EKK`08 Sempozyum Kitabı Bölüm 3

Transkript

İ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu
11-13 Haziran 2008
Amoksisilinin Anaerobik Arıtılabilirliği
Hakan Çelebi ve Delya Sponza
Dokuz Eylül Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Buca, 35160, İzmir.
E-posta: hakan.celebi@ deu.edu.tr
Öz: Kanalizasyon, tıbbi atıklar, ilaç endüstrisi, gıda üretimi, çiftlik hayvanlarının üretimi gibi
faaliyetler antibiyotiklerin kaynaklarını oluĢturmaktadır. β-Laktam grubu antibiyotikler insan ve
veterinerlikte çok geniĢ bir kullanım aralığına sahiptir. Özellikle Amoksisilin geniĢ spektrumlu
bir etkiye sahiptir. Antibiyotiklerin anaerobik koĢullarda arıtılabilirliği ile yapılmıĢ çok az
sayıda çalıĢma bulunmaktadır. Bu çalıĢmada veterinerlikte ve insan tedavisinde yoğun bir
Ģekilde kullanılan β-Laktam grubu antibiyotiklerden biri olan Amoksisilinin Çok Kademeli
anaerobik Yatak Reaktörde (ÇKAYR) anaerobik arıtılabilirliği incelenecek, seçilen amoksisilin
dozunda anaerobik reaktör verim özellikleri (KOI giderimleri, toplam ve metan gaz üretimleri,
spesifik metanojenik aktivite değerleri, HCO3 alkalinitesi ile TUYA konsantrasyonlarının
değiĢimleri) incelenecektir.
Anahtar Kelimeler amoksisilin; anaerobik arıtım; anaerobik çok kademeli yatak reaktör; KOİ;
TUYA/HCO3
1. Giriş
Antibiyotikler, etkilerine ve kimyasal yapılarına göre β-Laktamlar, Tetrasiklinler, Makrolidler,
Aminoglikozidler, Quinolonlar, Linkosamidler, Oksazolidler, Sülfa antibiyotikler olarak
sınıflandırılırlar (Demirden, 2005). β-Laktam antibiyotikler geniĢ spektrumlu olup, gram pozitif
ve negatif organizmalardan kaynaklanan enfeksiyonların tedavisinde yoğun bir Ģekilde
kullanılmaktadır (Baeere ve diğ., 2005; Cass ve diğ., 2003).
Şekil 1.1. Amoksisilinin kimyasal yapısı.
Antibiyotikler biyolojik parçalanmaya dayanıklı olmaları nedeniyle değiĢik ortamlarda
birikirler. Yüksek organik yüke sahip olan antibiyotik atıksularının bu nedenle çevreye
boĢaltılmadan önce kesinlikle arıtılması gerekmektedir. Ġlaç endüstrisinin anaerobik koĢullarda
arıtılabilirliği ile yapılmıĢ çok az sayıda çalıĢma yer almaktadır (Arıkan ve diğ., 2006; Kim ve
diğ., 2007; Lallai ve diğ., 2002; Nandy ve diğ., 2001). Anaerobik çok kademeli yatak reaktörler
ile ilgili literatür araĢtırmalarında pek fazla çalıĢmaya rastlanmamıĢtır. Özellikle asidik
356
H. Çelebi, D. Sponza
petrokimya endüstrisi atıksularının arıtımı için bu tip reaktör tercih edilmiĢtir (Patel ve
Madamvar, 2001). AÇKYR ‗de hazne-1‘de anaerobik arıtmanın hidroliz ve asidleĢme fazı diğer
haznelerde ise metanlaĢma metanojenler tarafından gerçekleĢtirilmektedir. Bu çalıĢmada
veterinerlikte ve insan tedavisinde yoğun bir Ģekilde kullanılan β-Laktam grubu
antibiyotiklerden biri olan Amoksisilinin anaerobik çok kademeli yatak reaktörde anaerobik
arıtılabilirliği incelenecektir. Bu çalıĢmada bir aklimasyon süresi (start-up) olmadan 150 mg/L
amoksisilin antibiyotiğinin anaerobik reaktör verim özelliklerine ( KOI giderimleri, toplam ve
metan gaz üretimleri, spesifik metanojenik aktivite değerleri, HCO3 alkalinitesi ile TUYA
konsantrasyonlarının değiĢimleri) incelenecektir.
2. Materyal ve Metot
2.1. Anaerobik Çok Kademeli Yatak Reaktör ve Deney Düzeneği
150 mg/L Amoksisilin, 3400 mg/L KOĠ‘yi veren melas, Vanderbilt mineral ortamı, NaHCO3 ve
0,5 mg/L Sodyum tiyoglukolat içeren sentetik atıksu ile reaktör 10 gün boyunca iĢletilmiĢtir.
150 mg/L Amoksilinin KOĠ eĢdeğeri 100 mg/L olduğundan giriĢ atıksuyunun toplam KOĠ
konsantrasyonu 3500 mg/L civarında olmuĢtur.
Tablo 2.1. Anaerobik çok kademeli yatak reaktör için iĢletme koĢulları.
İşletme Parametreleri
Hidrolik Alıkonma Süresi (HRT)
Debi
Organik Yükleme Hızı (OLR)
Amoksisilin Konsantrasyonu
F/M Oranı
Sıcaklık
Giriş KOİ
Birim
Gün
L/gün
g.KOĠ/L.gün
mg/L
g.KOĠ/g.UAKM.gün
0
C
mg/L
AÇKYR
1,15
4,00
2,70
150
0,046
37 ±1
3500
Sistemde asidojen ve metanojenlerin dengeli büyümesi ve faz ayrımı için iki farklı türde destek
materyali farklı haznelerde kullanılmıĢtır. Hazne-1 içerisinde asidojen-lerin büyümesini
hızlandırmak için 300 g pomza taĢı, hazne-2‘de 315 g olacak Ģekilde pomza taĢı+kömürleĢmiĢ
kemik ve hazne-3‘te ise 330 g kömürleĢmiĢ kemik sisteme yerleĢtirilmiĢtir. AÇKYR reaktorü
beslemek için reaktörün %20‘sini dolduracak kadar, Ġzmir Pakmaya iĢletme-sinden asidojenik
ve metanojenik nitelikte kısmi granülleĢmiĢ anaerobik çamur alınmıĢtır. ÇalıĢmada kullanılan
reaktör sistemin ġekli 2.1.‘de verilmiĢtir. Reaktörün tüm hacmi 4,5 L olup haznelerin hacimleri
1,5 L‘dir. Sentetik atıksu 150 mg/L Amoksisilin, 3500 mg/L KOĠ‘yi veren melas, Vanderbilt
mineral ortamı, 5000 mg/L NaHCO3 ve 0,5 mg/L Sodyum tiyoglukat içermektedir.
2.2. Analitik yöntemler
2.2.1. Gaz ölçümleri
Gaz üretimleri sıvıların yer değiĢtirmesi yöntemi ile ölçülmüĢtür. Toplam gaz 2% (v/v) H2SO4
ve 10% (w/v) NaCl içeren sıvıdan geçirilerek ölçülmüĢtür. Metan gazı; oluĢan gazın % 3‘lük
NaOH içeren sıvıdan geçirilmesi ile bulunmuĢtur (Beydilli ve diğ., 1998; Razo-Flores ve diğ.,
1997). Metan gaz yüzdesi ise; Dräger Pac®Ex methane gaz analiz cihazı ile ölçülmüĢtür.
357
Şekil 2.1. Anaerobik çok kademeli yatak reaktör
2.2.2. Anaerobik toksisite ve spesifik metanojenik aktivite (SMA) deneyleri
3,5 ml anaerobik çamur içeren 0,35 ml Vanderbilt mineral ortamlı serum ĢiĢelerine karbon
kaynağı olarak 3500 mg/L KOĠ‘yi verecek melas, pH için NaHCO3, ideal ortam koĢulları için
Sodyumtiyoglukat konulmuĢ ve 10-350 mg/L‘lik Amoksisilin dozları ilave edilmiĢtir. 37,5 0C 1
gün süreli inkübasyon sonucu oluĢan metan gazının antibiyotik içermeyen numunelerde oluĢan
metan gazına kıyaslanması sonucu % aktivite; (Owen ve diğ., 1979; Donlon ve diğ. 1995)‘ e
göre hesaplanmıĢ ve çizilen grafikten de IC50 (% 50'sini inhibe eden antibiyotik konsantrasyonu)
değeri bulunmuĢtur. SMA testi anaerobik koĢullarda ATA testinde olduğu gibi 35 0C‘de
yapılmıĢtır. 1 g KOĠ‘nin giderimine 35 0C‘de 3,96 ml CH4 üretimi eĢdeğerdir (Speece, 1996).
2.2.3. KOĠ, BOĠ5, UAKM, TUYA, HCO3 alkalinitesi, pH ve sıcaklık ölçümleri
WTW Oxi Top IS 12 sistem kullanılarak BOĠ5 ölçülmüĢtür. KOĠ ise kapalı reflux kolorimetrik
yöntemi ile hesaplanmıĢtır (APHA-AWWA, 1992). APHA-AWWA, (1992)‘ye göre UAKM
miktarı hesaplanmıĢtır. Anderson ve Yang, (1992) tarafından titrimetrik metot kullanılarak
UYA ve HCO3 alkalinitesi ölçülmüĢtür. Ġlk olarak numunenin pH değeri belirlenip 5,1 ve 3,5
pH seviyelerine ulaĢıncaya kadar titrasyon yapılır ve sonuçlar bilgisayar programı ile
hesaplanır.WWT pH 330 tipi pH metre ile sistemdeki pH ve sıcaklık değerleri ölçülmüĢtür.
2.2.4. Amoksisilin ölçümü
HPLC kullanılarak Amoksisilinin analizleri; C18 ters kolon, (150 mm x 4,5 mm, 5µm,) Mobil
Faz (75:25/25:75) (v/v) metanol/su+ fosfat, AkıĢ Hızı 1 ml/min, enjeksiyon hacmi 12-µl ve 287
nm‘de UV dedektör kullanılmıĢtır (Hsu ve Hsu, 1992).
3. Sonuçlar ve Değerlendirme
Metan gazı; oluĢan gazın % 3‘lük NaOH içeren sıvıdan geçirilmesi ile bulunmuĢtur (Beydilli ve
diğ., 1998; Razo-Flores ve diğ., 1997). Metan gaz yüzdesi ise; Dräger Pac®Ex methane gaz
analiz cihazı ile ölçülmüĢtür.
ġekil 3.1.‘de anaerobik çamur için Amoksisilinin artan deriĢimleri ile % aktivite azalma
değerleri arasında çizilen grafik verilmektedir. ġekil 3.1.‘den Amoksisilin için IC 50 değerinin
358
195 mg/L olduğu görülmektedir. IC50 değerinin yüksek olması anaerobik çamurun antibiyotiğin
toksisitesine daha dirençli olduğunu göstermektedir. Gartiser ve diğ. (2007) tarafından yapılan
inhibisyon testleri sonucunda Amoksisilin ile ilgili etkileyici konsantrasyon değerlerinin
EC10=12,3 mg/L, EC20=95,9 mg/L ve EC50=2721 mg/L olarak değiĢtiği saptanmıĢtır.
S.leopoliensis (siyanobakter) ve S.capricornutum (yeĢil alg) kültürlerinin büyümesini
engelleyici bir çalıĢmada Lindberg ve diğ. (2007), 96 saatte EC50 değerlerinin Amoksisilin için
0,78 µg/L ve Eritromisin için 10,3 µg/L olduğunu bulmuĢlardır. Lalumera ve diğ. (2004),
Ġtalya‘da su kültürlerinde antibiyotiklerin etkileri üzerine yaptıkları çalıĢmada Amoksisilin,
Okisitetrasiklin, Flumeguin ve Tiyamfenicol gibi önemli antibiyotik grubunun EC50 değerlerini
121–139 mg/L olarak bulmuĢlardır. Bu çalıĢmada kullanılan kısmi granülleĢmiĢ çamur için
amoksisilinin IC50 değeri yukarıda verilen çalıĢmalarda saptanan değerlerden çok daha yüksek
olduğunu göstermiĢtir. Bu durum bu çalıĢmada aĢı olarak kullanılan kısmi granülleĢmiĢ
çamurun amoksisiline dirençli olduğunu göstermektedir. SMA testi, anaerobik çamurun
metanojenik aktivitesinin bir göstergesidir. ġekil 3.2.‘de SMA değeri Amoksisilin için 0,12-1,05
gCH4-KOĠ/g-UAKM.gün aralığında olup antibiyotik konsantrasyonu arttıkça azalmaktadır.
Anaerobik çamurun metan kapasitesini ölçmek için kullanılan SMA testi, reaktörün iĢletme
dönemlerinde sistemde tutulması gereken UAKM‘nin belirlenmesini ve sisteme
uygulanabilecek optimum organik yüklemenin ve arıtılacak antibiyotik dozlarının
hesaplanmasını sağlayarak, sistemlerin iĢletmeye alma sürecini kısaltmaktadır. Yapılan SMA
analizleri daha sonraki çalıĢmalarda anaerobik reaktörlerde arıtılması için kullanılacak
antibiyotik konsantrasyonunu da tayin etmeye yarar. Literatürde yapılan çalıĢmalarda doğrudan
amoksisilin antibiyotiğinin anaerobik arıtılması ile ilgili çalıĢmalardan SMA değerini içeren bir
çalıĢmaya rastlanmamıĢtır. Bu nedenle bazı antibiyotikleri içeren atıksulardaki SMA değerleri
derlenmiĢtir. Öktem ve diğ. (2007) ilaç sanayi atıksularının arıtımı için alternatif hibrid UASB
reaktör kullanmıĢlar ve antibiyotik içeren ilaç sanayi atıksularının SMA değerini 0,5 gCH4KOĠ/g.UAKM.gün olarak saptamıĢlardır. Ayrıca 8 kg COD/m3gün‘lük organik yüklemede KOĠ
giderim verimini %72 olarak bulmuĢlardır.UASB reaktörde antibiyotik arıtımı ile ilgili bir
çalıĢmada Wollenberger ve diğ. (2000) oksitetrasiklin için SMA değerini 0,425 gCH4KOĠ/g.UAKM.gün olarak bulmuĢlardır.
3.2. Arıtılabilirlik ÇalıĢmaları
AÇYR‘nin anaerobik koĢullarda beslemesi ve bakteri populasyonun dengelenmesi için
adaptasyon süreci çok önemli olmaktadır. Bu nedenle sistemin kararlı hal koĢullarına gelmesi
için belli bir süreçte iĢletilmesi gerekmektedir (anaerobik kararlı hal koĢulları yaklaĢık 15
günlük bir periyotta çıkıĢ suyu KOĠ giderimi ile oluĢan gazın metan yüzdesinde %10‘luk bir
değiĢiklik olmalı).Ancak bu çalıĢmada böyle yapılmamıĢ olup aklimasyon safhası olmadan
amoksisilin antibiyotiği ile beraber reaktör beslenerek anaerobik AÇYR reaktörün verim
özellikleri incelenmiĢtir. ATA testinde elde edilen IC50 değeri (195 mg/l) dikkate alınanark bu
değerin altında amoksisilin konsantrasyonu (150 mg/l) seçilmiĢtir.
3.2.1. AÇYR reaktörde KOĠ giderimleri ve metan üretimi
ġekil 3.3. ile ġekil 3.4.‘te AÇYR‘nin ilk iĢletim aĢamasında KOĠ giderimi ve KOĠ
konsantrasyonundaki değiĢimler ile metan gazı değiĢim miktarları sırasıyla yer almaktadır.
ĠĢletmeye alındıktan sonra anaerobik çok kademeli yatak reaktörde 7. ve 8. günler için KOĠ
giderim verimleri ve metan gazı üretim değerleri %70 ile %50 olarak bulunmuĢtur. Literatürde
120
y = -0,2097x + 95,457
% Metan Üretimi
100
R2 = 0,9914
80
60
40
20
0
0
100
200
300
400
Amoksisilin Konsantrasyonu
(mg/L)
Şekil 3.1. ATA testi ( IC50 = 195 mg/L)
359
S MA gCH4-KOİ/gUAKM-gün
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
0
35 70 105 140 175 210 245 280 315 350 385
Amoksisilin Konsantrasyonu mg/L
Şekil. 3.2. Amoksisilinin SMA değiĢimleri.
amoksisilinin anaerobik arıtılabilirliği ile ilgili çalıĢmalara pek rastlanmamıĢtır. Chelliapan ve
diğ., (2006); makrolid grubu antibiyotikleri içeren ilaç sanayi atıksularının anaerobik Ģartlarda
organik yüklemenin 0.43 kg/m3.gün‘den 3.73 kg/m3.gün‘e çıkarılmasında KOĠ giderim
veriminin %70‘e düĢtüğünü, %85 KOĠ giderim verimi için 4 günlük alıkonma süresinde ideal
organik yüklemenin 1.86 kg/m3.gün olduğu ve oluĢan gazın %85‘inin metan olduğu
belirtmiĢlerdir. Mohan ve diğ. (2001) tarafından yapılan bir çalıĢmada antibiyotik içeren ilaç
endüstrisi atık sularının anaerobik koĢullarda organik yüklemenin 0,25 kg/m3.gün‘ den 2,5
kg/m3.gün‘e çıkarılmasının KOI giderim verimini %60‘a düĢürdüğünü, %80 KOI giderme
verimi için uygun organik yüklemenin 1,25 kgKOĠ/m3.gün olduğu, oluĢan gazın %80‘inin
metan olduğu saptanmıĢtır. Öktem ve diğ. (2006) tam karıĢımlı anaerobik asidojenik reaktörde
optimum iĢletme koĢullarında antibiyok içeren atıksuların alıkonma süresi, pH, organik
yükleme değerleri kriter alınarak bir çalıĢma yapmıĢlardır. ÇalıĢma sonucunda pH 5-6,3,
organik yükleme 13 kg KOĠ/m3gün ve KOĠ giderimi maksimum %44 bulunmuĢtur. Ayrıca
reaktörde baskın uçucu asitlerin asetik, probiynik ve n-bütrik asidler olduğunu belirlemiĢlerdir.
Buitron ve diğ., (2002) ardıĢık kesikli biyofiltrede anaerobik/aerobik koĢullarda 8-24 saatlik
antibiyotik içeren atıksuların arııtımı ile ilgili çalıĢmalarında %95-97 KOĠ giderimi elde
etmiĢlerdir. Sridhar ve diğ. (2001) kesikli tip anaerobik reaktörde ilaç sanayi atıksulartının
artımını yapmıĢlardır. ÇalıĢma sonucunda 1,9 kg KOĠ/m3gün organik yüklemede %83 ve 5,8 kg
/m3 organik yüklemede ise %45 KOĠ giderimleri bulunmuĢtur. Sponza ve diğ., (2006) yaptıkları
çalıĢmada anaerobik sürekli UASB/CSTR sistemde sülfamerazinin arıtımını gerçekleĢtirmiĢlerdir. Farklı sülfamerazin konsantrasyonlarında sırasıyla %76, %97 KOĠ giderimi ölçülmüĢtür.
Farklı iĢletme koĢullarında antibiyotik içeren atıksular yukarı akıĢlı anaerobik filtrede
artılmıĢtır. Öktem ve diğ., (2007) ilaç sanayi atıksularının arıtımı için alternatif hibrid UASB
reaktör kullanmıĢlar ve antibiyotik içeren ilaç sanayi atıksularının 3 kg COD/m3gün organik
yükleme ve 2 günlük alıkonma süresinde KOĠ giderim verimleri %96, %91, %85 olarak
bulunmuĢtur. Amoksisilin deriĢimi 150 mg/L ve melas eĢdeğeri KOĠ konsantrasyonu 3500
mg/L olduğunda anaerobik çamurda gaz üretimleri ve metan gazı yüzdesi ġekil 3.5.‘te
verilmiĢtir. Kümülatif günlük toplam ve metan gazları ile metan yüzdesi ilk gün sırasıyla 31680
ml/gün, 4800 ml/gün ve %18 olarak kaydedilmiĢtir. Maksimum toplam gaz, metan gazı
üretimleri ve metan yüzdesi 108000 ml/gün, 10145 ml/gün ve %50 olarak belirlenmiĢtir.
