden çıkan arıtılmıĢ sular tesisin yakınında bulunan bir dereye deĢarj edilmektedir
Türkiye‘de endüstriyel atıksuların atıksu deĢarjlarını düzenleyen temel mevzuat Su Kirliliği
Kontrol Yönetmeliği‘dir (SKKY, 2004). Ayrıca Kentsel Atıksuların Arıtımı Yönetmeliği‘nde
yer alan ‗Endüstriyel Atıksu DeĢarj Standartları‘ Madde 10‘a göre endüstriyel atıksu
deĢarjlarının, endüstrinin faaliyet türüne göre SKKY Tablo 5‘de verilen ilgili deĢarj
standartlarına uymaları sağlanmalıdır (KAAY, 2006). Bu sebeple tesisin, SKKY‘de yer alan
Gıda Sanayi Kategorisi‘nin ġeker Üretimi ve Benzeri Faaliyetler (Ek A, Tablo 5.11a) için
verilen limitleri sağlaması öngörülmektedir. KAAY Tablo 2‘de verilen ‗Kentsel Atıksu Arıtım
Tesislerinden Ġleri Arıtıma ĠliĢkin DeĢarj Limitleri‘ne göre eĢdeğer nüfusu 10000-100000
arasında olan yerleĢim bölgeleri için toplam fosfor konsantrasyonu 2 mg/L olmalıdır. Buna göre
yönetmeliklerde öngörülen limit değerinin altında kalabilmesi açısından bu çalıĢmada
gerçekleĢtirilecek optimizasyon çalıĢması ile optimum FeCl3 dozunun tayini oldukça önem
kazanmaktadır.
Bu çalıĢmanın amacı bir Mısır ĠĢleme Endüstrisi‘nde mevcut durumda uygulanan kimyasal
fosfor gideriminde kullanılan kimyasal maddenin (FeCl3) optimum dozajının belirlenmesi ve
arıtma tesisinde kullanılan FeCl3 dozajı ile laboratuarda elde edilen optimum FeCl3 dozajı
sonuçlarının karĢılaĢtırılmasıdır.
2.1. Atıksu
Ġncelenen mısır iĢleme tesisi atıksularının arıtıldığı ileri atıksu arıtma tesisi, iki kademeli
(anaerobik + aerobik) biyolojik arıtma ve kimyasal yöntemle fosfor giderme birimlerini
içermektedir. Mevcut arıtma tesisinin proses akım Ģeması ġekil 1‘de verilmektedir. Tesisin
ortalama debisi 2160 m3/gün‘dür. Buna göre toplam atıksu debisinin %55‘i rafineri prosesinden
gelmektedir. Organik madde içeriği yüksek olan öğütme prosesi atıksuları ise atıksuyun
%30‘unu oluĢturmaktadır. Uzun havalandırmalı aktif çamur prosesi olarak iĢletilen aerobik
arıtma kademesi; temas tankı, 2 adet havalandırma tankı (toplam 4500 m3), I. çöktürme havuzu
(700 m3), çamur depolama tankı, polimer hazırlama ve dozlama birimi, çamur susuzlaĢtırma
birimi (bant filtre) ve diğer gerekli elektro-mekanik ekipmanlardan oluĢmaktadır. Mevcut
iĢletme Ģartlarında tesiste bulunan 2 adet havalandırma havuzundan biri çalıĢtırılmaktadır.
Optimizasyon çalıĢması atıksu arıtma tesisinde bulunan aerobik tankın giriĢinde ve çıkıĢında
gerçekleĢtirilmiĢtir. GiriĢ ve çıkıĢ atıksuyundan alınan numunelerin karakterizasyonu Tablo
1‘de verilmektedir. Tablo 1‘e göre, arıtma tesisinde gerçekleĢtirilen aerobik arıtma ile yaklaĢık
%80 oranlarında toplam ve çözünmüĢ KOĠ giderimleri gözlenmektedir. Ayrıca aerobik tankın
baĢında fosfor giderimi amacıyla ilave edilen FeCl3 ile %87 oranlarında toplam fosfor giderimi
sağlanabilmektedir.