Amoksisilin deriĢimi 150 mg/L ve melas eĢdeğeri KOĠ konsantrasyonu 3500 mg/L olduğunda
anaerobik çamurda gaz üretimleri ve metan gazı yüzdesi ġekil 3.5.‘te verilmiĢtir. Kümülatif
günlük toplam ve metan gazları ile metan yüzdesi ilk gün sırasıyla 31680 ml/gün, 4800 ml/gün
ve %18 olarak kaydedilmiĢtir. Maksimum toplam gaz, metan gazı üretimleri ve metan yüzdesi
108000 ml/gün, 10145 ml/gün ve %50 olarak belirlenmiĢtir.
360
60
50
40
30
20
10
0
1
2
3
Çıkış ( mg /L)
4
5
Günler
6
Giriş (mg/L)
7
50
9000
40
30
6000
20
3000
10
Metan Yüzdesi (%)
80
70
Metan Üretimi ( ml/gün)
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
KOİ Giderimi (%)
KOİ Konsantrasyonları
(mg/L)
3.2.2. AÇKYR‘de TUYA değiĢimleri
Anaerobik çok kademeli yatak reaktörde 150 mg/l olarak amoksisilinin konsantrasyonu KOĠ de
dikkate alınarak 8 günlük bir iĢletme süreci için KOĠ giderimleri ve TUYA üretimleri
sistemdeki her bölmede gözlenmiĢtir (ġekil 3.6.). TUYA konsantrasyonlarının 5., 7., ve 8.
günlerde 1. haznede 300-500 mg/L cıvarında ölçülmüĢtür. Çünkü 1. hazne anaerobik arıtmada
asitleĢme kademesi olarak kullanılıyor.
0
0
1
2
8
3
4
5
6
7
Günler
M etan Üretimi (ml/gün)
M etan Yüzdesi (%)
KOİ Giderimi (%)
Şekil 3.3. AÇYR‘de KOĠ değiĢimleri
değiĢimleri
Şekil 3.4. AÇYR‘de metan gazı
AÇYR reaktörün 3.haznesinde ve çıkıĢta UYA konsantrasyonlarının salınım gösterdiği
gözlenmiĢtir. Ancak KOĠ‘nin % 70‘e yaklaĢan bir verimle ve oluĢan gazın metan yüzdesinin
yüksek olduğu 6. ve 8. günlerde çıkıĢ örneklerindeki TUYA konsantrasyonlarının düĢtüğü
gözlenmiĢtir ġekil 3.7‘de AÇYR‘de uygun iĢletme zamanında pH değiĢim miktarları verilmiĢtir.
3.2.3. AÇKYR‘de pH, HCO3 alkalinitesi , TUYA/HCO3 oranlarındaki değiĢimler
Metanojenlerin verimli arıtımı için optimum pH aralığı yaklaĢık olarak 6,5-7,6 olmaktadır
60
50
80000
40
60000
30
40000
20
20000
10
0
0
1
2
3
4
5 6 7
Günler
8
9 10
Toplam Gaz Üretimi (ml/gün)
Metan Gaz Üretimi (ml/gün)
Metan Yüzdesi (%)
Şekil 3.5. AÇYR‘de toplam metan
üretimleri ve metan yüzdesi değiĢimleri
600
500
TUYA (mg/L)
100000
Metan Yüzdesi (%)
Toplam ve Metan Gaz
Üretimi (ml/gün)
120000
400
300
200
100
0
1
2
Hazne-1
3
4
5
Günler
Hazne-2
6
Hazne-3
7
8
ÇıkıĢ
Şekil 3.6. AÇYR‘de TUYA değiĢimleri
Genellikle 1. haznede pH‘ın daha düĢük olduğunu (6,98), çıkıĢ numunelerinde ise pH‘ın daha
yüksek (7,55) olduğu gözlenmiĢtir. Anaerobik sistemlerde diğer zayıf asitlerle, CO2 artıĢı yeterli
HCO3 alkalinitesine bağlı olmaktadır. Asit konsantrasyonlarında (HCO3 ve TUYA) alkalinitenin
361
artması reaktörde bozunmalara, bazı mikrobiyal aktivitelerin özellikle metanojenlerin inhibe
olmasına yol açmaktadır (Speece, 1996). Anaerobik çok kademeli yatak reaktörün çıkıĢında
HCO3 alkalinitesi konsantrasyonları 569–874 mg/L arasında hesaplanmıĢtır (ġekil 3.8.).
Bikarbonat alkanitesi konsantrasyonu ilk haznede diğer haznelere göre yüksek derecededir.
TUYA/HCO3 Alkalinitesi oranı 0,8‘den düĢük ise reaktör bir dereceye kadar kararlı ya da
kararsız durumdadır (Behling ve diğ., 1997). ġekil 3.9‘da TUYA/HCO3 oranı 1. ve 2.
haznelerde 0,3-0,5 arasında ölçülmüĢtür. 3. haznede ve çıkıĢta ölçülen 0,15 ve 0,38 değerleri
ıĢığında AÇYR‘de sistem kararlı denilebilir çünkü; TUYA/HCO3 Alkalinitesi oranları çıkıĢ ve
diğer bölmelerde 0,4‘den düĢüktür.
7,60
pH
7,40
7,20
7,00
6,80
6,60
1
2
3
4
5
6
7
8
Günler
Hazne-1
Hazne-2
Hazne-3
Bikarbonat Alkalinitesi (mg/L)
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
1
ÇıkıĢ
2
3
Hazne-1
Şekil 3.7. AÇYR‘de pH DeğiĢimleri
4
5
Günler
Hazne-2
6
7
Hazne-3
8
Çıkış
Şekil 3.8. AÇYR‘de HCO3 Alkalinitesi
0,80
0,60
0,40
0,20
0,00
1
2
3
4
5
6
7
8
Günler
Hazne-1
Hazne-2
Amoksisilin konsantrasyonu (mg/L)
TUYA/HCO3 Alkanitesi
Oranı
3.2.4. Anaerobik çok kademeli yatak reaktörde amoksisilin giderimleri
Ġlk 7-8 günlük iĢletme sürecinden sonra sisteme yapılan antibiyotik dozlaması 150 mg/L
Amoksisilin konsantrasyonu olacak Ģekilde yapılmıĢtır.
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
1
3
5
7
9
11
13
15
17
19
Günler
Hazne-3
ÇıkıĢ
Şekil 3.9. AÇKYR‘de TUYA/HCO3
değiĢim miktarları
amoksisilin (mg/L)
Şekil 3.10. AÇYR‘de amoksisilin giderimi
Amoksisilin günlük anaerobik iĢletme sonunda 150 mg/L‘den 70 mg/L‘ye düĢerek % 65
oranında giderilmiĢtir (ġekil 3.10). Kim ve Burgess (2002) yaptıkları çalıĢmada fosfat ve
sodyum azid içeren bir ortamda anaerobik koĢullarda amoksisilin antibiyotiğinin 2 gün içinde
140 mg/L‘den 43 mg/L‘ye düĢerek %52 oranında azaldığını gözlemiĢlerdir. Bu çalıĢma farklı
besiyeri bileĢimleri kullanılmasına rağmen mevcut çalıĢmamız ile aynı oranda amoksisilin
giderimi vermektedir.150 mg/L amoksisilin içeren atık suyun baĢlangıç ve 20 günlük anaerobik
arıtma sonrası ayrıĢabilirlikleri incelenmiĢtir. Buna göre Amoksisilin içeren anaerobik reaktörün
362
baĢlangıç BOĠ5/KOĠ oranı 0,05 olup (zor ayrıĢabilir) 20 gün sonunda 0,25‘e (kolay
ayrıĢabilir)(veriler verilmemiĢtir) ulaĢmıĢtır. Uzun iĢletme sürelerinde sürekli anaerobik
reaktörlerde biyolojik ayrıĢabilirlik daha da arttırılacaktır.
4. Tartışma
Beta laktam gurubu bir antibiyotik olan amoksisilinin BOĠ5/KOĠ oranları düĢük olduğundan, 20
günlük aklimasyonsuz olarak AÇYR reaktörde arıtılarak biyolojik ayrıĢabilirliği arttırılmıĢtır.
Amoksisilin içeren anaerobik reaktörde BOĠ5/KOĠ oranı 0.05‘den 0.25‘e çıkarılmıĢtır. Bu
çalıĢmada amoksisilinin IC50 değeri 195 mg/l olmasına rağmen AÇYR reaktöre kararlı hal
koĢullarına ulaĢmadan doğrudan ilave edilen 150 mg/l amoksisilin 20 günlük iĢletme sonunda
%65 arıtma verimi ile giderilmiĢtir. Melas –KOĠ‘si ve 150 mg/l amoksisilin içeren atık suyun 9
gün sonunda KOĠ giderimi 70%, toplam gazın metan yüzdesi 50% olmuĢtur. Kısa sürede elde
edilen yüksek KOĠ, antibiyotik giderimleri ile yüksek metan içeriğine sahip toplam gaz oluĢumu
AÇYR ‗ün üç kademeli 3 ayrı hazneden oluĢması ve kısmi granülleĢmiĢ çamurun aĢı olarak
kullanılması ile açıklanabilir. AÇYR‘ de 1. haznenin asidojenik olarak çalıĢması KOĠ‘nin
kolaylıkla hidrolizine ve asitleĢmesine neden olmaktadır. Kolay ayrıĢan KOĠ ile birlikte
amoksisilin de besin kaynağı olarak alınmakta ve son haznede metanlaĢma olmaktadır.
Böylelikle anaerobik arıtmanın farklı kademelerde olması ile asit ve metan bakterilerinin
aktivitelerinde olumsuz etkilerin olmadığı sonucuna varılabilir. Amoksisilin dozları 10
mg/L‘den 350 mg/L‘ye doğru kademeli artmasına rağmen SMA değerlerinin Amoksisilin için
1,05 gCH4-KOĠ/g-UAKM.gün değerinden 0,12 gCH4-KOĠ/g-UAKM.gün değerine düĢtüğü
gözlenmiĢtir. Yani doz kademeli olarak 20, 30 kez artmasına rağmen SMA değeri 1/3 oranında
azalmıĢtır. Bu durum da ayrıca
Amoksisilinin kesikli beslemeli düzende anaerobik
arıtılabilirliğini göstermektedir. AÇYR‘de UYA/HCO3 Alkalinitesi oranlarının çıkıĢ ve diğer
bölmelerde 0,4‘den düĢük olması sistemin kararlı olduğunu göstermektedir.
Teşekkür
106 Y 306 numaralı proje ile bu araĢtırmayı kısmen destekleyen TÜBĠTAK‘a teĢekkür ederiz.
Kaynaklar
Anderson, G.K., Yang, G. (1992). Determination of bicarbonate and total volatile acid concentration in anaerobic
digesters using a simple titration. Water Environment Research, 64, 53-59.
APHA-AWWA, (1992). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 17th edition. American
Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, Washington DC,
USA.
Arıkan, O.A., J.Sikora, L., Mulbry, W., Khan, S.U., Rice, C., & Foster G.D. (2006). The fate and effect of
oxytetracycline during the anaerobic digestion of manure from therapeutically treated calves. Process
Biochemistry, 41, 1637-1643.
Beydilli, M.I., Pavlosathis, S.G., & Tincher, W.C. (1998). Decolorization and toxicity screening of selected reactive
azo dyes under methanogenic conditions. Water Science and Technology, 38 (4-5), 225-232.
Buitron G, Melgoza R:M, Jimenez L (2002). Pharmaceuticals wastewater treatment using an anaerobic/aerobic
sequencing batch biofilter, 5th specialized conference on small water and wastewater treatment systems, Ġstanbul
Turkey, 24-26 September 2002 Ġstanbul
Cass, Q.B., Gomes, R.F., Calafatti, S.A., & Pedrazolli Jr. J. (2003). Determination of amoxycillin in human plasma
by direct injection and coupled-column high-performance liquid chromatography. J Chromatography A, 987,
235-241.
363
Chelliapan, S., Wilby, T., Sallis, P.J. (2006). Performance of an up-flow anaerobic stage reactor (UASR) in the
treatment of pharmaceutical watewater containing macrolide antibiotics. Water Research, 40, 507–516.
Donlon, B.A., Razo-Flores, E., Field, J.A., & Lettinga G. (1995). Toxicity of N-substrated aromatics to acetolastic
methanogenic activity in granular sludge. Applied and Environmental Microbiology, 61, 3889-3893.
Gartiser, S., Urich, E., Alexy, R., Kümmerer, K. (2007). Anaerobic inhibition and biodegradation of antibiotics in
ISO test schemes, Chemosphere 66, 1839–1848.
Kim, Y., Choi, K., Jung, J., Park, S. Kim, P.G., Park, J. (2007). Aquatic toxicity of acetaminophen, carbamazepine,
cimetidine, diltiazem and six major sulfonamides, and their potential ecological risks in Korea, Environment
International, 33, 370–375.
Kim, H., Burgess, D.J. (2002). Effect of drug stability on the analysis of release data from controlled release
microspheres. Journal Microencapsulation, 19, 631-640.
Lallai, A., Mura, G., Onnis, N. (2002). The effects of certain antibiotics on biogas production in the anaerobic
digestion of pig waste slurry. Bioresource Technology, 82, 205-208.
Lindberg, R.H., Bjorkloundb, K., Johanssond, P.R., Tysklinda, M., Anderssona, M.B.A.V. (2007). Environmental
risk assessment of antibiotics in the Swedish environment with emphasis on sewage treatment plants. Water
Research, 41, 613 – 619.
Mohan S.V Prakasham R.S Satyavathi B, Annapurna S.V Ramakrishna S. (2001) Biotreatability studies of
pharmaceuticals wastewater using an anaerobic suspended film contact reactor. Wat Sci.Tech., 43(2), 271-276.
Nandy, T., Kaul, S. N. (2001). Anaerobic pre-treatment of herbal-based pharmaceutical wastewater using fixed-film
reactor with recourse to energy recovery. Water Research, 35, 351-362.
Owen, W.F., Stuckey, D.C., Healy, J.B., Young, JR. L.Y., & McCarty, P. L. (1979). Bioassay for monitoring
biochemical methane potential and anaerobic toxicity, Water Research, 13, 485-492.
Öktem, Y.A., Ġnce, O., Sallis, P., Donnelly, T., Ġnce B.K. (2007). Anaerobic treatment of a chemical synthesis-based
pharmaceutical wastewater in a hybrid upflow anaerobic sludge blanket reactor. Bioresource Technology, 99,
1089-1096.
Razo-Flores, E., Luijten, M., Donlon, B.A., Lettinga, G., & Field, J.A. (1997). Complete biodegradation azo dye
Azodisalicylate under anaerobic conditions. Environmental Science and Technology, 31(7), 2098-2103.
Speece, R.E., (1996). Anaerobic biotechnology for industrial wastewaters. Archae Pres, USA, 114-115.
Wollenberger, L., Halling-Sorensen, B., Kus, K.O. (2000). Acute and chronic toxicity of veterinary antibiotics to
Daphnia Manga. Chemosphere, 40, 723±730.
Srithar, S., Khan, S.T., Akella, V.R., & Anjaneyulu, Y. (2001). Batch studies to evaluate the treatabiliy of
pharmaceutical wastes by anaerobic digestion.
Öktem, Y.A., Ġnce, O., Sallis, P., Donnelly, T., Ġnce B.K. (2006). Determination of optimum operating conditions of
an acidification reactor treating a chemical synthesis-based pharmaceutical wastewater. Process Biochemistry, 41,
2258-2263.
Behling, E., Diaz, A., Colina, G., Herrera, M., Gutierrez, E., Chacin, E., (1997). Domestic wastewater treatment using
a UASB reactor. Biores. Technol., 61, 239-245.
Patel, H., & Madamvar, D. (2001). Single and multichamber fixed film anaerobic reactors for biomethanation of
acidic petrochemical watewater-systems performance. Process Biochemistry, 36, 613-619.
Lalumera, G.M., Calamari, D., Galli, P., Castigloni, S., Crosa, G., Fanelli, R., (2004). Preliminary investigation on
the environmental occurrence and effects of antibiotics used in aquaculture in Italy. Chemosphere, 54, 661-668.
Sponza, D.T., Demirden, P. (2006). Treatability of sulfamerazine in sequential upflow anaerobic sludge blanket
reactor (UASB)/completely stirred tank reactor (CSTR) processes. Separation and Purification Technology 56 ,
108–117.
11-13 Haziran 2008
Tekstil Endüstrisi Atıksuyunun Ardışık Kesikli Biyoreaktör İle
Optimum Şartlarda Arıtılması İçin Yapılan Laboratuar Ve
Gerçek Ölçekli Tesis Çalışmalarının Karşılaştırılması
Yasemin Damar, Recep İleri
Sakarya Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 54187 Esentepe
Kampüsü, Adapazarı.
E-posta: [email protected]
Öz Bu çalıĢmada, tekstil endüstrisi atıksuyunun ardıĢık kesikli biyoreaktör ile optimum Ģartlarda
arıtılması için yapılan tam ölçekli ve laboratuar ölçekli tesis çalıĢmalarının karĢılaĢtırılması
yapılmıĢtır. Bu amaçla ArdıĢık Kesikli Biyoreaktörlerin (AKR) optimum iĢletme Ģartları
incelenerek, her iki tesisin performansları karĢılaĢtırılmıĢtır. Tam ölçekli tesis, boyutları belli bir
oranda küçültülerek ortak çalıĢma koĢullarında laboratuar ölçekli tesis kurulmuĢ ve her iki tesis
içinde benzer arıtma çalıĢmaları yapılmıĢtır. Hem laboratuar ölçekli, hem de tam ölçekli tekstil
atıksu arıtma tesisi için yapılan çalıĢmalar sonucunda; 0,5 saat doldurma, 1,5 saat havalandırma
(reaksiyon), 1,5 saat çökelme ve 0,5 saat boĢaltma-devreye alma sürelerinde en uygun arıtma
(optimum) verimi elde edilmiĢtir. ÇalıĢılan laboratuar ölçekli tekstil endüstrisine ait ArdıĢık
Kesikli Biyoreaktörün KOĠ cinsinden ortalama arıtma verimi %63 iken (çalıĢma koĢullarına
bağlı olarak; minimum=%37, maksimum=%94), çalıĢılan tam ölçekli tesise ait KOĠ cinsinden
ortalama arıtma verimi ise %85 olduğu tespit edilmiĢtir.
Anahtar Kelimeler ardışık kesikli biyoreaktör; atıksu; laboratuar ölçekli tesis; optimum şartla;
tam ölçekli tesis; tekstil endüstrisi
1. Giriş
ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör (SBR, AKR), gerek endüstriyel ve gerekse evsel atıksuların
arıtılmasında kullanılan ve son zamanlarda yaygınlaĢan, havalandırma (reaksiyon) ve çökelme
iĢleminin tek tank içersinde yapıldığı biyolojik arıtma sistemidir. ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör
sistemi; beĢ farklı adımda tanımlanabilmektedirler. Bunlar sırasıyla doldurma/reaksiyon,
reaksiyon, çökelme, boĢaltma ve tekrar sisteme almadır. Her bir periyodun süresi, deneyimli
operatörler tarafından ayrıntılı pilot tesis çalıĢmaları ve tecrübeleri temelinde belirlenmektedir.