Arıtma tesisinde fosfor giderimi kimyasal arıtma ile gerçekleĢtirilmektedir. Aerobik arıtma
giriĢinde ortalama 19 mg/L olan PO4-P konsantrasyonu 1. çöktürme havuzu çıkıĢında ortalama
3,3 mg PO4-P/L değerine düĢürülmektedir. 1. çöktürme havuzunda aktif çamur ve kimyasal
çamur birlikte çöktürülerek yaklaĢık %80 oranında PO4-P giderimi sağlanmaktadır. Fosfor
giderimi için kullanılan FeCl3 bileĢiği atıksuya arıtma tesisinde 2 noktadan dozlanmaktadır. Bu
noktaların haricinde FeCl3 dozlaması ayrıca çamurların susuzlaĢtırıldığı filtre pres öncesinde
yapılmakta ve böylece çamurların Ģartlandırılması gerçekleĢtirilmektedir. Tesiste FeCl 3
dozlamasının gerçekleĢtirildiği noktalar ġekil 2‘de gösterilmektedir (Öztürk ve diğ., 2008).
Mısır İşleme Endüstrisi Atıksularında Kimyasal Fosfor Gideriminde İşletme Optimizasyonu
189
Şekil 1. Ġncelenen mısır iĢleme endüstrisinin atıksu arıtma tesisi proses akım Ģeması
Tablo 1. Aerobik ünite giriĢ ve çıkıĢındaki atıksu karakterizasyonu
Parametre
KOĠtoplam (mg/L)
KOĠçözünmüĢ (mg/L)
AKM
Ortofosfat
Organik Fosfor
Toplam Fosfor
pH
Alkalinite
Bulanıklık
Renk
FeCl3
Temas
Tankı
Giriş
410
215
90
18,7
1,3
20
7,3
1200
349
462
Birim
mg/L
mg/L
mg/L
mg PO4-P/L
mg PO4-P/L
mg PO4-P/L
mg CaCO3/L
NTU
Pt-Co
Havalandırm
a Havuzu
I. Çöktürme
Havuzu
FeCl
3
Çıkış
89
39
20
2,4
0,3
2,7
8,3
730
41
95
Kimyasal
Arıtma
Verim
(%)
78
82
78
87
77
87
88
79
II. Çöktürme
Havuzu
Kimyasal
arıtma çamuru
Çamur geri
devri
Aerobik fazla
FeCl3
çamur
Filtre Pres
Çamur Keki
Şekil 2. Tesiste FeCl3 dozlamasının gerçekleĢtirildiği noktalar
190
2.2. Deneysel ÇalıĢma
Kimyasal fosfor giderimi için gerekli kimyasal madde (FeCl 3) dozajı laboratuarda kurulan JarTest düzeneği ile gerçekleĢtirilmiĢtir (ġekil 3). Standart Jar-Test yöntemi kimyasal çökelme
deneylerinde optimum kimyasal madde dozajının tayini için kullanılan en yaygın ve en pratik
metottur. Deneysel çalıĢma iki aĢamadan oluĢmaktadır. ÇalıĢma I‘de, aerobik arıtmanın giriĢ
akımında 18,7 mg/L olan ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonunun 2,4 mg/L değerine
düĢürülmesi amacıyla FeCl3 optimizasyonu incelenmiĢtir. ÇalıĢma II‘de ise atıksu arıtma
tesisinde bulunan kimyasal arıtma çıkıĢında 2,4 mg/L olarak ölçülen ortofosfat (mg PO4-P/L)
konsantrasyonunun 1 mg/L değerinin altına düĢürülmesi amacıyla yapılan FeCl 3 optimizasyonu
incelenmiĢtir. ÇalıĢma I ve ÇalıĢma II‘de gerçekleĢtirilen optimizasyon çalıĢmaları sırasıyla 300
ve 500 ml numune hacimlerinde, stokiyometrik ve stokiyometrik üzeri oranlarda (Fe:P) olacak
Ģekilde 6 farklı FeCl3 dozajı kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. Her iki çalıĢmada gerçekleĢtirilen
Jar-Test deneylerinde, 120 rpm hızında 1 dakika hızlı karıĢtırma, 40 rpm hızında ise 30 dakika
yavaĢ karıĢtırma uygulanmıĢtır. OluĢan kimyasal çamurun çökelebilmesi için hızlı ve yavaĢ
karıĢtırmadan sonra 60 dakika çökelme süresi uygulanmıĢtır. Çökelme süresinin sonunda flok