Çökelme ve boĢaltma periyotlarının sürelerinin sabitlenmesine karĢılık yeterli olarak kontrol
edilen reaksiyon süresi verimi geliĢtirilebilir. Farklı atıksuların kendilerine ait karakteristikleri
yüzünden uygun iĢletme parametrelerini seçmek önemli ve gereklidir (Tsang, 2007; Ġleri ve
Damar, 2008). ArdıĢık kesikli Biyoreaktör (SBR), organik ve besi maddelerinin uzaklaĢtırılması
için uygundur. ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör (SBR) son yıllarda endüstriyel atıksuların arıtılması
için de geliĢtirilmiĢtir (Droste, 1997). Endüstriyel atıksuların arıtılması için kullanılabilen
ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör uygulamaları her geçen gün artmakta olup, Almanya‘daki atıksu
arıtma teknolojileri arasındaki ardıĢık kesikli reaktör uygulanması oranı % 1.3 civarındadır
(Teichgraber, 2001). ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör (AKR, SBR), bir aktif çamur biyolojik arıtma
prosesidir. ArdıĢık kesikli Biyoreaktör sistemleri, sürekli (plug flow) ve tam karıĢımlı (complete
mixed) sistem özellikleri gösteren melez (hybrid) sistemlerdir. Fakat bunlardan farklı özellikler
366
Y. Damar, R. İleri
gösterdikleri de literatürde ifade edilmektedir. ArdıĢık kesikli reaktör sistemi, klasik aktif çamur
reaktöründen farklı olup, havalandırma ve çökelme fonksiyonlarının tek tankta gerçekleĢtiği bir
sistemdir (Tchobanoglous, 1991; Droste, 1997; Novak et al, 1997; Kulaç, 1997; EPA, 2000; Lee
ve Lin, 2000; Lin, 2001). Tekstil endüstrisi atıksuları ardıĢık kesikli biyoreaktör ile biyolojik
olarak arıtılabilir, fakat atıksuyun pH‘ı ve sıcaklığı dikkatli bir Ģekilde gözlenmelidir. ArdıĢık
kesikli biyoreaktörlerin tekstil endüstrisi atıksularının arıtımındaki verimi ve arıtımdaki etkisi
giriĢ besin konsantrasyonunun, giriĢ çamur konsantrasyonunun, reaksiyon süresinin ve çökelme
süresinin kontrolü ile sağlanır (Jamrah ve Abu-Ghunmi, 2001).
Bu çalıĢmada, tekstil endüstrisi atıksuyunun ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör ile optimum Ģartlarda
arıtılması için yapılan tam ölçekli ve laboratuar ölçekli tesis çalıĢmalarının karĢılaĢtırılması
yapılmıĢtır.
2.1.Gerçek Ölçekli Tesis
ÇalıĢılan tekstil endüstrisi atıksu arıtma tesisi Sakarya Ġli, Akyazı ilçesinde yer almaktadır.
Tekstil endüstrisine ait biyolojik atıksu arıtma tesisinin akım Ģeması ġekil 1‘de gösterilmiĢtir.
Tekstil endüstrisi atıksu arıtma tesisi giriĢ konsantrasyonları; KOĠ=350–5000 mg/l (aritmetik
ortalama=1417 mg/l), AKM=10–50 mg/l, pH=4-12, sıcaklık 400C‘dir. Arıtma tesisinin optimum
Ģartlarda iĢletilmesi; 0.5 saat doldurma, 1.5 saat havalandırma (reaksiyon), 1.5 saat çökelme ve
0.5 saat boĢaltma-devreye alma süresi Ģeklindedir. Dolayısıyla bir devir (seans) için toplam 4
saat gerekmektedir. Günde 6 seans yapılmaktadır. Arıtma tesisine, endüstriyel (900-1900
m3/gün) ve evsel (40-100 m3/gün) atıksular gelmektedir. Fabrikada, üç adet ardıĢık kesikli
biyoreaktör mevcut olup, ihtiyaca (sipariĢlere) göre çalıĢtırılmaktadır. Bir adet ardıĢık kesikli
biyoreaktörde, her seansta 160 m3 olmak üzere, toplam günde 960 m3 atıksu arıtılmaktadır [Ġleri,
2005] Gerçek ölçekli ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör (AKR)‘den aritmetik ortalama çıkıĢ
konsantrasyonları 2005, 2006 ve 2007 yıllarına ait (üç yıllık, n=52) atıksu arıtma tesisi çıkıĢ
Kimyasal Oksijen Ġhtiyacı (KOĠ) ve pH değerleri tespit edilmiĢtir.
Tekstil Endüstrisi Atıksuyunun Ardışık Kesikli Biyoreaktör İle Optimum Şartlarda Arıtılması İçin
Yapılan Laboratuar Ve Gerçek Ölçekli Tesis Çalışmalarının Karşılaştırılması
367
Tekstil endüstrisinin 2005, 2006, 2007 yıllarına ait KOĠ değerleri ġekil 2‘de gösterilmiĢtir. Su
Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği (SKKY)‘nde Tablo 10.7‘de KOĠ parametresi için deĢarj
standardını aĢan iki değer görülmektedir. Tekstil endüstrisinin 2005, 2006, 2007 yıllarına ait pH
değerleri ġekil 3‘de gösterilmiĢtir. Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği (SKKY)‘nde Tablo
10.7‘de pH parametresi için standartları sağladığı görülmektedir.
2.2. Laboratuar Ölçekli Tesis
Tekstil endüstrisi atıksularına ait arıtma tesisi 1/100 000 oranında küçültülerek laboratuar
ölçekli tesis oluĢturulmuĢtur. Laboratuar ölçekli tesisin akım Ģeması ġekil 4‘de gösterilmiĢtir.
KOİ
3
SICAKLIK
4
5
AKM
AKM
pH
pH
İLETKENLİK
İLETKENLİK
BULANIKLIK
6
ÇÖZÜNMÜŞ OKSİJEN
1
GİRİŞ
KOİ
SICAKLIK
2
ARDIŞIK KESĠKLĠ
BĠYOREAKTÖR
1-DENGELEME TANKI VE
NUMUNE ALMA YERİİ
2-PERİİSTALTİİK POMPA
3- pHMETRE
4-SICAKLIK ÖLÇER
5-OKSİİJENÖ
JENÖLÇER
6-KARIŞŞTIRICI
7-NUMUNE ALMA YERİİ
Şekil 4. Laboratuar Ölçekli Tesisin Akım ġeması
BULANIKLIK
ÇÖZÜNMÜŞ OKSİJEN
7
ÇIKIŞ
368
Y. Damar, R. İleri
Uygulanan ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör (AKR) sisteminde deneysel çalıĢmalar için gerekli olan
atıksu numunesi tekstil endüstrisine ait atıksu arıtma tesisi ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör ünitesi
giriĢinden alınmıĢtır.
pH Değerleri
Kimyasal Oksijen İhtiyacı (KOİ)
Değerleri, mg/L
Laboratuar ölçekli atıksu arıtma tesisinin 2007 yılına ait giriĢ KOĠ değerleri ġekil 5‘de
gösterilmiĢtir. Laboratuar ölçekli atıksu arıtma tesisinin 2007 yılına ait giriĢ pH değerleri ġekil
6‘da gösterilmiĢtir.
Şekil 5. Laboratuar Ölçekli Atıksu
Arıtma Tesisinin 2007 Yılına Ait GiriĢ
KOĠ Değerleri
Arıtma Tesisinin 2007 Yılına Ait GiriĢ
pH Değerleri
Askıda Katı Madde (AKM)
Değerleri, mg/L
Laboratuar Ölçekli Atıksu Arıtma Tesisinin 2007 Yılına Ait giriĢ AKM Değerleri ġekil 7‘de
gösterilmiĢtir.
Şekil 7. Laboratuar Ölçekli Atıksu Arıtma Tesisinin 2007 Yılına Ait GiriĢ AKM
Değerleri
369
3. Sonuçlar ve Tartışma
Değerleri, mg/L
Laboratuar ölçekli pilot tesiste KOĠ giderme kinetiği (çökelme süresi 90 dakika ve nütrient (üre)
ilavesi 25 mg/L) ġekil 8 ‗de verilmiĢtir.
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0
1
2
3
4
5
6
Reaksiyon Süresi (tR), saat
Şekil 8. Laboratuar ölçekli pilot tesiste KOĠ giderme kinetiği (çökelme süresi 90 dakika
ve nütrient (üre) ilavesi 25 mg/L)
Laboratuar ölçekli biyolojik tesise giren ham atıksuyun karakteristiği ile, gerçek ölçekli
biyolojik tesise giren atıksu karakteri ile aynıdır. ÇalıĢmalar Su Kirliliği Kontrol Yönetmeliği
(SKKY) esas alınarak yapıldığından Kimyasal Oksijen Ġhtiyacı (KOĠ) parametresine
dayandırılmıĢtır. Tam ölçekli tesis boyutları belli bir oranda küçültülerek (1 / 100 000) ortak
çalıĢma koĢullarında laboratuar ölçekli tesis kurulmuĢ ve her iki tesis içinde benzer arıtma
çalıĢmaları yapılmıĢtır.
Tekstil endüstrisi atıksu arıtma tesisi giriĢ konsantrasyonları; KOĠ=350-5000 mg/L (aritmetik
ortalama=1417 mg/L), AKM=10-50 mg/L, pH=4-12, sıcaklık 400C‘dir.Tam ölçekli ArdıĢık
Kesikli Biyoreaktör (AKR)‘den aritmetik ortalama çıkıĢ konsantrasyonları 2005, 2006 ve 2007
yıllarına ait (üç yıllık, n=52) atıksu arıtma tesisi çıkıĢ Kimyasal Oksijen Ġhtiyacı (KOĠ) ve pH
değerleri tespit edilmiĢtir. Gerçek ölçekli ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör (AKR)‘den aritmetik
ortalama çıkıĢ konsantrasyonları KOĠ=114-440 mg/L (n=52, aritmetik ortalama=210 mg/L),
pH=6.7-7.5 (n=52, aritmetik ortalama=7.17) olarak ölçülmüĢtür.
Laboratuar ölçekli tekstil endüstrisine ait ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör prensibine göre çalıĢan
atıksu arıtma tesisi ham atıksuyun giriĢ konsantrasyonları (2007 yılı için); KOĠ= 500–1000
mg/L (n=5, aritmetik ortalama=755 mg/L), AKM= 10-50 mg/L ((n=5, aritmetik ortalama=24
mg/l), pH= 7-9 dur. Laboratuar ölçekli tekstil endüstrisine ait ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör
(AKR)‘e ait ortalama çıkıĢ konsantrasyonları; KOĠ=52–468 mg/L (n=8, aritmetik
ortalama=282mg/L), pH=7.96–8.65 (n=8, aritmetik ortalama=8.13), AKM=2-80 mg/L (n=24,
aritmetik ortalama=21 mg/L) olarak ölçülmüĢtür. ÇıkıĢ numuneleri çökeltme sonrası üstte kalan
arıtılmıĢ çıkıĢ suyundan alınmıĢtır.
Laboratuar Ölçekli Atıksu Arıtma Tesisinin 2007 Yılına ÇıkıĢ KOĠ Değerleri ġekil 9‘da
gösterilmiĢtir. Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği (SKKY)‘nde Tablo 10.7‘de KOĠ parametresi
370
Y. Damar, R. İleri
Değerleri, mg/L
için deĢarj standardını aĢan iki değer görülmektedir. Laboratuar Ölçekli Atıksu Arıtma Tesisinin
2007 Yılına ÇıkıĢ pH Değerleri ġekil 10‘da gösterilmiĢtir. Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği
(SKKY)‘nde Tablo 10.7‘de pH parametresi için standartları sağladığı görülmektedir.
SKKY
Şekil 9. Laboratuar Ölçekli Atıksu Arıtma
Tesisinin 2007 Yılına Ait ÇıkıĢ KOĠ
Değerleri
pH Değerleri
SKKY
SKKY
Arıtma Tesisinin 2007 Yılına Ait ÇıkıĢ pH
Değerleri
Askıda Katı Madde (AKM)
Değerleri, mg/L
Laboratuar Ölçekli Atıksu Arıtma Tesisinin 2007 Yılına ÇıkıĢ AKM Değerleri ġekil 11‘ da
gösterilmiĢtir.
Şekil 11. Laboratuar Ölçekli Atıksu Arıtma Tesisinin 2007 Yılına Ait ÇıkıĢ AKM
Değerleri
Laboratuar ölçekli pilot tesiste nütrient (Üre) dozunun belirlenmesi için yapılan deneylerin
sonuçları Tablo 1 de gösterilmiĢtir.
371
Tablo 1. Laboratuar Ölçekli Pilot Tesiste Nütrient (Üre) Dozunun Belirlenmesi Ġçin
Yapılan Deneylerin Sonuçları
Nutrient (Üre)
Dozu (mg/L)
Çıkış KOİ, mg/L,
S0=830 mg/L
Çıkış Bulanıklık,
NTU
Çıkış AKM,
mg/L
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
232
143
73
122
26
52
30
134
110
90
97
25.4
27.8
13.6
10.5
9.76
8.45
8.40
9.74
7.30
8.05
8.09
60
30
20
10
30
20
10
3
5
2
7
Hem laboratuar ölçekli, hem de tam ölçekli tekstil atıksu arıtma tesisi için yapılan çalıĢmalar
sonucunda; 0,5 saat doldurma, 1,5 saat havalandırma, 1,5 saat çökelme ve 0,5 saat boĢaltmadevreye alma sürelerinde en uygun arıtma (optimum) verimi elde edilmiĢtir.
Hem laboratuar ölçekli, hem de tam ölçekli tekstil atıksu arıtma tesisi için yapılan çalıĢmalar
sonucunda; optimum karıĢtırma hızı; laboratuar ölçekli tesiste 200 devir/dakika iken, tam
ölçekli tesiste ise 65 devir/dakika olduğu tespit edilmiĢtir. KarıĢtırıcı cinsinin ve yeterliliğinin
arıtma veriminde etkili olacağı düĢünülmektedir.
Hem laboratuar ölçekli, hem de tam ölçekli tekstil atıksu arıtma tesisi için atıksuya nütrient
ilavesi etkisinin araĢtırılması için yapılan çalıĢmalar sonucunda (Tablo 1); her iki tesis için de
25 mg/L üre katılmasının optimum arıtma verimine olumlu katkısının olduğu tespit edilmiĢtir.
Nütrient (üre) ilavesiz arıtma verimi %72 iken, nütrient (üre) ilaveli (optimum ve ekonomik
miktar: 25 mg üre/L) %94 arıtma verimi elde edilmiĢtir. Nütrient (üre) ilavesinin arıtma
verimine %31‘lik olumlu katkısı olduğu tespit edilmiĢtir.
Ortalama arıtma verimi hesapları; ortalama girdi ve ortalama çıktı değerleri esas alınarak
hesaplanmıĢtır. Laboratuar ölçekli tekstil endüstrisine ait ArdıĢık Kesikli Biyoreaktörün KOĠ
cinsinden ortalama arıtma verimi %63 iken (çalıĢma koĢullarına bağlı olarak; minimum=%37,
maksimum=%94) çalıĢılan tam ölçekli tekstil endüstrisine ait ArdıĢık Kesikli Biyoreaktörün
KOĠ cinsinden ortalama arıtma verimi %85 (çalıĢma koĢullarına bağlı olarak; minimum=%69,
maksimum=%91) olduğu görülmüĢtür.
ArdıĢık Kesikli Biyoreaktör sisteminin, tekstil fabrikası atıksularının arıtılması için baĢarı ile
kullanılabileceği görülmektedir.
Kaynaklar
Droste, R.L. (1997). Theory and Practice of Water and Wastewater Treatment, John Wiley&Sons, Inc., New York,
USA.
EPA, (2000), Wastewater Technology Fact Sheet, Washington, Package Plants, USA.
Ileri, R., Damar, Y. (2005). Experimental and theoritical studies of treatment of industrial wastewaters by a
sequencing batch reactor, Fresenius Environmental Bulletin, 14 (7), 550-558.
Ileri, R., Damar, Y., (2008). Simulation Study on Treatment Efficiency for Textile Wastewater by Full-Scale
Sequencing Batch Reactor, International Journal of Environment and Pollution, Baskıda.
Jamrah, I. Ahmad and Abu-Ghunmi, N. Lina, (2001). Biological treatment of textile wastewater using sequencing
batch reactor technology, Water Science & Technology, 44 (5), 85-92.
372
Y. Damar, R. İleri
Kulac, S. (1997). Kesikli Biyolojik Arıtma Tesisinde Optimum Koşulların Araştırılması, Yüksek Lisans Tezi, Kimya,
Sakarya Üniversitesi, Fen Bilimleri Enstitüsü, Adapazarı.
Lee, C.C., Lin, S.D., (2000). Handbook of Environmental Engineering Calculations, McGraw Hill, New York, USA.
Lin, S.D., (2001). Water and Wastewater Calculations Manuel, McGraw Hill, New York, USA.
Novak, L., Goronzy, M.C., Wanner, J., (1997). Dynamic mathematical modelling of sequencing batch reactor with
aerated and mixed filling period. Wat. Sci. Tech., 35 (1), 105-112.
Su Kirliliği ve Kontrolü Yönetmeliği, (SKKY), (2004). 31/12/2004 tarihli ve 25687 sayılı Resmî Gazete.
Tchobanoglous, G., (1991). Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, Reuse, Metcalf&Eddy, Inc., New York,
USA.
Teichgraber, B., Screff, D., Ekkrlein, C., Wilderer, P.A. (2001). Sequencing Batch Reactor Technology in Germanyin Overview. Wat. Sci. Tech., 43 (3), 323-330.
Tsang Y.F., Hua F.L., Chua H., Sin S.N., Wang Y.J., (2007). Optimization of biological treatment of paper mill
effluent in a sequencing batch reactor, Biochemical Engineering Journal 34, 193-199.
11-13 Haziran 2008
Remazol Brillant Blue Royal ve Drimaren Blue CL-BR’nin
Beyaz Çürükçül Funguslar Tarafından Renk Gideriminin
Araştırılması
Emrah A. Erkurt, Ali Ünyayar, Halil Kumbur
Mersin Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 33343 Çiftlikköy, Mersin
Öz Bu çalıĢmada, Pleurotus ostreatus, Coriolus versicolor ve Funalia trogii beyaz çürükçül
fungusları ile Remazol Brillant Blue R ve Drimaren Blue CL-BR‘nin renk giderimleri
araĢtırılmıĢtır. ÇalıĢmalar statik koĢullarda, 30 oC ve pH 5.0‘da 48 saat sürdürülmüĢtür. Farklı
boyar madde deriĢimlerinin çalıĢıldığı ortamlarda periyodik olarak pH, kuru misel ağırlığı, renk
giderimi, lakkaz aktivitesi, peroksidaz aktivitesi, protein miktarı analizlenmiĢ, renk
gideriminden sorumlu enzim saptanarak, renk gideriminde kinetik parametreler hesaplanmıĢtır.
Renk giderimi çalıĢmalarında tüm ortamlar için pH‘ın 5,0 ile 4,75 arasında değiĢtiği, en yüksek
renk giderimi Funalia trogii ile; en düĢük renk giderimi ise Pleurotus ostreatus ile saptanmıĢtır.
Her iki boyar maddenin çalıĢılan tüm deriĢimlerinde Pleurotus ostreatus geliĢimine, Drimaren
Blue CL-BR‘nin 60 mg/L ve üstü deriĢimlerinde Coriolus versicolor geliĢimi üzerine toksik
etkisi olduğu saptanmıĢtır. ÇalıĢmalarda artan boyar madde deriĢimine bağlı olarak lakkaz ve
peroksidaz aktivitelerinde artıĢ bulunmuĢtur. En yüksek lakkaz aktivitesi Funalia trogii ile
saptanırken en düĢük lakkaz aktivitesi Pleurotus ostreatus ile saptanmıĢtır. Renk gideriminden
sorumlu olan enzimin saptanması amacıyla Sodyum dodesil sülfat poliakrilamid jel
elektroforezi (SDS-PAGE) uygulaması yapılmıĢtır. SDS-PAGE uygulamasından sonra jellerinin
boyar maddeler ile yıkanması sonucunda yaklaĢık 56 kDa molekül ağırlığına sahip proteinlerin
bulunduğu bölgelerin renksizleĢtiği gözlenmiĢtir. RenksizleĢen bölgelere lakkaz substratı olan
guaikol uygulaması sonucunda bu bölgelerde guaikolün lakkaz tarafından oksitlenmesi sonucu
oluĢan gülkurusu rengin meydana gelmesi renk gideriminden sorumlu olan enzimin lakkaz
olduğunu göstermiĢtir. Renk giderim çalıĢmaları sonunda K m ve Vm kinetik parametreleri
hesaplanmıĢtır. En yüksek renk giderimi hızı Funalia trogii‘nin, en düĢük renk giderim hızının
ise Pleurotus ostreatus‘un kullanıldığı ortamlarda saptanmıĢtır.