yapısı ve üst fazın görüntüsü beherler içersinde gerçekleĢen kimyasal giderim hakkında
baĢlangıçta fikir verebilmektedir. Çökelme sonrasında üst fazlarda toplam KOĠ, ortofosfat (mg
PO4-P/L), bulanıklık, renk ve pH değerleri ölçülmüĢtür. Beherlerin üst fazlarında
gerçekleĢtirilen AKM deneyleri ise çok düĢük konsantrasyonlarda oldukları için özellikle
ÇalıĢma II‘de güvenilir olmayan sonuçlar vermiĢtir.
FeCl3
(1/100)
Atıksu
500 ml
hacimli
cam
beherler
Şekil 3. FeCl3 Optimizasyonu ÇalıĢmasında Kullanılan Jar-Test Düzeneği
Toplam KOĠ, çözünmüĢ KOĠ ve AKM deneyleri su ve atıksu analizleri için kullanılan Standart
Yöntemler‘e (Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater) göre
gerçekleĢtirilmiĢtir (APHA, 1998). Toplam ve çözünmüĢ KOĠ analizleri dikromat kapalı-reflux
kolorimetrik yöntem ile Hach DR/2010 Model spektrofotometre kullanılarak
gerçekleĢtirilmiĢtir. Numuler 0.45 m boĢluk aralığına sahip selülozik nitrat filrelerden filtre
edildikten sonra süzüntü suyunda çözünmüĢ KOĠ ölçümleri yapılmıĢtır. Ortofosfat deneyleri
Molibdovanat yöntemi ile 430 nm‘de Hach DR/2010 Model spektrofotometre kullanılarak
ölçülmüĢtür. Renk ve bulanıklık Hach DR/2010 Model spektrofotometre kullanılarak
gerçekleĢtirilmiĢtir. pH değerleri Orion 520A Model pH metre ile tayin edilmiĢtir.
191
3.1. ÇalıĢma I
Optimizasyon çalıĢmasının birinci aĢamasında havalandırma havuzu giriĢindeki 18,7 mg/L
ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonu arıtma tesisindeki mevcut uygulamaya benzer Ģekilde
2,4 mg/L ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonuna düĢürülmeye çalıĢılmıĢtır. Jar-Test
çalıĢması 300 ml‘lik numune hacimleri ile yürütülmüĢtür. Tesiste aerobik arıtma sırasında
mikroorganizma bünyesine geçen fosfor miktarı (~2 kg/gün) ihmal edilmiĢtir. Buna göre tesiste
aerobik arıtmada kimyasal ilavesiyle giderilen ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonu 16,3
mg/L PO4-P olarak hesaplanmaktadır. Bu giderim oranı kullanılarak mol değerine geçilirse,
0,5258.10-3 mol/L PO4-P değeri bulunur. Bu durumda 300 ml (0,3 L) numune içerisinde
giderilmesi gereken ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonu 0,1577.10-3 mol/L PO4-P olarak
hesaplanır. Tesiste kullanılan FeCl3 çözeltisi içerisindeki Fe+3 konsantrasyonu 219000 mg/L
olarak ölçülmüĢtür. Stok çözeltiden 1/100 oranında seyreltilerek hazırlanan çözelti içerisindeki
Fe+3 konsantrasyonu 2190 mg/L‘dir. Buna göre, hazırlanan 1/100 oranındaki çözelti içerisindeki
Fe+3‘ün mol konsantrasyonu 0,0391 mol/L olarak hesaplanır. Fe+3 ile kimyasal fosfor
gideriminde teorik doz (mol Fe+3/mol P) 1:1‘dir. Böylece stokiyometrik teorik doz (1:1) için,
1/100 oranında seyreltilmiĢ çözeltiden kullanılması gereken hacim 4 ml olarak hesaplanmıĢtır.