Anahtar Kelimeler beyaz çürükçül fungus, drimaren blue CL-BR, remazol brillant Blue R, renk
giderimi, SDS-PAGE
1. Giriş
Endüstriyel atıksular arasında tekstil ve boyar madde üretim endüstrilerinden çıkan, boyar
madde içeren atık sular arıtılması en güç atık sulardan biridir. Bunun sebebi boyar maddelerin
genellikle sentetik kaynaklı ve kompleks aromatik molekül yapıya sahip olmaları ve bu
yapıların boyar maddeleri daha kararlı ve biyolojik parçalanmaya karĢı daha dirençli hale
getirmesidir (Fu, 2001). Atıksudaki renk gözle görülebilir olduğundan sucul ortamlarda
olumsuz bir görünüm yarattığı, suyun geçirgenliğini ve gaz çözünürlüğünü etkilediği
belirtilmektedir. Ayrıca, bir çoğu benzidin ve diğer aromatik bileĢikler gibi kanserojen
maddelerden sentezlendiğinden boyar madde içeren atık suların arıtılması gerektiği
vurgulanmaktadır (Banat, 1996).
Son yıllarda atık sulardaki boyar maddeleri biyolojik parçalanma veya biyosorpsiyon yoluyla
giderebilen bazı mikroorganizmalar üzerinde çalıĢmalar yoğunlaĢmıĢtır. ÇeĢitli boyar maddeleri
374
E. A. Erkurt, A. Ünyayar, H. Kumbur
renksizleĢtirebilen bir çok bakteri (Yu, 2001), alg (Banat, 1996) ve fungus türü (Schliephake,
2000; Mazmancı, 2002; Yesilada, 2002) bilinmektedir.
Boyar maddelerin renk giderim hızları enzim kaynağına ve boyar maddenin kimyasal yapısına
bağlıdır (Nyanhongo, 2002). Boyar maddelerin biyolojik arıtımlarının temeli ve anahtarı her bir
boyar maddeyi etkili bir Ģekilde renksizleĢtirecek uygun mikroorganizma türünü saptamaktır
(Dong, 2001).
Bu çalıĢmada, çevreye zararlı etkileri olan ve tekstil fabrikalarında yaygın olarak kullanılan
Remazol Brillant Blue Royal (RBBR) ve Drimaren Blue CL-BR (DB) boyar maddelerinin
Funalia trogii (F. trogii), Coriolus versicolor (C. versicolor) ve Pleurotus ostreatus (P.
ostreatus)) beyaz çürükçül fungusları ile statik koĢullarda sıvı fazda renk giderimi
karĢılaĢtırmalı olarak araĢtırılmıĢ, renk gideriminden sorumlu enzim ya da enzimlerin
saptanması ve renk gideriminde kinetik parametrelerin hesaplanması çalıĢılmıĢtır.
ÇalıĢmada Basidiomycetes sınıfı üyesi F. trogii, C. versicolor ve P. ostreatus beyaz çürükçül
fungusları kullanılmıĢtır. Kültürler Mersin Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Çevre
Mühendisliği Bölümü‘nden sağlanmıĢtır.
Fungal önkültürlerin hazırlanmasında, içeriği CaCl2.2H2O; 0,05 g/L, MgSO4.7H2O; 0,05 g/L,
NH4H2PO4; 0,5 g/L, Glikoz; 5,0 g/L, FeSO4; 0,025 g/L, MnSO4; 0,025 g/L olan besiyeri
kullanılmıĢtır. ÇalıĢmada ortam pH‘sı 0,1 M fosfat tamponu ile pH 5,0‘a ayarlanmıĢ ve ortam
sıcaklığı ise 30oC‘de (Mazmancı, 2003) tutulmuĢtur. Potato Dextroz Agar besiyerinde üretilen
kültürlerden; 30 mL önkültür besiyeri içeren ortamlara, 1 cm2 büyüklüğünde 5 parça kesilerek
aĢılama yapılmıĢtır. AĢılama yapılmıĢ ortam 7 gün boyunca 30 oC‘de inkübe edilmiĢtir
(Mazmanci, 2002; Adosinda 2001).
Renk giderimi ortamının içeriği CaCl2.2H2O; 0,05 g/L, MgSO4. 7H2O; 0,05 g/L, Glikoz; 2,0 g/L
olarak hazırlanmıĢ, pH‘sı 0,1 M fosfat tamponu ile pH 5,0'a ayarlanmıĢ ve ortam sıcaklığı
30oC‘de sabit tutulmuĢtur. Hazırlanan önkültürler 13500 rpm‘de 15 saniye politron
homojenizatörde parçalanarak (Mazmanci, 2005) hacmen % 3 misel süspansiyonu olacak
Ģekilde renk giderimi ortamlarına aĢılanmıĢtır. Renk giderimi ortamlarında 3 günlük misel
geliĢimi sağlanmıĢ ve ardından boyar maddeler 20, 40, 60, 80, 100 mg/L olacak Ģekilde
ortamlara eklenmiĢtir. Boyar madde eklemelerinin yapıldığı an inkübasyonun baĢlangıcı olarak
kabul edilmiĢtir ve inkübasyon sırasında periyodik olarak her altı saatte bir ortamlardan örnekler
alınmıĢtır. Bu örnekler 6000 rpm‘de 15 dk. süre ile santrifüjlenmiĢ ve elde edilen sıvı kısımda 6
saat ara ile pH, renk, toplam protein ve enzim (lakkaz ve peroksidaz) analizleri, 12 saat
aralıklarla kuru misel ağırlığı (KMA) analizi yapılmıĢtır. Ayrıca inkübasyon sonunda ortamdan
alınan örnekler elektroforez çalıĢmalarında kullanılmak üzere +4 oC‘de muhafaza edilmiĢtir.
Deneyler 3 paralel olarak tekrarlanmıĢtır.
Ortam pH‘sı Hanna Instruments 8521 ile 48 saatlik inkübasyon süresince her 6 saatte bir
yapılmıĢtır. Boyar maddelerin renklerindeki azalıĢ Shimadzu UV–160 A spektrofotometrede
boyar maddelerin maksimum absorbsiyon gösterdiği dalga boylarındaki absorbans azalıĢıyla
saptanmıĢtır (Mazmanci, 2005) ve boyar maddelerin deriĢimi hazırlanan standart eğrilerinden
hesaplanmıĢtır. Standart Metod For Examination of Water and Waste Water‘a göre; KMA
analizi yapılmıĢtır. Lakkaz (EC. 1.10.3.2) ve Peroksidaz (E.C. 1.11.1.7) aktivitelerinin ölçümü
ġık ve Ünyayar (1998)‘ın belirttiği gibi gerçekleĢtirilmiĢtir. Toplam protein miktarı, modifiye
Lowry metodu ile saptanmıĢtır (Hartree, 1972).
Remazol Brillant Blue Royal ve Drimaren Blue CL-BR’nin Beyaz Çürükçül Funguslar Tarafından
Renk Gideriminin Araştırılması
375
ÇalıĢmada kullanılan boyar maddeleri yıkan enzim ya da enzimlerin molekül ağırlığının
saptanması amacı ile % 0.1 sodyum dodesil sülfat (SDS) içeren %10‘luk poliakrilamid ile
sodyum dodesil sülfat-poliakrilamid jel elektroforezi (SDS-PAGE) gerçekleĢtirilmiĢtir
(Laemmli, 1970). Örneklerin, iki ayrı jele yüklenmeden önce konsantre edilmesi amacıyla ilk
olarak Sephadex G-50 ile muamele edilmiĢ, ardından amonyum sülfat ile fraksiyonel çöktürme
yapılmıĢtır (Erarslan, 2000).
SDS-PAGE iĢlemi ile elde edilen iki jelden ikinci jel ise iki kısma ayrılarak bir kısmına RBBR
ve diğer kısmına DB boyar maddeleri (80 mg/L deriĢimde) uygulanmıĢtır. Daha sonra jel
üzerinde bir renk açılması beklenmiĢtir. Renk açılmasını takiben renk gideriminden sorumlu
olabilecek enzim yada enzimlerin substratları uygulanarak renk giderimlerinden sorumlu enzim
yada enzimler araĢtırılmıĢtır (Coral, 2000; Unyayar, 2005). SDS-PAGE iĢlemleri boyunca her
basamakta fotoğraflar çekilmiĢtir.
Renk gideriminde boyar madde deriĢimlerinin zamana göre değiĢim grafiği oluĢturulmuĢtur.
Bu grafikte; t = 0 noktasındaki teğetin eğimi hesaplanarak ilk hız saptanmıĢtır.
Michaelis-Menten sabiti (Km) ve Maksimum hız (Vm)‘in Hesaplanmasında Michaelis-Menten
denkleminin lineerleĢtirilmesi ile oluĢturulan Lineweaver-Burk denklemi ve bu denklem ile
oluĢturulan diyagramdan hesaplanmıĢtır.
V
Vm .[S]
……………………………………. .(Michaelis-Menten Denklemi)
K m  [S]
1  Km

V  Vmax
 1   1
   
 [S]   Vmax

 ………………….…….(Lineweaver-Burk Denklemi)

3. Bulgular ve Tartışma
3.1. Renk Giderimi ÇalıĢmalarında pH DeğiĢimi
P. ostreatus, C. versicolor ve F. trogii ile yapılan çalıĢmalarda boyar madde içeren ortamlarda
inkübasyon süresi sonuna kadar pH değiĢimi izlenmiĢ ve boyar madde içermeyen kontrol grubu
ile karĢılaĢtırılmıĢtır. Yapılan pH analizlerinde kontrol grupları da dahil olmak üzere P.
ostreatus ve C. versicolor’un tüm ortamlarda pH‘yı 4,9-4,75 seviyelerine düĢürdüğü, F. trogii
aĢılanmıĢ ortamlarda ise bu düĢüĢün 5,0-4,85 seviyelerinde kaldığı saptanmıĢtır.
3.2. Boyar Madde Ġçeren Ortamlarda Fungal GeliĢim
Boyar madde eklenen ortamlarda analizlenen KMA değerleri ile boyar madde içermeyen
kontrol gruplarında elde edilen KMA değerleri karĢılaĢtırılarak boyar maddelerin fungal
geliĢime olan etkileri araĢtırılmıĢtır. ÇalıĢmalar sonucunda P. ostreatus geliĢiminde boyar
maddelerin toksik etkisinin olduğu, C. versicolor geliĢimde RBBR‘nin toksik etkisinin
olmadığı, ancak DB‘nin 60 mg/L‘nin üzerindeki deriĢimlerinde toksik etkili olduğu
saptanmıĢtır. F. trogii ile yapılan çalıĢmada ise boyar maddelerin fungus geliĢimi üzerine
etkisinin olmadığı bulunmuĢtur (ġekil 1).
376
(A)
(B)
0.6
KMA (g/L)
KMA (g/L)
0.6
0.5
0.4
0.3
0.5
0.4
0.3
0
20
40
60
80
100
Başlangıç Boyar Madde Konsantrasyonu (mg/L)
P. ostraetus
0
20
40
60
80
100
Başlangıç Boyar Madde Konsantrasyonu (mg/L)
C. versicolor
F. trogii
Şekil 1. Kontrol grupları, RBBR (A) ve DB (B) eklenen ortamlarda 48 saatlik
inkubasyon sonucu saptanan P. ostreatus, C. versicolor ve F. trogii‘nin KMA değerleri
3.3. Renk Giderimi ve Lakkaz-Peroksidaz DeğiĢimi
Renk gideriminde en baĢarılı fungusun F. trogii ardından C. versicolor ve P. ostreatus olduğu
saptanmıĢtır. Aynı boyar maddeler kullanılmasına karĢılık farklı renk giderimi verimlerinin elde
edilmesi fungus türleri arasındaki fizyolojik farklılıktan kaynaklandığını göstermektedir. Ayrıca
yapılan KMA tayinlerine göre DB ve RBBR boyar maddelerinin F. trogii geliĢimi üzerinde
toksik etki göstermemesi ve en yüksek renk gideriminin F. trogii ile saptanması çalıĢma
bulgularını desteklemektedir (ġekil 2).
Bu çalıĢmada kullanılan üç fungus türünde de DB renk gideriminin RBBR renk giderimine göre
daha yüksek olduğu bulunmuĢtur (ġekil 2). Aynı fungus türü içerisinde DB renk gideriminin
RBBR renk giderimine göre daha yüksek saptanması, boyar maddelerin kimyasal yapılarının
farklı olmalarından kaynaklandığını göstermiĢtir. Her üç fungus türü içinde boyar madde
eklenen ortamlarda enzim aktivitelerinin boyar madde deriĢimine bağlı olarak arttığı, lakkaz
aktivitelerinin peroksidaz aktivitelerinden yüksek olduğu ve RBBR eklenen ortamlarda
analizlenen enzim aktivitelerinin DB eklenen ortamlardan daha yüksek olduğu saptanmıĢtır
(ġekil 2). Ancak DB eklenen ortamlarda gerçekleĢen renk gideriminin RBBR eklenen
ortamlardan yüksek olması boyar maddenin kimyasal yapısının renk gideriminde önemli bir rol
oynadığını göstermiĢtir. Ayrıca en yüksek renk giderimi ile en yüksek enzim aktivitelerinin F.
trogii aĢılanmıĢ ortamlarda saptanması renk gideriminin sentezlenen enzim aktiviteleri ile doğru
orantılı olduğunu, RBBR ve DB renk gideriminin funguslar tarafından sentezlenen hücre dıĢı
enzimlerle gerçekleĢtiğini göstermektedir.
Renk giderimi ile analizlenen enzimlerin iliĢkilerini aydınlatabilmek amacıyla lakkaz ve
peroksidaz enzimleri için spesifik aktiviteler çalıĢmada kullanılan her bir ortam için
hesaplanarak grafikler oluĢturulmuĢ ve bulgular ġekil 2.‘de verilmiĢtir. Renk giderimi
ortamlarda üretilen enzimlerin spesifik aktivitelerinin artması ile renk gideriminin artması renk
gideriminden sorumlu olabilecek enzim/enzimlerin lakkaz yada peroksidaz olabileceği fikrini
doğurmuĢtur. Antrakinon boyar maddelerin lakkaz substratı olduğu buna karĢılık azo ve indigo
377
boyar maddelerin lakkaz substratı olmadığı belirtilmiĢtir (Fu, 2001). Bu çalıĢmada kullanılan
boyar maddelerin ikisininde antrakinon yapılı olması renk gideriminden sorumlu olan enzimin
lakkaz olduğu fikrini vermektedir. Ancak ortamlarda sentezlenen peroksidaz enziminin de renk
giderminden sorumlu olabileceği çeĢtli araĢtırıcılar tarafından rapor edilmiĢtir.
P. osreatus
(B)
P. osreatus
(A)
100
80 40
80
80
60 30
60
60
40 20
40
20 10
20
Spesifik Aktivite (CU/mg)
120
100
40
20
0
20
40
60
80
0
100
0
20
40
0
100
100 50
100
80 40
80
80
60 30
60
60
40 20
40
20 10
20
140
120
100
40
20
0
20
40
60
80
0
100
0
20
40
60
80
0
100
F. trogii
(B)
F. trogii
(A)
100
80 40
80
80
60 30
60
60
40 20
40
20 10
20
120
100
40
20
0
20
0
40
60
80
100
Boyar Madde Konsantrasyonu (mg/L)
S.Aktivite (Peroksidaz)
0
20
Renk Giderimi (mg/L)
100 50
140
80
C. versicolor
(B)
C. versicolor
(A)
60
100 50
140
0
40
60
80
100
Boyar Madde Konsantrasyonu (mg/L)
S.Aktivite (Lakkaz)
Renk giderimi (mg/L)
Şekil 2. Renk giderimi çalıĢmaları sonunda (48 saat) saptanan spesifik enzim
aktivitelerine karĢı renk giderim miktarları arasındaki değiĢim.
378
3.4. Elektroforez ÇalıĢmaları
Enzim saflaĢtırma iĢlemlerinde verim, SaflaĢtırma Faktörü (SF) kullanılarak ifade edilmektedir
(Erarslan, 2000). SF her fraksiyonda elde edilen spesifik aktivitenin orijinal örneğin spesifik
aktivitesine bölümü olarak hesaplanmakta ve hesaplamada orijinal örnek SF değeri 1,00 olarak
kabul edilmektedir (Tablo 1).
Tablo 1. Elektroforez çalıĢması için iki basamak uygulanarak konsantre etme iĢlemleri
sonrası elde edilen SF‘ler
P. ostreatus
C. versicolor
F. trogii
RBBR
DB
RBBR
DB
RBBR
DB
Lakkaz
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
Başlangıç Peroksidaz 1,00
Lakkaz
19,69
19,61 19,94
20,42
20,07
19,27
SG-50 ile
Peroksidaz 19,68
19,61 19,92
20,32
20,07
19,29
muamele
103,65
110,18 100,91
97,68
69,89
81,73
A. sülfat ile Lakkaz
103,92 95,73
91,78
71,89
60,72
çöktürme Peroksidaz 86,78
SDS-PAGE uygulaması sonrası elde edilen bantların molekül ağırlıkları hesaplandığında F.
trogii‘ den elde edilen 4 bandın molekül ağırlıkları yukarıdan aĢağıya doğru sırasıyla 100,8;
71,8; 55,3; 43,0 kDa, C. versicolor‘ den elde edilen 3 bandın molekül ağırlıkları sırasıyla 94,6;
72,1; 55,4 kDa ve P. ostreatus‘ den elde edilen 2 bandın molekül ağırlıkları ise 71,7 ve 56,4
kDa olarak bulunmuĢtur (ġekil 3-A). Protein bantları oluĢturulduktan sonra jellerden biri 80
mg/L RBBR diğer jel ise 80 mg/L DB ile yıkanarak 30 dk, 30oC‘de inkübasyona tabi
tutulmuĢtur. Bu iĢlem sonrasında molekül ağırlıkları F. trogii için 55,3 kDa; C. versicolor için
55,4 kDa ve P. ostreatus için 56,4 kDa olarak önceden saptanmıĢ olan bantlar üzerinde renk
kaybolmuĢtur (ġekil 3-B). Ardından bantların üzerine lakkaz substratlarından biri olan guaikol
(%1‘lik) çözeltisi dökülmüĢ ve aynı bölgelerde gülkurusu renk elde edilmiĢtir (ġekil 3-C).
OluĢan renk guaikolün lakkaz tarafından 6-methoxycyclohexa-2,4-dienone çevrilmesi sonucu
oluĢmaktadır (Das, 2001).
Şekil 3. (A) SDS-PAGE ile Proteinlerin ayrımı (Mr: Standart moleküler ağırlık
iĢaretleyici, P.o: P. ostreatus, C.v: C. versicolor, F.t: F. trogii), (B) Jellerin Boyar
379
madde ile boyanması sonucu oluĢan renksiz bölgeler, (C) Guaikol uygulamsı sonucu
oluĢan renkli bölgeler
Jellere enzim substratı uygulanması ve bu Ģekilde enzim tespiti daha önceki çalıĢmalarda da
yapılmıĢtır (Unyayar, 2005; Deveci, 2004). Ancak diğer çalıĢmalarda uygulanan elektroforez
yöntemi SDS-PAGE değil, Native-PAGE olarak adlandırılmaktadır. Katı faz fermantasyonu
(KFF) ile üretilen Trametes gallica‘da lakkaz aktivitesi Nativ-PAGE ile protein bantlarının
oluĢturulduğu jelin substrat olarak guaikol yerine o-tolidine ile muamele edilmesi ile meydana
gelen Mavi-yeĢil zon oluĢumu ile saptandığı rapor edilmiĢtir (Sun, 2004).