1/100 oranında seyreltilerek hazırlanan çözeltiden stokiyometrik ve stokiyometrik üzerinde
kullanılması gereken hacimlerde gerçekleĢtirilen Jar-Test deneylerinin sonuçları Tablo 2‘de
verilmektedir. Tablo 3‘de artan stokiyometrik dozlarda (Fe:P) gerçekleĢtirilen ortofosfat (mg
PO4-P/L) ve KOĠ giderimleri verilmektedir. ġekil 44‘de ise artan stokiyometrik dozlarda (Fe:P)
gerçekleĢtirilen ortofosfat (mg PO4-P/L) giderimleri gösterilmektedir.
Tablo 2. ÇalıĢma I‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl 3 dozajlarında
gerçekleĢtirilen Jar-Test deneyinin sonuçları
No
1
2
3
4
5
6
Doz
(mol Fe+3/mol P)
1
1,25
1,5
2
2,5
3
ml Çöz
(1/100)
4,0
5,0
6,1
8,6
10,8
12,9
Mol Fe+3
0,00016
0,00020
0,00024
0,00032
0,00039
0,00047
PO4-P
(mg/L)
6,8
3,8
2,4
1,6
1,3
1,2
Toplam
KOİ
(mg/L)
152
162
140
130
135
120
AKM
(mg/L)
27,5
17,5
22,5
5
47,5
-
Bulanıklık
85
75
55
71
96
29
Renk
397
392
318
522
202
Tablo 3. ÇalıĢma I‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl3 dozajlarında
gözlenen ortofosfat (mg PO4-P/L) ve KOĠ giderim verimleri
Doz
(mol Fe+3/mol P)
0
1
1,25
1,5
2
2,5
3
PO4-P
(mg/L)
18,7
6,8
3,8
2,4
1,6
1,3
1,2
PO4-P
Giderimi (%)
0
64
80
87
91
93
93
KOİ
(mg/L)
410
152
162
140
130
135
120
KOİ
Giderimi (%)
0
63
61
66
68
67
71
pH
7,8
7,7
7,7
7,6
7,4
7,5
192
Buna göre arıtma tesisindeki aerobik arıtma çıkıĢında elde edilen ortofosfat konsantrasyonuna
(2,4 mg/L PO4-P), laboratuarda gerçekleĢtirilen optimizasyon çalıĢması sonucunda
stokiyometrik oranın ancak 1,5 katı üzerinde ulaĢılmıĢtır (Tablo 2 ve Tablo 3). Deneysel olarak
belirlenen Fe:P = 1,5 için tesiste uygulanması gereken FeCl3 çözeltisi dozajı 454 L/gün olarak
hesaplanmıĢtır. Tesiste aerobik giriĢinde mevcut durumda uygulanan 480 L/gün FeCl 3 çözeltisi
dozu deneysel olarak tespit edilen dozaja oldukça yakın bulunmuĢtur.
20,0
100%
18,0
90%
16,0
80%
14,0
70%
12,0
60%
10,0
50%
8,0
40%
6,0
30%
4,0
20%
2,0
10%
0,0
% Giderim
Fosfor Konsantrasyonu (mg/L)
Jar Test Sonuçları
0%
0
1
1,25
1,5
2
2,5
3
DOZ (mol Fe+3/mol P)
mg PO4-P/L
Verim
Şekil 4. ÇalıĢma I‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl 3 dozajlarında
ortofosfat (mg PO4-P/L) giderim verimleri
3.2. ÇalıĢma II
Optimizasyon çalıĢmasının ikinci aĢamasında kimyasal arıtma ünitesi giriĢindeki 2,4 mg/L PO4P konsantrasyonu arıtma tesisindeki mevcut uygulamaya benzer Ģekilde 1 mg/L PO4-P
konsantrasyonunun altına düĢürülmeye çalıĢılmıĢtır. Jar test çalıĢması 500 ml‘lik numune
hacimleri ile yürütülmüĢtür. Tesiste kimyasal arıtma giriĢinde 2,42 mg/L PO4-P konsantrasyonu
olduğu kabul edilerek mol değerine geçilirse 0,0781.10-3 mol/L PO4-P değeri bulunur. 500 ml
(0,5 L) numune içerisinde giderilmesi gereken fosfor konsantrasyonu ise 0,0391.10-3 mol/L
PO4-P olarak hesaplanır. Tesiste kullanılan FeCl3 çözeltisi içerisindeki Fe+3 konsantrasyonu
219000 mg/L olarak ölçüldüğü için stok çözeltiden 1/100 oranında seyreltilerek hazırlanan
çözelti içerisindeki Fe+3 konsantrasyonu 2190 mg/L olarak hesaplanmıĢtır. 1/100 oranındaki
çözelti içerisindeki Fe+3‘ün mol konsantrasyonu 0,0391 mol/L olarak hesaplanır. Fe+3 ile
kimyasal fosfor gideriminde teorik doz (mol Fe+3/mol P) 1:1‘dir. Stokiyometrik teorik doz (1:1)
için 1/100 oranında seyreltilmiĢ çözeltiden kullanılması gereken hacim 1 ml olarak
hesaplanmıĢtır. 1/100 oranında seyreltilerek hazırlanan çözeltiden stokiyometrik ve
stokiyometrik üzerinde kullanılması gereken hacimlerde gerçekleĢtirilen Jar-Test deneylerinin
sonuçları Tablo 4‘de verilmektedir. Tablo 5‘de artan stokiyometrik dozlarda gerçekleĢtirilen
ortofosfat (mg PO4-P/L) ve KOĠ giderimleri verilmektedir. Buna göre tesiste kimyasal çökelme
çıkıĢında elde edilmesi hedeflenen 1 mg/l‘nin altındaki fosfor konsantrasyonuna, laboratuarda
gerçekleĢtirilen optimizasyon çalıĢması sonucunda stokiyometrik oranın ancak 2.0 katı üzerinde
ulaĢılmıĢtır (ġekil 5). KAAY Tablo 2‘de verilen ‗Kentsel Atıksu Arıtım Tesislerinden Ġleri
Arıtıma ĠliĢkin DeĢarj Limitleri‘ne göre eĢdeğer nüfusu 10000-100000 arasında olan yerleĢim
bölgeleri için toplam fosfor konsantrasyonu 2 mg/L olmalıdır. Bu çalıĢmada emniyetli kısımda
193
kalınması için limit değer 1 mg/lt olarak alınmıĢtır. Deneysel olarak belirlenen Fe:P = 2 için
tesiste uygulanması gereken FeCl3 çözeltisi dozajı 86,4 L/gün olarak hesaplanmıĢtır. Tesiste
aerobik giriĢinde mevcut durumda uygulanan 540 L/gün FeCl3 çözeltisi dozu deneysel olarak
tespit edilen dozaja göre yaklaĢık 6 kat fazla bulunmuĢtur.
Tablo 4. ÇalıĢma II‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl 3 dozajlarında
gerçekleĢtirilen Jar-Test deneylerinin sonuçları
ml Çöz
(1/100)
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
Doz
(mol Fe+3/mol P)
1
1,5
2
2,5
3
3,5
Mol Fe+3
0,00004
0,00006
0,00008
0,00010
0,00012
0,00021
KOİ
(mg/L)
29
28
35
24
35
26
PO4-P
(mg/L)
1,5
1,2
0,9
0,8
0,7
0,6
Bulanıklık
27
6
10
6
13
9
Renk
82
80
79
68
74
72
pH
8,04
8,01
7,96
7,90
7,83
7,78
Tablo 5. ÇalıĢma II‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl 3 dozajlarında
gözlenen ortofosfat (mg PO4-P/L) ve KOĠ giderim verimleri
Doz
(mol Fe+3/mol P)
0
1
1,5
2
2,5
3
3,5
PO4-P
(mg/L)
2,4
1,5
1,2
0,9
0,8
0,7
0,6
KOİ
(mg/L)
90
29
28
35
24
35
26
PO4-P
Giderimi (%)
0
38
49
63
69
73
74
KOİ
Giderimi (%)
0
68
69
61
73
61
72
Jar Test Sonuçları
3,0
80%
70%
2,5
60%
2,0
50%
1,5
40%
30%
1,0
% Giderim
Fosfor Konsantrasyonu (mg/L)
No
1
2
3
4
5
6
20%
0,5
10%
0,0
0%
0
1
1,5
2
2,5
3
3,5
DOZ (mol Fe+3/mol P)
mg PO4-P/L
Verim
Şekil 5. ÇalıĢma II‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl 3 dozajlarında
ortofosfat (mg PO4-P/L) giderim verimleri
194
4. Sonuçlar
Bu çalıĢmada bir Mısır ĠĢleme Endüstrisi‘nde mevcut durumda uygulanan kimyasal çökelme ile
fosfor giderimi sırasında kullanılan kimyasal maddenin (FeCl3) optimum dozajı laboratuarda