3.5. Kinetik ÇalıĢmalar
Renk giderimi çalıĢmalarında hesaplanan kinetik parametreler kendi içinde kıyaslandığında renk
gideriminde en yüksek Vm her iki boyar madde içinde F. trogii‘de, en düĢük Vm ise P. ostreatus
ile yapılan çalıĢmalarda saptanmıĢtır. Sonuçlar Tablo 2.‘de verilmiĢtir.
Tablo 2. Renk giderimi çalıĢmaları sonrası hesaplanan kinetik parametreler.
Km (mg/L) Vm (mg/L.h)
P. ostreatus
RBBR
58,90
1,85
DB
118,60
2,99
C. versicolor
RBBR
142,80
2,94
DB
131,40
3,00
F. trogii
RBBR
216,30
4,98
DB
269,80
5,57
Ünyayar ve ark. (2005) yapmıĢ oldukları bir çalıĢmada katı faz fermantasyon tekniği ile
ürettikleri F. trogii‘den elde ettikleri enzimler ile Drimaren Blue X3LR renk gideriminden
sorumlu olan enzimin lakkaz olduğunu ve boyar madde giderimi çalımlarında K m‘i 106 mg/L ve
Vm‘i 5,02 mg/Ls olarak saptadıklarını rapor etmiĢlerdir.
4. Sonuçlar ve Öneriler
Bu çalıĢmada renk gideriminden sorumlu olan enzimin saptanması amacıyla SDS-PAGE
uygulaması yapılmıĢtır ve jellerin boyar maddeler ile yıkanması sonucunda renksizleĢen
bölgelere guaikol uygulaması sonucunda lakkaz enziminin renk gideriminden sorumlu olduğu
sonucuna varılmıĢtır.
Tüm dünyada, endüstriyel alanlarda biyoteknolojik yöntemler kullanılarak maliyetin
düĢürülmesi amacıyla yapılan çalıĢmalar hız kazanmıĢtır. Türkiye‘de biyoteknolojik
çalıĢmaların maddi ve manevi yönden daha fazla desteklenmesi ile ülke ekonomisine büyük
kazançlar sağlanabileceği gibi aynı zamanda, doğal kaynaklarımızın korunması ve çevre kirliliği
kontrolü açısından da büyük yarar sağlayacağı düĢülmektedir.
380
Kaynaklar
Adosinda, M., Martins, M., Ferreira, I.C., Santos, I.M., Queiroz, M.J. and Lima, N., (2001). Biodegradation of
Bioaccessible Textile Azo Dyes by Phanerochaete chrysosporium, J. Biotechnol., 89, 91-98.
Banat, I.M., Nigam, P., Shing, D. and Marchant, R. (1996). Microbial Decolorization of Textile Dye-Containing
Eeffluents: a Review, Bioresource Technol., 58, 217-227.
Chander, M. and Arora D.,S., (2007). Evaluation of Some White-Rot Fungi for Their Potential to Decolourise
Industrial Dyes, Dyes Pigments, 72, 192-198.
Coral, G., (2000). Lipozom Protoplast elektrofüzyon Metodu ile Aspergillus niger Kökenli Glukoamilaz Geninin
Saccharomyces cerevisiae Hücrelerine Aktarılması ve Ekspresyonu. Doktora tezi, Ç.Ü. Fen Bil. Ens., Biy., ABD,
sy: 56-86.
Das, N., Chakraborty, T.K. and Mukherjee, M., (2001). Purification and characterization of a growth-regulating
laccase from Pleurotus florida, J. Basic Microbiol., 41(5), 261–267.
Deveci, T., Unyayar, A. and Mazmanci M.A., (2004). Production of Remazol Brillant Blue R Decolourising
Oxyganase from the Culture Filtrate of Funalia trogii ATCC 200800. J. Mol. Catal. B-Enzym., 30, 25-32.
Dong, X.J., Du, Z.I. and Zhu, C. (2001). Decolorization of Direct Black 22 by Aspergillus ficuum, J. Environ. SciChina, 13, 472-475.
Erarslan, A., Kazan, D. and Öztürk, D., (2000). Enzimlerin SaflaĢtırılmasında Temel Yöntemler, TÜBĠTAK,
Marmara AraĢtırma Merkezi.
Fu, Y. and Viraraghavan, T. (2001). Fungal Decolorization of Dye Wastewaters: a Review, Bioresource Technol., 79,
251-262.
Hartree, E. F., (1972). Determination of Protein. a Modification of Lowry Method that Gives a Linear Photometric
Response. Anal. Biochem., 48, 422-427.
Laemmli, U.K., (1970). Cleavage of Structural Proteins During the Assembly of the Head of Bacteriophage T4.
Nature, 227, 680-685.
Mazmancı, M.A., (2003). Beyaz Çürükçül Fungus Funalia trogii Kullanılarak Diazo Boyar Madde Reaktif Black
5‘in Renk Giderimi. MEÜ., Fen Bilimleri Enstitüsü, Doktora Tezi, Mersin, 127 s.
Mazmanci, M.A. and Ünyayar, A., (2005). Decolourisation of Reactive Black 5 by Funalia trogii immobilised on
Luffa cylindrica sponge, Process Biochem., 40, 337–342.
Mazmanci, M.A., Unyayar, A. and Ekiz, H.I. (2002). Decolorization of Methylene Blue by White Rot Fungus
Coriolus versicolor. Fresen. Environ. Bull., 11, 1-5.
Novotny, C., Svobodova, K., Erbanova, P., Cajthaml, T., Kasinath, A., Lang, E. and Sasek, V., (2004). Ligninolytic
Fungi in Bioremediation: Extracellular Enzyme Production and Degradation Rate. Soil Biol. Biochem., 36, 1545–
1551.
Nyanhongo, G.S., Gomes, J., Gubitz, G.M., Zvauya, R., Read, J. and Steiner, W., (2002). Decolorization of Textile
Dyes by Laccase from a Aewly Isolated Starin of Trametes modesta, Water Res., 36, 1449-1456.
Palmer, T., (1994). Enzim Bilgisi, Bilimsel ve Teknik Yayınları Çeviri Vakfı, Ġstanbul, 527 s.
Palonen, H., Saloheimo, M., Viikari, L. and Kruus, K., (2003). Purification, Characterization and Sequence Analysis
of a Laccase from the Ascomycete Mauginiella sp.. Enzyme Microb. Tech., 33, 854–862.
Schliephake, K., Mainwaring, D.E., Lonergan, G.T., Jones, K.I. and Baker, W.L. (2000). Transformation and
Degradation of the Disazo Dye Chicago Sky Blue by a Purfied Laccase from Pycnoporus cinnabarinus‖. Enzyme
Microb.Tech., 27, 100-107.
Sık, S. and Unyayar, A., (1998). Phanerochaete chrysosporium and Funalia trogii for the Degradation of Cotton
Stalk and Their Laccase, Peroxidase, Ligninase and Cellulase Enzyme Activities under Semi-solid State
Conditions. J. Biology, 22, 287-298.
381
Sun, X., Zhang, R. and Zhang, Y., (2004). Production of Lignocellulolytic Enzymes by Trametes gallica and
Detection of Polysaccharide Hydrolase and Laccase Activities in Polyacrylamide Gels. J. Basic Microbiol. 44(3),
220-231.
Unyayar, A., Mazmanci, M.A., Atacag, H., Erkurt, E.A. and Coral, G. (2005). A Drimaren Blue X3LR Dye
Decolorizing Enzyme from Funalia trogii: One Step Isolation and Identification. Enzyme Microb.Tech., 36, 10–
16.
Unyayar, A., Mazmanci, M.A., Erkurt, E.A., Atacag, H. and Gizir, A.M. (2005). Decolorization Kinetics of the Azo
Dye Drimaren Blue X3LR by Laccase. React. Kinet.Catal.L., 86(1), 99-107.
Yesilada, O., Cing, S. and Asma, D. (2002). Decolourisation of the Textile Dye Astrazon Red FBL by Funalia trogii
Pellets. Bioresource Technol., 81, 155-157.
11-13 Haziran 2008
Kâğıt Endüstrisi Atıksularını Arıtan Gerçek Ölçekli Anaerobik
Kontak Reaktördeki Mikrobiyal Çeşitliliğin Denatüran
Gradyan Jel Elektroforezi (DGGE) ile Belirlenmesi
Ş. Çelikkol1*, B. Kasapgil İnce2, M. Kolukırık1,3, Z. Çetecioğlu1, Orhan İnce1
1
2
3
İstanbul Teknik Üniversitesi, İnşaat Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölüm, Maslak 34469,
Istanbul, TR
Boğaziçi Üniversitesi, Çevre Bilimleri Enstitüsü
İstanbul Teknik Üniversitesi, Fen-Edebiyat Fakültesi, Moleküler Biyoloji ve Genetik Bölümü
Öz Bu çalıĢmada kâğıt endüstrisi atıksularını arıtan gerçek ölçekli bir anaerobik kontak
reaktörün 3 farklı yüksekliğinden 2 farklı zamanda alınan çamur numunelerinin mikrobiyal
komünite yapıları denatüran gradyan jel elektroforez (DGGE) yöntemi kullanılarak
karĢılaĢtırılmıĢtır. Kontak reaktörün 1.6-1.8 kg KOĠ/m3.gün organik yükleme hız aralığında
KOĠ giderim verimi %47-55, metan üretim verimi 0.18-0.20 m3CH4/kgKOĠgiderilen aralığında
değiĢmiĢtir. DGGE analizleri sonucu anaerobik reaktörde arkeyal popülasyona ait 31, bakteriyel
popülasyona ait 57 farklı tür tespit edilmiĢtir. Arkeyal popülasyona ait 3 farklı tür Ağustos
2005‘te tespit edilememiĢ, buna karĢın 6 yeni türün ortaya çıktığı gözlenmiĢtir. Bakteriyel
popülasyonda ise Temmuz 2005 numunesine ait 10 farklı tür tespit edilemezken Ağustos
2005‘te anaerobik reaktörde 10 yeni türün varlığı gözlenmiĢtir. Bu çalıĢmada, incelenen
reaktöre ait asetoklastik metan üretim kapasitesi önceki bir çalıĢmada spesifik metan aktivite
(SMA) test düzeneği kullanılarak ölçülmüĢ ve potansiyel metan üretiminin 2 aylık izleme
sürecinde yaklaĢık %45 azaldığı tespit edilmiĢtir. Sistemde bulunan metanojenlerin ve sülfat
indirgeyici bakterilerin (SRB) tür ve sayıları ise floresanlı yerinde hibritleme (FISH)
kullanılarak tespit edilmiĢ ve SMA sonuçlarına paralel olarak Methanosaeta türlerinin
sayılarının azaldığı gözlemlenmiĢtir. Bu çalıĢmada ise SMA testi ve FISH tekniği ile tespit
edilen mikrobiyal komünite değiĢimi DGGE yöntemi ile de doğrulanmıĢtır. Elde edilen tüm
veriler değerlendirildiğinde, 2 aylık izleme dönemi içinde sistemin 2 hafta süreyle bakıma
alınmıĢ olmasının aktivite kayıplarına ve mikrobiyal kompozisyon değiĢikliklerine neden
olduğu sonucu çıkarılmıĢtır. DGGE yöntemi, iki farklı zamanda alınan anaerobik reaktör
numunelerinin mikrobiyal komünite yapılarının karĢılaĢtırılmasına olanak sağlamıĢtır. FISH
yöntemi reaktörde mevcut mikrobiyal türlerin miktarları hakkında bilgi vermektedir. DGGE
yöntemi sayısal değerlendirmede yetersiz kalmakla birlikte komünite değiĢimini açıkça
yansıtmaktadır. Bu nedenle anaerobik reaktörlerin mikrobiyal komünite yapıları gerek DGGE
gibi detaylı kalitatif sonuç veren gerekse FISH gibi mikroskopik sayıma dayalı sonuç veren
kültürden bağımsız yöntemlerle çalıĢılması gerektiği sonucuna varılmıĢtır.
Anahtar kelimeler anaerobik kontak reaktör; arkeyal popülasyon; bakteriyel popülasyon;
denatüran gradyan jel elektroforezi; kâğıt endüstrisi atıksuları
1. Giriş
Endüstriyel atıksuların anaerobik arıtımı son yıllarda giderek yaygınlaĢmaktadır (Lettinga ve
diğ., 1980). Gerçek ölçekli arıtma tesislerinde, anaerobik reaktörün fiziksel ve kimyasal iĢletme
koĢulları optimum değerler arasında tutulmasına rağmen sistem performansının ve stabilitesinin
sürekliliğinin sağlanmasında zorluklar yaĢanabilmektedir. Sistem performansında ve
384
Ş. Çelikkol, B.K. İnce, M. Kolukırık ve diğ.
stabilitesinde gözlenen değiĢimler, fiziksel ve kimyasal iĢletme parametrelerinin yanı sıra
mikrobiyal komünite yapısının ve aktivitesinin de takip edilmesi gerekliliğini ortaya çıkarmıĢtır
(Gilbride ve diğ., 2006). Anaerobik arıtma, fermentatif, asetojen ve metanojen
mikroorganizmaların sintrofik iliĢkilerine dayalı olarak gerçekleĢen bir prosestir (Roest ve diğ.,
2005). Ayrıca, sülfat varlığında, sülfat indirgeyici bakteri (SRB) popülasyonları anaerobik
sistemlerde asetojenlerle organik asitler ve etanol, metanojenlerle ise H2, asetat ve metanol gibi
karbon ve elektron kaynakları için yarıĢ halindedirler (Stams ve diğ., 2003). Farklı metabolik
kapasitelere sahip mikrobiyal gruplar arasındaki etkileĢimin belirlenmesi ve dengede tutulması,
anaerobik sistem performansının sürekliliğinin sağlanmasında büyük önem arz etmektedir.
Biyokütlenin incelenmesinde kullanılan kültüre dayalı yöntemler, atıksu arıtma sistemlerinde
mevcut zengin mikrobiyal çeĢitlilik sebebiyle yaygın olarak kullanılamamaktadır. Polimeraz
Zincir Reaksiyonu (PCR)‘na dayalı, kültürden bağımsız bir moleküler yöntem olan denatüran
gradyan jel elektroforezi (DGGE), mikrobiyal ekolojide, farklı nükleotid dizilimlerine sahip 16S
rDNA genlerinin elektroforetik olarak ayrılması amacıyla kullanılmaktadır. DGGE sonucu
oluĢan her bant, numunede bulunan bir türü temsil etmekte ve o numuneye özgü parmak izini
vermektedir. DGGE ile birçok numunenin aynı anda analiz edilebilmesi ve hızlı sonuç
alınabilmesi sebebiyle özellikle biyoreaktör ve ekosistem gibi zengin biyoçeĢitliliğe sahip
ortamların incelenmesinde yaygınlaĢan bir yöntemdir (Muyzer ve Smalla, 1998).
Bu çalıĢmada, kâğıt endüstrisi atıksularını arıtan gerçek ölçekli bir anaerobik kontak reaktörün 3
farklı kademesinden (aĢağıdan yukarı doğru 4 m, 8 m ve 12 m) 2 farklı zamanda alınan çamur
numunelerinin arkeyal ve bakteriyel komünite yapıları DGGE yöntemi ile karĢılaĢtırılmıĢtır.
DGGE sonuçları, daha önceki bir çalıĢmada, SRB ve metanojenik Arke popülasyonlarının
kompozisyonlarının, miktarlarının, ve aktivitelerinin belirlenmesi amacıyla uygulanan FISH ve
spesifik metan aktivite (SMA) testi sonuçları ile karĢılaĢtırmalı olarak değerlendirilmiĢtir.
2. Malzemeler ve Yöntem
2.1. Anaerobik Kontak Reaktörün Özellikleri
ġekil 1‘de Kâğıt endüstrisine ait iki kademeli anaerobik-aerobik biyolojik atıksu arıtma tesisinin
akım Ģeması verilmiĢtir. Tesis, iki kademeli anaerobik-aerobik biyolojik arıtma sistemine
sahiptir. Anaerobik kontak reaktörün toplam hacmi 10.000 m3 ve toplam yüksekliği 16 m‘dir.
Atıksu giriĢi anaerobik kontak reaktöre alttan besleme ile yapılmaktadır. Reaktördeki sıcaklık ve
pH sırasıyla 34-37 0C ve 6.4-7.5 değerlerinde tutulmaktadır. Alkalinite, 1300-1500 mg l-1
CaCO3, COD:N:P oranı 176:5:1, hidrolik bekletme süresi (HBS) 4 gündür.
Kâğıt Endüstrisi Atıksularını Arıtan Gerçek Ölçekli Anaerobik Kontak Reaktördeki Mikrobiyal
Çeşitliliğin Denatüran Gradyan Jel Elektroforezi (DGGE) ile Belirlenmesi
Siyah
Likör
Ön
Çöktürme
Beyaz
Likör
Aerobik
Reaktör
Aerobik
Durultucu
Biyogaz
Anaerobik
Reaktör
Havalandırmalı
Lagün
385
Buhar
Üretimi
Lamella
Durultucu
DeĢarj
Şekil 1. Kâğıt endüstrisi atıksu arıtma tesisi akıĢ diyagramı
2.2. Atıksu Özellikleri
Kâğıt endüstrisi atıksu arıtma tesisine beyaz ve siyah likör olmak üzere iki farklı içerikte atıksu
gelmektedir. Kâğıt makinelerinden kaynaklanan beyaz likör, 7300–7900 mg/l aralığında KOĠ
değerine sahiptir. Tesisten 2000 m3/gün debiyle çıkan beyaz likör ön çöktürmeye maruz
bırakılmaktadır. Saman kaynaklı siyah likörün KOĠ değeri 11700 – 13300 mg/l aralığında
değiĢmektedir. Siyah likör, 500 m3/gün debi ile çıkmakta ve ön çöktürmeye tabi
tutulmamaktadır. Dengeleme tankında karıĢtırılan beyaz ve siyah likörler, 2500 m3 gün-1 debi,
8200-9000 mg l-1 KOĠ, 850-950 mg l-1 SO42- ve pH 5.6-6.6 ile anaerobik reaktöre verilmektedir.
2.3. Genomik DNA Ekstraksiyonu ve 16S rRNA Genlerinin PCR ile Çoğaltılması
DNA ekstraksiyonu için reaktörün 4 m, 8 m and 12 m yüksekliklerinden 2 farklı zamanda (3
Temmuz 2005 ve 21 Ağustos 2005) üç paralel numune alınmıĢ ve -200C‘de saklanmıĢtır.
Numune alma tarihleri arasında iki hafta boyunca reaktör bakım amacıyla çalıĢtırılmamıĢtır.
FastDNA Spin Kit for Soil (Qbiogene Inc., Ġngiltere) ekstraksiyon kitinin önerdiği protokole
uygun olarak 0,2 ml çamur numunesinden genomik DNA çıkartılmıĢtır. Çıkartılan genomik
DNA‘dan Arke ve Bakterilere özgü 16S rDNAlar PCR ile çoğaltılmıĢtır.
PCR‘da kullanılan primerler ve bağlanma sıcaklıkları Tablo 1‘de verilmiĢtir. Duyarlılığı ve
özgüllüğü arttırmak amacıyla, arkeyal ürünlerin çoğaltılmasında yuvalanmıĢ PCR
uygulanmıĢtır. Arkeyal 16S rDNA ilk olarak Arch46f ve Arch1017r primerleri ile çoğaltılmıĢtır.
Çoğalma, 50 μl reaksiyon hacminde 200 ng DNA, 10 pmol primer çifti, 10 mM deoksinükleozit
trifosfat, 1,5 mM MgCl2, 5 μl 10× Taq tampon çözeltisi ve 2U Taq DNA polimeraz (Fermentas,
Letonya) olacak Ģekilde gerçekleĢmiĢtir.
YuvalanmıĢ PCR‘ın ikinci aĢamasında, ilk turda elde edilen PCR ürünleri kalıp olarak
kullanmıĢ ve arkeyal 16S rDNA‘nın V3 bölgesini hedefleyen Arch344f-Univ522r primer çifti
ile çoğaltılmıĢtır. Diğer PCR bileĢenlerinde herhangi bir değiĢiklik yapılmamıĢtır. PCR
amplifikasyonu, Techne TC-412 (Barloworld Scientific Ltd., Ġngiltere) marka PCR
makinesinde, ilk denatürasyon 94°C‘de 5 dak olmak üzere 30 döngü denatürasyon 94°C‘de 1
dk, bağlanma 1 dk, uzama 72°C‘de 1 dk ve son uzama 72°C‘de 10 dk olacak Ģekilde
gerçekleĢtirilmiĢtir. PCR ürünleri, %1 (w/v) agaroz jelin 1× Tris–asetat–EDTA tampon
386
çözeltisinde (40 mM Tris, 20 mM asetik asit, 1 mM EDTA; pH 8.0), 7 V cm-1‘de elektroforez
(Thermo-Scientific Ltd., Ġngiltere) sisteminde yürütülmüĢtür. Etidyum bromür ile boyanmıĢ
agaroz jel görüntüleri Chemi-Smart 3000 jel dökümantasyon sistemi (Vilber Lourmat, Fransa)
kullanılarak kaydedilmiĢtir.
Tablo 6. PCR amplifikasyonunda kullanılan primerler
Primer
Bact341f_GC2
Bact534r
Arch46f
Arch1017r
2
Hedef
Bakteriyel
16S rDNA
Arkeyal
16S rDNA
Deney aşaması
DGGE
Bağlanma Konum1
55
341-357
(°C)
534-518
Kaynak
Muyzer ve diğ., 1993
46-61
1017-999
Øvreas ve diğ., 1997
Barns ve diğ., 1994
YuvalanmıĢ
PCR‘ın ilk
aĢaması
40
Arch344f_GC
344-358
Raskin ve diğ., 1994
DGGE
53
Univ522r
522-504
Amann ve diğ., 1995
1
Escherichia coli numaralama sistemi.
2
Arch344f ve Bact341f‘e ait 5΄-GC kuyrukları
(GCCCGCCGCGCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCACGGGGGGACGGGG).
2.4. Denatüran Gradyan Jel Elektroforezi (DGGE)
Arke ve Bakterilere ait komünite profilleri, Arch344f_GC-Univ522r ve Bact341f_GC-Bact534r
primerleri (Muyzer ve diğ.,1993) kullanılarak çoğaltılan PCR ürünlerinin DGGE analizleri
yapılarak elde edilmiĢtir. 10 µl PCR ürünü, yükleme boyası (distile suda %0,25 bromofenol
mavisi, %0,25 ksilen siyanol FF, %15 Ficoll) ile karıĢtırılarak %10 poliakrilamid jelde
(akrilamid–N,N'-metilenbisakrilamid oranı 37,5:1) 1x TAE tampon çözeltisi içinde (40 mM
Tris, 20 mM asetik asit, 1 mM EDTA; pH 8.0) yürütülmüĢtür. Akrilamid jelde üre ve formamid
kullanılarak %30-60 denatüran eĢdeğeri kimyasal gradyan oluĢturulmuĢtur (100% denatüran 7
M üre ve %40 (v/v) formamid içermektedir). Jellerin normalizasyonunu sağlamak amacıyla
arkeyal ve bakteriyel klon kütüphanelerinden elde edilmiĢ 16S rDNA karıĢımından oluĢan bir
iĢaretleyici, jelin baĢına ve sonuna yüklenmiĢtir. Elektroforez, D-Code sistemi kullanılarak
(Bio-Rad Laboratories Ltd., Ġngiltere) 200 V sabit akımda 60°C‘de 4,5 saat boyunca devam
etmiĢtir. Akrilamid jeller SybrGold (1:10000 seyrelti; Molecular Probes Inc., Ġngiltere) ile
boyandıktan sonra Chemi-Smart 3000 jel dökümantasyon sistemi (Vilber Lourmat, Fransa)
kullanılarak görüntülenmiĢtir.
Jel görüntüleri, Bionumerics 5.0 (Applied Maths, Kortrijk, Belçika) programı kullanılarak
analiz edilmiĢtir. Bantlar arasındaki benzerlikler (varlık - yokluk ve bant Ģiddeti) Dice katsayısı
(SD) kullanılarak hesaplanmıĢtır. Dice katsayısı kullanılarak yapılan analizlerde bant konum
toleransı %0,7 olarak uygulanmıĢtır.
3.1. Anaerobik Kontak Reaktörün Performansı
Anaerobik kontak reaktörünün 1.6-1.8 kg KOĠ/m3.gün aralığında değiĢen organik yükleme
hızında (OYH) 5 aylık izleme periyodundaki performansından %47-%55 aralığında değiĢen
KOĠ giderim veriminin ve 0,18 – 0,20 m3CH4/kgKOĠgiderilen aralığındaki metan veriminin
sağlandığı görülmektedir. KOĠ giderim verimi, literatürde kâğıt endüstrisi atıksularını arıtan
anaerobik kontak reaktörler için verilen değer aralığının (%40-80) alt sınırı içinde kalmakla
birlikte (Savant ve diğ., 2005; Rintala ve diğ.,1999) metan verimi, kâğıt endüstrisi atıksularını
arıtan anaerobik reaktörler için literatürde verilen değerlerin (0.08-0.16 m3CH4/kgKOĠgiderilen)
387
üstündedir (Savant ve diğ., 2005; Rintala ve diğ., 1999). Anaerobik reaktöre uygulanan OYH
aralığının, literatürde kâğıt endüstrisi atıksularını arıtan anaerobik kontak reaktörler için verilen
değer aralığının (0.5-5 kg KOĠ/m3.gün) alt sınırı içinde kalmaktadır (Savant ve diğ., 2005;
Rintala ve diğ.,1999). HBS, literatürdeki uygulamalarda 0.5-5 gün aralığında tanımlanmıĢtır
(Savant ve diğ., 2005; Rintala ve diğ.,1999). Kontak reaktörün çalıĢtırıldığı 4 günlük HBS
literatürdeki baĢarılı uygulamalar için verilen değer aralığındadır. Reaktörde sıcaklık, pH ve
KOĠ/N/P oranı sırasıyla 34-370C, 6.4-7.5 ve 176:5:1, optimum değer aralıklarında
tutulmaktadır. 0.15-0.17 gKOĠ/g.UAKM.gün olarak uygulanan F/M oranı, anaerobik reaktörlere
uygulanan 0.5-1 gKOĠ/g.UAKM.gün aralığındaki tipik F/M oranlarının oldukça altındadır
(Speece, 1996). Anaerobik reaktörlerde, F/M oranınının arttırılmasının metan aktivitesi (Sponza
ve diğ., 2002) ve KOĠ giderim verimi üzerinde olumlu etkileri olduğu daha önce rapor edilmiĢtir
(Sponza ve diğ., 2002; Ince ve diğ., 1995; Ince ve diğ., 2004; Baier ve Delavy, 2005).
3.2. Denatüran Gradyan Jel Elektroforezi (DGGE) Sonuçları
100
95
90
85
80
75
70
65
60
Anaerobik kontak reaktörün 3 farklı yüksekliğinden iki faklı zamanda alınan numunelere ait
(Opt:1.00%) (Tol 0.7%-0.7%)
(H>0.0%ve
S>0.0%)
[0.0%-100.0%]
genomik Dice
DNAlardan
Arke
Bakterilere
özgü 16S rDNA‘lar PCR ile çoğaltılmıĢ ve denatüran
DGGE
DGGEait jel görüntüleri ġekil 2 ve ġekil 3‘te verilmektedir.
jelde yürütülmüĢtür. Arke ve Bakterilere
Elde edilen görüntüler Bionumerics 5.0 yazılımı (Applied Maths, Kortrijk, Belçika) ile
normalize edilmiĢ, Arke ve Bakteri popülasyonlarına ait soy ağaçları çizilmiĢtir.
G@ModKar@dgge5arc2makale.
100
AÜ
AO
AA
88.0
100
59.3
85.7
50.0
56.0
46.2
51.9
50.0
56.0
TÜ
TO
TA
Şekil 1. Arkeyal soy ağacı ve DGGE jel görüntüsü (Örnek: AA: Ağustos 4 m; AO: Ağustos
8 m; AÜ, Ağustos 12 m; TA: Temmuz 4m; TO, Temmuz 8 m; TÜ: Temmuz 12 m)
ġekil 2‘de verilen Arke popülasyonuna ait soy ağacı, Temmuz ve Ağustos ayında alınan
numunelerin %50 benzerlikte olduğunu yani iki dönem arasında komünitede önemli bir
değiĢiklik olduğunu göstermektedir. AÜ ve AO numuneleri %88 benzerlikte kümelenirken AA
numunesi AÜ ve AO‘ya %85.7 benzerlikte kümelenmiĢtir. Temmuz ayında da TÜ ve TO
numuneleri %92.3 benzerlik göstermekte, TA numunesi TO ve TÜ‘ye %91.7 benzerlikte
kümelenmektedir. DeğiĢen benzerlik oranları, hem reaktör yüksekliği boyunca hem de numune
alma dönemleri arasında mikrobiyal komünitede farklılaĢmalar olduğunu göstermektedir.
Arkeyal DGGE jelinde tespit edilen 31 farklı bandın varlığı, reaktörden alınan numunelerde 31
farklı türün olduğunu göstermektedir. Bionumerics analizi sonucunda, Temmuz ayında
rastlanan 3 farklı türe Ağustos ayında rastlanmadığı, buna karĢılık, Temmuz ayında tespit
edilemeyen 6 farklı türün Ağustos ayında tespit edilebildiği görülmüĢtür.
ġekil 3‘te Bakteri popülasyonuna ait soy ağacı, Temmuz ve Ağustos 2005‘te alınan
numunelerin %78.3 benzerlikte olduğunu göstermektedir. Bu değiĢim Arke popülasyonuna
oranla daha az olmakla birlikte iki dönem arasında bakteriyel komünitede önemli bir değiĢiklik
388
100
95
90
85
80
olduğunu göstermektedir. Ağustos ayında, reaktörün üst ve orta kısımlarından alınan AÜ ve AO
numuneleri %89.2 benzerlik gösterirken alt kısımdan alınan AA numunesi AÜ ve AO‘ya %81.8
benzerlikte kümelenmiĢtir. Temmuz ayı örneklerinde ise alt ve üst seviyelerden alınan TA ve
TÜ numuneleri %90.7 benzerlik göstermekte, orta seviyeden alınan TO numunesi TA ve TÜ ile
%86.5 benzerlikte kümelenmektedir. Arkeyal komünitede olduğu gibi bakteriyel komünite
yapısında da reaktör boyunca ve numune alma zamanları arasında farklılıklar gözlenmiĢtir.
Bakteriyel DGGE jelinde toplam 57 farklı türü temsil eden 57 farklı bant tespit edilmiĢtir.
Temmuz ayında rastlanan 10 farklı türe Ağustos ayında rastlanmamıĢ, buna karĢılık, Ağustos
ayında 10 farklı tür tespit edilmiĢtir. Bant sayıları karĢılaĢtırıldığında, Bakteri popülasyonundaki
çeĢitliliğin Arke popülasyonundaki çeĢitlilikten daha fazla olduğu görülmektedir. Bununla
birlikte, Dice
Ağustos
2005‘te
popülasyonunda tespit edilemeyen tür sayısının Arke
(Opt:1.00%) (Tol 0.7%-0.7%)
(H>0.0%Bakteri
S>0.0%) [0.0%-100.0%]
popülasyonunda
tespit edilemeyen tür
sayısından fazla olması, bakteriyel türlerin değiĢen
DGGE
DGGE
iĢletme koĢullarına daha duyarlı olduğu sonucuna varılabilir. Benzer sonuçlar daha önceki
çalıĢmalarda da elde edilmiĢtir (Buzzini ve diğ., 2006).
G@ModKar@bac9neg-pro.
100
AÜ
AO
AA
89.2
100
81.8
86.6
78.3
71.4
77.1
78.9
79.4
75.4
TÜ
TO
TA
Şekil 2. Bakteriyel soy ağacı ve DGGE jel görüntüsü (Örnek: AA: Ağustos 4 m; AO:
Ağustos 8 m; AÜ, Ağustos 12 m; TA: Temmuz 4m; TO: Temmuz 8 m; TÜ: Temmuz 12 m)
Ġnce ve diğ. (2007)‘ne ait önceki bir çalıĢmada, anaerobik kontak reaktöre ait numunelerde
potansiyel metan üretim (PMÜ) hızları Temmuz numuneleri için 280 ml CH4/g UAKM.gün,
Ağustos numuneleri için ortalama 160 ml CH4/g UAKM.gün olarak bulunmuĢtur. Aynı
örneklerde, FISH uygulanarak elde edilen hücre sayımları, numune alma yüksekliği arttıkça
çamurun PMÜ hızının ve asetoklastik metanojenlerin toplam komünite içerisindeki miktarının
paralel olarak azaldığını göstermektedir (Ġnce ve diğ., 2007). Buna bağlı olarak, Temmuz ayında
reaktörde bulunup Ağustos ayında kaybolan türlerin yüksek metan üretim potansiyeline sahip
olduğu söylenebilir. Benzer Ģekilde, Temmuz ayında reaktörde olmayıp Ağustos ayında
gözlenen türler düĢük aktiviteyle ilgili türler olabilir.
Bu çalıĢmada, SMA testi ve FISH tekniği ile tespit edilen mikrobiyal komünite değiĢimi DGGE
yöntemi kullanılarak doğrulanmıĢtır. DGGE yöntemi, yüksek ve düĢük aktiviteye sahip
mikrobiyal komünitelerin karĢılaĢtırılmasına olanak sağlamıĢtır. FISH yöntemi reaktörde
mevcut aktif mikrobiyal türlerin miktarları hakkında bilgi vermesine rağmen, kompozisyondaki
değiĢimi tespit etmede yeterli değildir. Bununla birlikte, DGGE yöntemi komünite
bileĢenlerinin sayısal değiĢimini yansıtmakta yetersiz kalmaktadır. Bu nedenle anaerobik
reaktörlerin mikrobiyal komünite yapılarının gerek DGGE gibi detaylı kalitatif sonuç veren
gerekse FISH gibi mikroskopik sayıma dayalı sonuç veren kültürden bağımsız yöntemlerle
birlikte çalıĢılması gerektiği sonucuna varılmıĢtır.
389
Bu çalıĢmanın devamında, arkeyal ve bakteriyel DGGE jellerindeki baskın bantların kesilerek
dizi analizlerinin yapılması, yüksek ve düĢük aktiviteye sahip mikrobiyal komüniteye özgü
türlerin tespit edilmesine olanak sağlayacaktır. Ayrıca, anaerobik kontak reaktördeki baskın
türlerin ortaya çıkarılması, bu türlerin metabolizmaları hakkında bilgi sahibi olunmasını
sağlayacaktır. Böylece, reaktörün iĢleyiĢ mekanizması kısmen çözümlenmiĢ olacak ve aktivite
ile ilgili türlerin belirlenmesine olanak tanınacaktır.
Teşekkür
Orhan Ġnce ve Bahar Kasapgil Ġnce sırasıyla İTÜ Bilimsel Araştırma Projeleri
tarafından desteklenen 11_04_241 ve 844 ve BÜ Bilimsel Araştırma Projeleri
tarafından desteklenen 04Y105 ve 02Y103D kodlu projelere teĢekkür ederler. Ayrıca
Modern Karton A.ġ. ve Arbiogaz Çevre Teknolojileri A.ġ.‘ye gösterdikleri iĢbirliği için
teĢekkür ederiz.
Kaynaklar
Amann, R.I., Ludwig, W., Schleifer, K.H. (1995). Phylogenetic identification and in situ detection of individual
microbial cells without cultivation. Microbiol. Rev. 59,143–169.
Baier, U. ve Delavy, P. (2005). UASB treatment of liquid residues from grass bioraffination. Water Sci.&Tech., 52,
405-411.
Barns, S.M., Fundyga R.E., Jefferies MW. (1994). Remarkable archaeal diversity detected in a Yellowstone-nationalpark hot-spring environment. Proc. Natl. Acad. Sci USA, 91, 1609-1613.
Buzzini, A.P., Sakamoto, I.K., Varesche, M.B. and Pires, E.C. (2006). Evaluation of the microbial diversity in an
UASB reactor treating wastewater from an unbleached pulp plant. Process Biochemistry, 41, 168–176.
Gilbride, K.A., Lee, D.-Y. and Beaudette, L.A., (2006). Review: Molecular techniques in wastewater: Understanding
microbial communities, detecting pathogens, and real-time process control. Journal of Microbiological Methods,
66, 1–20.
Ince, O., Andersen G.K., Kasapgil, B. (1995). Control of organic loading rate using the specific methanogenic
activity test during start-up of an anaerobic digestion system. Water Research, 29 (1), 345-355.
Ince, O., Kolukirik, M., Ayman Oz, N., Kasapgil Ince, B. (2004). Comparative evaluation of full-scale UASB
reactors treating alcohol distillery wastewaters in terms of perfprmance and methanogenic activity. Journal of
Chemical Technology and Biotechnology, 80 (2), 138-144.
Ince, O., Kolukirik, M., Cetecioglu, Z., Eyice, O., Tamerler, C., Kasapgil Ince, B. (2007). Methanogenic and sulphate
reducing bacterial population levels in a full-scale anaerobic reactor treating pulp and paper industry wastewater
using fluorescence in situ hybridisation. Water Sci Technol. 55 (10),183-191.
Muyzer, G. ve Smalla, K. (1998). Application of denaturing gradient gel electrophoresis (DGGE) and temperature
gradient gel electrophoresis (TGGE) in microbial ecology. Antonie van Leeuwenhoek, 73, 127–141.
Muyzer, G., De Waal, E.C. and Uitierlinden, A.G. (1993). Profiling of complex microbial populations by denaturing
gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction-amplified genes coding for 16S rRNA. Applied
and Environmental Microbiology, 59 (3), 695-700.
Øvreås, L., Forney, L., Daae, F.L., Torsvik, V. 1997. Distribution of bacterioplankton in meromictic lake
Saelenvannet as determined by denaturing gradient gel electrophoresis of PCR-amplified gene fragments coding
for 16S rRNA. Appl. Environ. Microbiol. 63, 3367–3373.
Raskin L., Stromley J.M., Rittmann B.E., Stahl D.A. (1994). Group-specific 16S rRNA hybridization probes to
describe natural communities of methanogens. Appl. Env. Microbiol,. 60, 1232-1240.
Rincón B., Raposo, F., Borja, R., Gonzalez, J.M., Portillo, M.C., and Saiz-Jimenez, C. (2006). Performance and
microbial communities of a continuous stirred tank anaerobic reactor treating two-phases olive mill solid wastes
at low organic loading rates. Journal of Biotechnology, 121 (4), 534-543.
390
Rintala, J.A., Jain, V.K., Kettunen, R.H. (1999). Comparative status of the world-wide commercially available
anaerobic technologies adopted for biomethanation of pulp and paper mills effluents, 4 th International
Exhibition&Conference on Pulp&Paper Industry, Hindistan, Sözlü sunum.
Roest, K., Heilig, H.G.H.J., Smidt, H., de Vos, W.M., Stams, A.J.M., and Akkermans, A.D.L. (2005). Community
analysis of a full-scale anaerobic bioreactor treating paper mill wastewater. Systematic and Applied Microbiology,
28, 175–185.
Savant, D.V., Abdul-Rahman, R. ve Ranade, D.R., 2006. Anaerobic degradation of adsorbable organic halides
(AOX) from pulp and paper industry wastewater. Bioresource Technology, 97 (9), 1092-1104.