kurulan Jar-Test düzeneği ile belirlenmiĢtir. Deneysel çalıĢmanın birinci aĢamasında atıksu
arıtma tesisinde bulunan aerobik arıtma giriĢinde 18,7 mg/L olan Orto-PO4 konsantrasyonu 2,4
mg/L PO4-P değerine, ikinci aĢamasında ise kimyasal arıtma giriĢinde 2,4 mg/L olarak ölçülen
Orto-PO4 konsantrasyonunun 1 mg/L PO4-P değerinin altına düĢürülmesi hedeflenmiĢtir. Atıksu
arıtma tesisinde yer alan aerobik ve kimyasal arıtma çıkıĢlarında mevcut durumda gözlenen
çözünmüĢ fosfor konsantrasyonlarına ulaĢabilmek için gerçekleĢtirilen optimizasyon
çalıĢmalarında stokiyometrik oranlarda FeCl3 dozajları yeterli olmamıĢtır. Bunun için
stokiyometrik dozajın sırasıyla 1,5 ve 2,0 kat üzerinde FeCl3 dozajları uygulanmıĢtır. Arıtma
tesisinde her iki noktada uygulanan FeCl3 çözeltisi dozu ile laboratuar sonuçları kıyaslanmıĢtır.
Sonuçlar aerobik arıtma giriĢinde dozlanan FeCl3 miktarının laboratuar deneyleriyle bulunan
FeCl3 miktarı ile aynı olduğunu, fakat kimyasal çökelme tankının giriĢinde dozlanan FeCl3
miktarının laboratuar deneyleriyle bulunan FeCl3 miktarından yaklaĢık 6 kat daha fazla
olduğunu göstermiĢtir. Kullanılması gerekli miktarın çok üzerinde çözelti kullanımı, çözelti
sarfiyatını arttırarak arıtma maliyetini arttırmaktadır. Bu durum ayrıca oluĢan kimyasal çamur
miktarını da arttırmaktadır.
Ġncelenen endüstrideki mevcut arıtma tesisinde uygun iĢletme düzeni sağlanırsa tesiste fosfor
biyolojik olarak da giderilebilir. Ancak, tesis atıksuyu ile biyolojik fosfor giderimi prosesinin
uygulanabilirliğinin ve veriminin belirlenebilmesi için mutlaka laboratuar ölçekli çalıĢmalar
yapılmalıdır. Ayrıca bu çalıĢmalar matematik modelleme çalıĢmalarıyla da desteklenmelidir. Bu
sayede tesis için uygun iĢletme Ģartları belirlenebilir.
Kaynaklar
APHA, AWWA and WPCF. (1998). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20th Ed.,
Washington D.C., USA.
KAAY, (2006). Kentsel Atıksuların Arıtımı Yönetmeliği, Resmi Gazete, Tarih: 08.01.2006, Sayı: 26047.
Öztürk, Ġ., Gömeç, Ç. Y., ErĢahin, M. E., Dereli, R. K. (2008). Cargill Orhangazi Mısır ĠĢleme Fabrikası'nda Atık
Yönetimi Projesi (Kısım-3) Sonuç Raporu, ĠTÜ GeliĢtirme Vakfı AR-GE ĠĢletmesi, Ġstanbul.
SKKY, (2004). Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği, Resmi Gazete, Tarih: 31.12.2004, Sayı: 25687.

EKK`08 Sempozyum Kitabı Bölüm 1

Transkript

Benzer belgeler

AAT PROJE ONAYLAMA BİRİMİ

PDF

Kimyasal Fiziksel Arıtma Ağır Metal Giderimi

this PDF file - Selcuk University Journal of Engineering

this PDF file - Selcuk University Journal of Engineering

8–12 yaş arası çocukların aerobik kapasiteleri ile beden

Seslendirme Sistemi Kurulumu

uygulamalı çevre deneyleri rehberi

internet ve harekât araştırması uygulamaları

Journal of FisheriesSciences.com

Karpaz Yarımadasındaki Habitatların Natura