Speece, R.E. (1996). Anaerobic Biotechnology for Industrial Wastewaters. Archae Press, Nashville, TN.
Sponza, D. T. (2002). Tetrachloroethylene (TCE) removal during anaerobic granulation in an upflow anaerobic
sludge blanket (UASB) reactor. Journal of Environmental Science and Health. Part A, Toxic/Hazardous
Substances & Environmental Engineering, 37, 213-236
Stams, A.J.M, Elferink, S.J.W.H.O., Westerman, P. (2003). Metabolic interactions between methanogenic consortia
and
anaerobic
respiring
bacteria.
Adv.
in
Biochem.
Eng.,
81,
31-56.
11-13 Haziran 2008
Bira Atıksuyunun Anaerobik Arıtımında Asetoklastik
Metanojenik Aktivite ve Kantitatif Metan Arkeyal Değişimleri
B. Kasapgil İnce1, Leyla Şimşek, Nilgün Öz1, Erkin Gözdereliler1, Afşar Ülgen2 ve Orhan
İnce3
1
2
3
Bogaziçi Üniversitesi, Çevre Bilimleri Enstitüsü, 34342, Bebek, İstanbul, Türkiye
TUBORG Bira ve Malt San A.Ş., İzmir, Türkiye
İstanbul Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 34469, İstanbul, Türkiye
Öz Bu çalıĢmada bira atıksularını arıtan gerçek ölçekli geniĢletilmiĢ bir anaerobik çamur yatağı
reaktöründen (EGSB) 3 aylık dönemde alınan çamur numunelerinin, asetoklastik metan üretim
kapasitesi spesifik metan aktivite (SMA) test düzeneği ile, sistemde bulunan metanojenlerin tür
ve sayıları ise floresanlı yerinde hibritleĢme (FISH) tekniği kullanılarak tespit edilmiĢtir. 20052007 yılları arasında, EGSB reaktörünün 15 kgKOĠ/m3.gün organik yükleme hızında (OYH)
ortalama KOĠ giderim verimi %80-90 aralığında değiĢmiĢtir. Yürütülen SMA testleri sonucunda
EGSB reaktör çamurunun maksimum asetoklastik metan aktivitesi 457 mlCH 4/gUAKM.gün
olarak bulunmuĢtur. FISH sonuçları, EGSB reaktör çamurundaki toplam popülasyonun yaklaĢık
%43-46‘sını arkeyal popülasyonun oluĢturduğunu göstermiĢtir. Bu dönemdeki arkeyal
popülasyonun sırasıyla %37 ve %18‘lik kısmını Methanosaeta türleri ve Methanosarcina türleri
oluĢturmaktadır. Toplam popülasyon içinde asetoklastik metanojenlerin oranlarında bir azalma
gözlemlenirken hidrojenotrofik metanojenlerin sayısında artıĢ meydana gelmiĢtir.
Anahtar Kelimeler bira atıksuyu; floresanlı yerinde hibritleşme tekniği; genişletilmiş
anaerobik çamur yatağı reaktörü; spesifik metanojenik aktivite
1. Giriş
Anaerobik arıtma sistemleri, içki endüstrisi atıksuları gibi yüksek organik kirletici içeren
atıksuların arıtımında geniĢ bir uygulama alanı bulmuĢtur. Alkollü içki endüstrisinde su ve
atıksu yönetimi çevresel ve ekonomik açıdan önemli problemlere yol açmaktadır. Bu tipteki
atıksuların arıtımında akıĢkan yataklı biyoreaktörler (Ochieng ve diğ., 2002), yukarı akıĢlı
anaerobik çamur yatağı (UASB) reaktörü (Parawira ve diğ., 2005) ve anaerobik filtreler (Leal
ve diğ., 1998) sıklıkla kullanılmaktadır. Son yıllarda, anaerobik granüler çamur yatağı (EGSB)
reaktörleri, içki endüstrisi atıksularının arıtımında tercih edilmektedirler (Zoutberg ve diğ.,
1996). Bu tipteki reaktörler, atıksuyun daha yüksek bir yukarı akıĢ hızı ile granüler çamur
yatağından geçmesine olanak tanıyan UASB reaktör türevleridir (Zoutberg ve Frankin, 1996).
Yüksek akıĢ hızı, çıkıĢ suyu resirkülasyonunu sağlayarak veya yükseklik/çap oranını büyük
tutmak suretiyle (ya da her ikisi birlikte kullanılarak) sağlanmaktadır. Böylece granüler çamur
yatağının geniĢlemesi ve atıksu-çamur temasının artması mümkün olmaktadır. Granül çamurun
boyutu, aktivitesi ve mikrobiyal yapısı EGSB reaktörlerin performansı ve stabilitesinde önemli
bir rol oynamaktadır (Seghezzo, 1997).
Reaktör performansı genellikle KOĠ, BOĠ, gaz verimi ve kompozisyonu, uçucu yağ asitleri, pH,
alkanite vb. gibi klasik parametrelerle izlenmektedir. Ancak bu parametreler sistemin sadece o
392
B. İnce, L. Şimşek, N. Öz ve diğ.
anki durumu hakkında bilgi vermektedirler. Anaerobik arıtma sistemlerinin iĢletilmesi sırasında
yüklemeler belli bir temele dayandırılmadan, bir baĢka deyiĢle metan arkelerinin potansiyel
metan üretim kapasitesi hesaplanmadan uygulandığından dolayı sistemlerde stabilite sorunu
yaĢanabilmektedir. Bu nedenle bu tip reaktörlerde, anaerobik granüler çamurun aktivitesini ve
biyolojik çeĢitliliği belirleyerek sistem performansı ile iliĢkilendirmek bu sistemlerden daha
etkin verim sağlamak açısından önem taĢımaktadır. Anaerobik çamurun asetoklastik metan
kapasitesini ölçmek için kullanılan SMA testi, iĢletme sırasında olumsuz iĢletme Ģartları
nedeniyle asetoklastik metanojenik aktivitede meydana gelen değiĢimleri belirlenmesinde,
sistem performansının artırılmasında ve sistem stabilitesinin sürekliliğinin sağlanmasında bir
kontrol parametresi olarak kullanılabilmektedir (Ġnce ve diğ., 2005). Ayrıca, biyolojik
sistemlerde mikrobiyal türlerin dağılımını ve kompozisyonunu etkileyen faktörlerin
belirlenmesi ile bu sistemlerin daha iyi anlaĢılması mümkün olabilir. Bu nedenle son
zamanlarda arıtma kapasitesi ile biyolojik arıtma tesislerinde etkin olan türlerin etkileĢimlerinin
belirlenmesi önem kazanmıĢtır (Curtis ve diğ., 2003). Anaerobik reaktörlerdeki mikrobiyal
popülasyonları tam olarak açıklayabilmek ve biyoreaktörlerde mevcut olan kompleks bakteriyal
ve arkeyal popülasyonlar hakkında detaylı bilgi edinmek için nükleik asit problarıyla floresanlı
yerinde hibritleĢme (FISH) gibi rRNA bazlı teknikler diğer genetik analizlerle birlikte önemli
bir yer tutmaktadır. FISH tekniğinin avantajları arasında rRNA hedefli nükleik asit problarının
metabolik olarak aktif hücrelerin tanımlanması, önemli popülasyonların morfolojilerinin
belirlenmesi, filogenetik olarak tanımlanması ve kantitatif analizlerinin yapılmasına olanak
sağlaması sayılabilir. (Amann ve diğ., 1990).
Bu çalıĢmada içki atıksularını arıtan bir EGSB reaktöründen Nisan, Mayıs ve Haziran 2007
tarihlerinde alınan numunelerin metanojenik aktiviteleri spesifik metan aktivite (SMA) testi ile
belirlenmiĢtir. Mikrobiyal popülasyon dinamikleri, floresanlı yerinde hibritleĢme (FISH) tekniği
kullanılarak belirlenmiĢtir. Ayrıca, EGSB reaktörünün arkeyal kompozisyonları ile iliĢkili olan
performans ve metanojenik aktivite verileri üç numune alma dönemi boyunca tartıĢılmıĢtır.
2. Materyal ve Metod
2.1. Anaerobik Granüler Çamur Yatağı (EGSB) Reaktörünün Özellikleri
Bira atıksuyu iki aĢamalı biyolojik anaerobik-aerobik arıtıma tabii tutulmaktadır. Anaerobik
arıtma safhasında kullanılan gerçek ölçekli EGSB reaktörünün toplam hacmi 2280 m3‘tür.
Anaerobik reaktörün çapı 14 m. ve toplam yüksekliği 15.5 m‘dir. Reaktörün hacimsel yükleme
hızı 15 kg KOĠ/ m3.gün‘dür.
2.2. Atıksu Özellikleri
Bira yapımında, öncelikle malt öğütülür ve su ile karıĢtırılarak belirli sıcaklıkta katı-sıvı
karıĢımı halinde Ģıra denilen ara ürün elde edilir. ġıra süzülerek, kaynatma iĢlemine tabi tutulur.
Kaynatma iĢleminde biraya karakteristik olarak acılık ve aromatik tad özelliğini veren
Ģerbetçiotu ilavesi yapılarak, 8°C' ye soğutulup maya eklenir. Fermentasyon tanklarına alınan
bira, bu iĢlemden sonra soğukta dinlendirilerek özel filtrelerden geçirilerek ĢiĢe ve fıçılara
doldurulur. Bira atıksularının kimyasal özellikleri Tablo 1‘de verilmiĢtir.
Bira Atıksuyunun Anaerobik Arıtımında Asetoklastik Metanojenik Aktivite ve Kantitatif Metan Arkeyal
Değişimleri
393
Tablo 1. Bira atıksularının kimyasal özellikleri
Parametre
KOĠ
BOĠ5
Toplam-N
Toplam-P
pH*
Konsantrasyon (mg/l)
5500-10500
3000-4000
100-130
28-47
5-7
* birimsiz
2.3. Analitik Metodlar
Anaerobik EGSB reaktörünün iĢletilmesi sırasında sıcaklık, pH, KOĠ, AKM ve metan üretimi
gibi parametreler izlenmiĢtir. Reaktörden alınan çamur numunelerinde toplam katı madde
(TKM), toplam uçucu katı madde (TUKM), SMA testlerinde ise AKM, uçucu askıda katı
madde (UAKM) konsantrasyonları belirlenmiĢtir. Gaz kompozisyonları HP 6850 model termal
kondaktivite detektörlü bir gaz kromotografı (HP Plot Kolon 30 m x 0,53 mm) cihazı
kullanılarak belirlenmiĢtir. Yürütülen deneyler Standart Metoda göre yapılmıĢtır (APHA, 1997).
2.4. Spesifik Metan Aktivite Test Düzeneği
Bu çalıĢmada asetoklastik metan aktivitesini belirleyebilmek için Spesifik Metan Aktivite
(SMA) test düzeneği kullanılmıĢtır (Monteggia, 1991; Ince 1995). SMA testi 8 adet 2 litre
hacimli anaerobik reaktörlerden oluĢmaktadır. Bu anaerobik reaktörler sıcaklığı otomatik olarak
kontrol edilen manyetik karıĢtırıcılı bir su banyosunun içerisine yerleĢtirilmiĢtir. SMA test
düzeneğinin detaylı anlatımı, deneysel prosedürü ve hesaplama yöntemi daha önce yayınlanan
makalelerde verilmiĢtir (Ġnce ve diğ, 1995, Ġnce ve diğ. 2005). Her bir SMA test sonucu 3 kez
tekrar edilerek doğrulaması yapılmıĢtır. %5‘lik sapmalar kabul edilmiĢ, daha büyük sapmaların
olduğu testler tekrar edilmiĢtir.
2.5. AĢı Çamuru ve Besleme Çözeltisi
SMA testlerinde besleme çözeltisi olarak asetat kullanılmıĢtır. Kompleks substratın anaerobik
ayrıĢması sırasında oluĢan metan gazının yaklaĢık %72‘si asetik asitten gelmektedir (de Zeeuw,
1984). Aktivite testlerinde maksimum aktivitenin gerçekleĢtiği konsantrasyonu belirlemek için
çeĢitli asetat konsantrasyonları denenmiĢ ve maksimum aktivitenin gözlendiği konstrasyon
değeri 2000 mg/l asetat olarak bulunmuĢtur. Gerçek ölçekli EGSB reaktörün en alt seviyesinden
3 farklı zamanda alınan çamur numunelerinin UAKM konsantrasyonu 2000 mg/l olacak Ģekilde
mineral stok solüsyon (Ġnce vd. 1994) ile seyreltilmiĢtir.
2.6. Floresanlı Yerinde HibritleĢme (FISH)
Numuneler alınır alınmaz %100‘luk etanol (1:1, v/v) eklenerek laboratuvara +4C‘de soğuk
zincirle getirilmiĢ ve -20C‘de saklanmıĢtır. Kullanılan deney prosedürü, problar, hedef grupları
ve prob dizilimleri daha önce yayınlanan bir makalede verilmiĢtir (Kolukırık ve diğ, 2007).
394
3.1. Gerçek Ölçekli Anerobik EGSB Reaktörünün Performansı
15 kg KOĠ m-3gün-1 organik yükleme hızında iĢletilen anaerobik EGSB reaktörünün, numune
alma dönemlerindeki ortalama KOĠ giderimi %75 olarak belirlenmiĢtir. Daha önceki
çalıĢmalarda içki atıksularını arıtan anaerobik EGSB reaktörlerinin 10-20 kg KOĠ m-3gün-1
organik yükleme hızında (OYH) yaklaĢık %90-98 KOĠ giderim verimleri ile etkili bir Ģekilde
iĢletildikleri rapor edilmiĢtir (Zoutberg ve diğ., 1996). ġekil 1‘den görüldüğü gibi anaerobik
EGSB reaktöründe 2005-2006 yılları arasında stabil bir sistem performansı gözlemlenmiĢtir. Bu
dönemde iki aĢamalı anaerobik-aerobik arıtma tesisinin çıkıĢ KOĠ‘leri 80-100 mg/l arasında
değiĢim göstermiĢtir. Ancak Eylül 2006 tarihinden sonra anaerobik reaktör performansı
bozulmuĢtur. ġekil 1‘den görüldüğü üzere Kasım 2006 ve Haziran 2007 arasında anaerobik
EGSB reaktörü, performans ve stabilitesini korumada çeĢitli problemlerle karĢılaĢmıĢtır.
KOİ (mg/l)
500
400
300
200
100
ay
.0
7
M
7
ar
.0
M
.0
7
ca
O
as
.0
6
K
6
Ey
l.0
m
.0
6
Te
ay
.0
6
M
6
ar
.0
M
O
ca
.0
6
0
z aman (ay)
Şekil 1. Ġki aĢamalı anaerobik-aerobik biyolojik arıtma
konsantrasyonları
tesisi çıkıĢ KOĠ
3.2. Metanojenik Aktivite Test Sonuçları
3 aylık numune alma dönemi boyunca EGSB reaktörünün alt seviyesinden alınan anaerobik
granüler çamurun potansiyel metan üretim (PMÜ) kapasitesi ve optimum iĢletme koĢulları SMA
testleri ile belirlenmiĢtir. Maksimum asetoklastik metan aktivitesi 457 ml CH4/g UAKM.gün
(2000 mg/l asetat) olarak Nisan numunesinde bulunmuĢtur. Literatürde %100 asetoklastik
metanojenlerle yapılan saf kültür çalıĢmalarında PMÜ değeri maksimum 1000 ml
CH4/gUAKM.gün verilmiĢtir (Valcke and Verstraete, 1983). Bu nedenle, EGSB reaktöründeki
anaerobik biyolojik çamurun yaklaĢık olarak %46‘sının asetoklatik metanojenlerden oluĢtuğu
söylenebilir. ġekil 2‘den görüldüğü üzere 3 aylık çalıĢma sürecinde anaerobik çamurun PMÜ
kapasitesinde önemli olmayan fakat takip edilmesi gereken düĢüĢler gözlenmiĢtir (ġekil 2).
Literatürde, 300 mlCH4/gUAKM.gün‘den yüksek PMÜ değerlerine sahip çamurların iyi
kalitede çamur oldukları rapor edilmiĢtir (Ince ve diğ. 1995, 2005); alkollü içki fabrikasına ait
bir UASB reaktöründen alınan örnekte asetoklastik metan aktivitesi 389 mlCH 4/gUAKM.gün
(Doğan, 2005); laboratuvar ölçekli bir anaerobik tam karıĢımlı tank reaktör çamurunun
asetoklastik metan aktivitesi 440 ml CH4/g UAKM.gün olarak bulunmuĢtur (Öz ve diğ., 2004).
Değişimleri
395
SMA (mlCH4/gUAKM.gün)
500
400
300
200
100
0
1000 mg/l asetat
2000 mg/l asetat
3000 mg/l asetat
4000 mg/l asetat
Nisan
343
457
445
398
M ayıs
339
452
440
360
Haziran
350
447
430
330
Şekil 2. Aktivite test sonuçları (asetat)
3.3. FISH Sonuçları
Anaerobik EGSB reaktöründe etkin olan metan arkeyal türleri FISH tekniği ile belirlenmiĢ, elde
edilen sonuçlar Tablo 2‘de verilmiĢtir. Nisan, Mayıs ve Haziran numune alma dönemlerinde
Univ1392 oligonükleotid probuyla iĢaretlenen ve pozitif sinyal veren mikroorganizmaların oranı
sırasıyla %75%1.3, %86%1.6 ve %90%1.3 olarak belirlenmiĢtir. Bu sonuçlar toplam
mikrobiyal topluluk içindeki aktif mikroorganizmaların oranını vermektedir. Nisan, Mayıs ve
Haziran 2007‘de EGSB reaktörden alınan çamur numunelerinin sırasıyla %45.7%0.3,
%43.2%1.1 ve %44%0.6‘lik kısmını arkeyal popülasyonu oluĢturmaktadır. Nisan 2007
çamur numunesindeki arkeyal popülasyonun %41.3%1.3‘ünü Methanosaeta türleri.,
%20.03%0.2‘sini
Methanosarcina
türleri.,
%15.7%0.5‘ni
Methanococcales,
%10.5%%1.1‘ni Methanobacteriales ve %12%0.5‘ni Methanogenium akrabaları
oluĢturmaktadır. Mayıs 2007 çamur numunesinde arkeyal popülasyonun %38.09%1.3‘ünü
Methanosaeta türleri., %17.4%0.2‘sini Methanosarcina türleri., %19.8%0.5‘ni
Methanococcales, %13.4%%1.1‘ni Methanobacteriales ve %11.9%0.6‘ni Methanogenium
akrabaları oluĢturmaktadır. Haziran 2007 çamur numunesinde arkeyal popülasyonun
%32.08%1.3‘ünü Methanosaeta türleri., %18.6%0.3‘sini Methanosarcina türleri.,
%22.3%0.7‘ni Methanococcales, %13.04%%1.1‘ni Methanobacteriales ve %13.4%0.8‘ni
Methanogenium akrabaları oluĢturmaktadır.
396
Tablo 2. Anaerobik reaktör çamurunda FISH sayım sonuçları
Aktif hücreler
Archaea
Methanosaeta*
Methanosarcina*
Methanobacteriales*
Methanococcales*
Methanogenium*
Nisan 2007 (%)
751.3
45.70.3
41.31.3
20.030.2
10.051.1
15.70.5
120.5
Mayıs 2007 (%)
861.6
43.21.1
38.091.3
17.40.2
13.41.1
19.80.5
11.90.6
Haziran 2007 (%)
901.3
440.6
32.080.5
18.60.3
13.041.1
22.30.7
13. 40.8
*Arke popülasyonu içindeki oran
UASB ve EGSB tipi anaerobik reaktörlerde metan Arkeleri içinde Methanosaeta türlerinin
sayısal olarak baskın olduğu daha önceki çalıĢmalarda rapor edilmiĢtir (Sekiguchi ve diğ.,
1999); gerçek ölçekli bir UASB reaktör çamurunda arkeyal popülasyonun %59%2.6‘sını
Methanosaeta türleri. ve %40  %2.6‘sını Methanobacteriales oluĢturduğu rapor edilmiĢtir
(Kolukirik, 2004). ġu ana kadar tanımlanan metan arkelerinden sadece Methanosaeta ve
Methanosarcina cinslerinin asetatı sübstrat olarak kullanabildiği bilinmektedir (Zinder, 1993).
Bu iki cinsin anaerobik reaktör çamurlarında çok önemli bir yere sahip olduğu daha önceki
çalıĢmalarda gösterilmiĢtir (de Zeeuw, 1984). Genellikle Methanosaeta türlerinin granül
oluĢumunu arttırdığı ve daha stabil bir reaktör performansının oluĢmasını sağladığı kabul
görmektedir. Methanosarcina türleri, asetatın yanında, metanol, metilamin, hidrojen ve
karbondioksiti substurat olarak kullanabilmektedir. Methanosaeta türlerinin büyüme hızı
Methanosarcina türlerinin büyüme hızından çok daha yavaĢ olmasına rağmen, asetata karĢı
afinitesi Methanosarcina türlerine göre 5-10 kat daha fazladır (Jetten ve diğ., 1992).
FISH sonuçlarından görüldüğü gibi, 3 aylık çalıĢma sürecinde EGSB reaktöründe asetoklastik
metanojenlerin
(Methanosaeta
türleri)
baskınlığı
hidrojenotrofik
metanojenlere
(Methanococcales ve Methanobacteriales) kayma eğilimi göstermiĢtir. Methanococcales
akrabalarının, Methanobacteriales akrabalarına oranla daha fazla olduğu gözlemlenmiĢtir.
Hidrojenotrofik metanojenlerin arasındaki substurat için rekabetleri, asetoklastik metanojenlerde
olduğu kadar çalıĢılmadığından Methanococcales akrabalarının baskınlığını açıklamak mevcut
bilgiler ile mümkün değildir.
Teşekkür
Bahar Kasapgil Ġnce ve Orhan Ġnce sırasıyla 06Y102D kodlu Boğaziçi Üniversitesi Bilimsel
AraĢtırma Projesi ve 106Y241 kodlu TÜBĠTAK projesine teĢekkür eder. Ayrıca TUBORG Bira
ve Malt San A.ġ. yetkililerine veri ve numune sağlamak hususunda gösterdikleri iĢbirliği için
teĢekkür ederiz.
Kaynaklar
Amman, R. I., Binder, B. J., Olson, R. J., Chisholm, S. W., Devereux, R. and Stahl, D. A. (1990). Combination of
16S rRNA-targeted oligonucleotide probes with flow cytometry for analyzing mixed microbial populations.
Applied and Environmental Microbiology, 56:1919-1925.
APHA, AWWA, WPCF, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 18 th ed., American Public
Health Association, Washington, DC 20005, 1997.
de Zeeuw, W. J. (1984). Acclimatization of anaerobic sludge for UASB-reactor start-up. Ph.D. thesis. Agricultural
University of Wageningen, Wageningen, The Netherlands.
Değişimleri
397
Dogan T, Ince O., Oz N.A., Ince B. K. (2005). Inhibition of volatile fatty acid production in granular sludge from a
UASB reactor. Journal of Environmental Science and Health, 40: 633-644.
Ince, O., Anderson, GK and Kasapgil, B. (1995). Control of Organic Loading Rate Using the Specific Methanogenic
Activity Test During Start-Up of an Anaerobic Digestion System. Water Research, 29: 349-355.
Ince O., Kolukırık M, Ayman N., Ince B. (2005). Comparative evaluation of full-scale UASB reactors treating
alcohol distillery wastewaters in terms of performance and methanogenic activity. J Chm Technol Biotechnol.,
80: 138-144.
Jetten, M. S. M., Stams, A. J. M., and Zehnder, A. J. B. (1992). Methanogenesis from acetate: a comparison of the
acetate metabolism in Methanothrix soehngenii and Methanosarcina spp. FEMS Microbiol. Rev. 88:181–198.
Kolukırık, M, Ince, O., Ince, B.K. (2007) Methanogenic community change in a full-scale UASB reactor operated at
a low F/M ratio Journal of Environmental Science and Health Part A, 42, 903–910.
Leal, K., E. Chacin, E. Behling, E. Gutierez, N. Fernandez and C.F. Forster, (1998). A mesophilic digestion of
brewery wastewater in an unheated anaerobic filter, Bioresource Technology, 65 (1–2), pp. 51–55.
Monteggia, L., (1991). The Use of a Specific Methanogenic Activity Test Controlling Anaerobic Reactors‖. PhD
Thesis, The University of Newcastle upon Tyne, 1991.
Ochieng, A., T. Ogada, W. Sisenda and P. Wambua, (2002). Brewery wastewater treatment in a fluidised bed
bioreactor, Journal of Hazardous Materials 90 (3,29), pp. 311–321.
Öz, N. A., Ince, O., Ince and B. K. (2004). Effect Of Wastewater Composition On Methanogenic Activity In An
Anaerobic Reactor, Journal of Environmental Science and Health, Part A., 39 (11-12), 2941-53.
Parawira, W., Kudita, I., Nyandoroh and R. Zvauya, M.G. (2005). A study of industrial anaerobic treatment of
opaque beer brewery wastewater in a tropical climate using a full-scale UASB reactor seeded with activated
sludge, Process Biochemistry 40, (2), pp. 593–599.
Seghezzo, L. (1997). Kinetics and structure of anaerobic granular sludge from EGSB reactors. MSc thesis,
Wageningen Agricultural University, Wageningen, The Netherlands.
Sekiguchi, Y., Kamagata, Y., Nakamura, K., Ohashi, A. and Harada, H. (1999). Fluorescence in situ hybridization
using 16S rRNA-targeted oligonucleotides reveals localization of methanogens and selected uncultured bacteria
in mesophilic and thermophilic sludge granules. Appl. Environ. Microbiol. 65: 1280–1288.
Valcke D. and Verstraete W. (1983). A Practical Method To Estimate the Acetoclastic Methanogenic Biomass in
Anaerobic Reactors. J. WPCF, 55: 1191-1195.
Zinder, S. H. (1993). Physiological ecology of methanogens, p. 128–206. In J. G. Ferry (ed.), Methanogenesis:
ecology, physiology, biochemistry and genetics. Chapman & Hall, New York, N.Y.
Zoutberg, G.R., Frankin, R. (1996). Anaerobic treatment of chemical and brewery wastewater with a new type of
anaerobic reactor: the Biobed EGSB reactor. Water Science and Technology, 34 (5-6), 375–381.
11-13 Haziran 2008
Gerçek Ölçekli Anaerobik Biyolojik Atıksu Arıtma Tesisinde
Arke Topluluğu 16S rRNA Sekanslarının SSCP ile
Değerlendirilmesi
N. Altınay Perendeci 1, F. Yeşim Ekinci 2, Jean Jaques Godon 3
1
Akdeniz Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 07058 Antalya
2
Yeditepe Üniversitesi, Müh. ve Mimarlık Fakültesi, Gıda Mühendisliği Bölümü, 34755 İstanbul
3
INRA, Laboratoire de Biotechnologie de l’environnement (LBE), Avenue des Etangs 11100
Narbonne
Öz Bu çalıĢmada; Ģeker üretimi aĢamasında oluĢan atıksuların arıtıldığı gerçek ölçekli anaerobik
kontakt prosesten alınan anaerobik çamur numunelerinde Arke topluluğunun değiĢim profili
16S rRNA analizleri ve SSCP tekniği kullanılarak belirlenmiĢ ve Arkeal topluluk stabilitesi
anaerobik arıtım sistem performans stabilitesi ile birlikte değerlendirilmiĢtir. Anaerobik kontakt
proses 0.17 – 3.35 kgKOI/m3.gün aralığında, ortalama 1.82 kg KOI/m3.gün organik yükleme
hızı ile çalıĢtırılmıĢ ve sistemden % 96 KOI giderim verimi elde edilmiĢtir. Hidroliz tankı,
anaerobik tank ve plakalı dekantörden alınan çamur numunelerindeki Arke SSCP profillerine ait
temel bileĢen analizi (PCA) % 92.39‘luk bir değiĢimle açıklanmıĢtır. Elde edilen sonuç
anaerobik tankın Arke profili açısından kararlılığını ortaya koymaktadır. Ayrıca, her üç tanktan
alınan numunelerdeki Arke profilleri PCA analizine göre genel anlamda iki farklı kümelenme
sergilemiĢtir. Özellikle anaerobik tank ile plakalı dekantörden alınan numuneler aynı bileĢen
kümesinde toplanırken, hidroliz tankından alınan numuneler ayrı bir bileĢen kümesinde
toplanmıĢtır. Bu durum hidroliz ve anaerobik tankın proses koĢullarına uygun olarak
çalıĢtırıldığını ve faz ayrımı açısından fonksiyonel olduklarını doğrulamaktadır.
Anahtar Kelimeler anaerobik arıtım; arkeal topluluk; moleküler tanımlama; sistem performansı
1. Giriş
ġeker fabrikalarından deĢarj edilen atıksuların, alıcı ortamda termal kirlenmeye, dipte sediment
birikimine sebep olarak alıcı ortamın hidrolik koĢullarının bozulmasına ve kirletilmiĢ
ortamlarda mikrobiyolojik aktivite sonucu organik maddelerin çözünmüĢ oksijeni tüketerek
canlı yaĢamının tehlikeye girmesine neden olduğu bildirilmiĢtir (ġengül, 1991). ArıtılmamıĢ
Ģeker fabrikası atıksuyu tipik olarak 4000-7000 mg/L Biyolojik Oksijen Ġhtiyacı (BOĠ5), 10000
mg/L‘den yüksek Kimyasal Oksijen Ġhtiyacı (KOĠ), 5000 mg/L‘den yüksek Askıda Katı Madde
(AKM), ve yüksek miktarda amonyum azotu içermektedir (Worldbank Guideline, 2007).
Yüksek organik yüke sahip olan bu atıksuların alıcı ortama deĢarj edilmeden önce arıtılmaları
gerekmektedir.
Atıksuların arıtımında kullanılan eski proseslerden biri olan anaerobik parçalanma (AP), metan
gazı üretimi nedeniyle enerji verimli ve fiyat avantajlı bir prosestir. Anaerobik parçalanma,
bakteriyel populasyonlar arasında sinerjik iliĢkiye dayanan ve reaktör iĢletimi ile fizikokimyasal koĢullardan etkilenen non-linear bir proses olarak kabul edilmektedir. Anaerobik
400
N. A. Perendeci, F. Y. Ekinci, J. J. Godon
ekosistemde bulunan populasyonlar genellikle fermantatif, asidojenik, asetojenik ve
metanojenik olmak üzere dört tropik grupta incelenmektedir. Biyolojik dönüĢümü
gerçekleĢtiren anaerobik mikroorganizmaların tür ve cins özelliklerinin bilinmesi, populasyon
dinamiklerinin tespit edilmesi, sistem ve arıtım performansına yönelik diğer verilerle
desteklenmesi atıksu arıtım tesisi performansının toplam olarak değerlendirilmesinde önem
taĢımaktadır.
ÇeĢitlilik çalıĢmaları için anaerobik reaktörlerden Arke‘lerin izolasyonunda kullanılan kültür
temelli çalıĢmaların sınırlamalarından dolayı bu organizmalar hakkındaki bilgiler sınırlı
kalmıĢtır. Ancak günümüzde 16S ribozomal ribo nükleik asit (16S rRNA) klonlama analizleri
kullanılarak anaerobik reaktörlerde bulunan birçok metanojenik Arke, sintrofik, sülfat
indirgeyen, heterotrofik bakteri ve daha birçok bilinmeyen populasyon saptanmıĢtır (Amann ve
diğ., 1995; Godon ve diğ., 1997; Sekiguchi ve diğ., 1998, 1999). Bu nedenle 16 S rRNA gen
sıralamasını temel alan anaerobik çamurun mikrobiyal topluluk yapısal analizi, anaerobik
biyoreaktörlerdeki mikrobiyal populasyonun tespit edilmesinde güçlü yöntem olarak karĢımıza
çıkmaktadır. Son yıllarda 16S rRNA analizleri, Denatüre Gradyant Jel Elektroforezi (DGGE),
Termal Gradyant Jel Elektroforezi (TGGE), Tek Zincir Konformasyon Polimorfizmi (SSCP)
gibi PCR tabanlı moleküler metodların geliĢmesi ile mikrobiyal ekosistemin tanımlanması daha
etkin hale gelmiĢtir (Chan ve diğ., 2001). Bu teknikler, farklı fakat benzer DNA fragmanlarının
uzunluklarının belirlenmesinde çok hassas ölçümler vererek kompleks mikrobiyolojik grupların
hızlı bir Ģekilde tanımlanmasını sağlamaktadırlar. Laboratuvar ölçekli anaerobik reaktörlerde
mevcut mikrobiyal topluluğun tanımlanmasında 16S rRNA klonlama analizleri geniĢ ölçekte
kullanılmasına rağmen, endüstriyel ölçekte çalıĢan anaerobik reaktörlerde mikrobiyal
topluluğun tanımlanması ve sistem performansı ile birlikte değerlendirilmesi konusundaki
çalıĢmalar sınırlıdır (Leclerc ve diğ., 2004; Roest ve diğ., 2005; AkarsubaĢı ve diğ., 2006;
Keysera ve diğ., 2006).
Bu çalıĢmada; Ģeker üretimi aĢamasında oluĢan atıksuların arıtıldığı gerçek ölçekli anaerobik
kontakt prosesten oniki hafta süresince alınan anaerobik çamur numunelerinde Arkeal
topluluğun 16S r RNA analizleri ve SSCP tekniği kullanılarak değiĢiminin atıksu arıtım sistem
performansı ile iliĢkili olarak belirlenmesi ve topluluk stabilitesinin anaerobik arıtım sistem
performans stabilitesi ile birlikte değerlendirilmesi amaçlanmıĢtır.
2.1. Atıksu Arıtma Tesisi
TġFAġ‘ye ait Ereğli ġeker Fabrikası‘nda bulunan atıksu arıtma tesisi anaerobik ve
denitrifikasyon ve nitrifikasyon ünitelerinden oluĢmaktadır. Anaerobik ünite ısı değiĢtiriciler,
hidroliz tankı, anaerobik tank, degazifikasyon ve plakalı dekantörü içermektedir.
Isı değiĢtiriciler: Atıksu, kampanya süresince fabrikadan gelen barometrik kondense suyu ve
sıcak su yardımı ile ısı değiĢtiricilerde 37°C‘ye ısıtılarak hidroliz tankına gönderilmektedir.
Hidroliz tankı: Anaerobik parçalanmanın ilk aĢamasının gerçekleĢtiği hidroliz tankı tam
izolasyonlu ve 1170 m3 hacme sahip kapalı bir tanktır. Tankta karıĢımın sağlanması için tek
pervaneli bir karıĢtırıcı bulunmaktadır.
Anaerobik tank: Anaerobik parçalanmanın gerçekleĢtiği ve biyogazın üretildiği anaerobik tank,
tam izolasyonlu ve 8000 m3 hacme sahip kapalı bir tanktır. Tankta karıĢımın sağlanması için iki
pervaneli bir karıĢtırıcı bulunmaktadır. Anaerobik tankta pH, sıcaklık, su seviyesi ve gaz basıncı
kontrolleri mevcuttur. TaĢkan vasıtasıyla su, anaerobik tanktan plakalı dekantöre geçmektedir.
Gerçek Ölçekli Anaerobik Biyolojik Atıksu Arıtma Tesisinde Arke Topluluğu 16S rRNA Sekanslarının
SSCP ile Değerlendirilmesi
401
Plakalı dekantörde çöktürülen çamurun bir kısmı geri döngü hattı yardımıyla anaerobik tanka
alınmaktadır. Üretilen biyogaz, gaz fanı yardımıyla çekilmektedir. Gaz hattında; gaz debisi, gaz
basıncı ve gaz bileĢenleri ölçülmektedir.
Degazifikasyon ve plakalı dekantör: Anaerobik tank taĢkanından gelen su, plakalı dekantöre
girmeden önce gazsızlaĢtırma balonuna gelmektedir. Atıksu içinde bulunan gaz mevcut bir fan
yardımı ile gazsızlaĢtırma balonunun yukarısından çekilerek nitrifikasyon tankına gönderilmektedir. GazsızlaĢtırılan atıksu flokülasyon ünitesine geçmektedir. Çamur, flokülasyon
ünitesinin altındaki açıklık yardımı ile çökelme bölgesine girmektedir. Çöken çamur tabandaki
sıyırıcı yardımıyla merkezde toplanmakta ve bir kısmı anaerobik tanka geri döndürülmektedir.
Plakalı dekantörde durultulan su, taĢkan savaklarından azot giderimi için denitrifikasyon &
nitrifikasyon ünitesine girmektedir. Anaerobik proses akıĢ diyagramı ġekil 1‘de verilmiĢtir.
Otomasyon kontrol sistemi: Tesis kontrolü için PLC (Programmable Logic Control,
Programlanabilir Mantıksal Kontrolcü) ve PLC verilerinin değerlendirilmesi için TEOS32
SCADA denetim gözlem programı kullanılmaktadır.
Biyogaz
Degazifikasyon ve Plakalı
Dekantör
Atıksu
Atıksu
Plakalı Isı Değiştirici
Arıtılmış Su
Hidroliz Tank
Anaerobik Tank
Çamur Geri Devir Hattı
Fazla Çamur
Şekil 1. Anaerobik proses akıĢ diyagramı
2.2. Atıksu Analizleri
Kimyasal oksijen ihtiyacı (KOI), uçucu organik asit (UOA), toplam alkalite (TA), askıda katı
madde (AKM) ve uçucu askıda katı madde (UAKM) analizleri standart metotlara (APHA,
1995) göre yapılmıĢtır.
pH ve TC on-line olarak ölçülmüĢtür. Gaz debisi, Bailey Fischer Porter vortex debimetre ile
on-line ölçülmüĢ ve biyogaz içindeki gaz bileĢenleri on-line Varian CP 2003 Mikro Gaz
Kromatografisi ile tespit edilmiĢtir. Atıksu akıĢ hızları ise Danfoss elektromanyetik
debimetreler ile on-line ölçülmüĢtür.
pH, TC, atıksu akıĢ hızları, gaz debisi ve biyogaz içindeki gaz bileĢenleri parametrelerinin
ölçüm sonuçları denetim gözlem programından alınmıĢtır.
402
2.3. Moleküler Analizler için Çamur Numunelerinin Alınması
Moleküler topluluk analizleri için oniki hafta süresince hidroliz tankı, anaerobik tank ve plakalı
dekantörden çamur numuneleri alınmıĢtır. Hidroliz tankın dört seviyesinden ve anaerobik tankın
sekiz seviyesinden alınan anaerobik çamur örneklerinin her iki tank koĢullarını tam temsil
edilebilmeleri için kompozit numuneleri hazırlanmıĢtır. Kompozit numuneler santrifüj
edildikten (17500 g, 4°C, 10 dk.) sonra süpernatant uzaklaĢtırılarak elde edilen pellet -80 C‘de
saklanmıĢtır. Analiz öncesi pelletler 2 mL 4 M guanidine thiocyanate, 0.1 M Tris-HCl pH 7.5, ve
600 µL 10% N-lauroyl sarcosine ilavesiyle suspend edilmiĢ ve dört adet mikrosantrifüj tüplerine
ayrılarak -20°C‘de saklanmıĢtır.
2.4. Moleküler Analizler
DNA izolasyonu QIAmp DNA STOOL kiti kullanılarak üretici firmanın protokolü
doğrultusunda bazı modifikasyonlar ile yapılmıĢtır. Çamur örneklerinde Arke topluluğunun
tesbiti için 16S rRNA bölgesinin amplifikasyonu Universal 42 (W02), Archaea 13 (W17),
Archaea (W116) ve Universal 9 (W104) primerları kullanılarak nested PCR ile yapılmıĢtır.
PCR ile amplifiye edilen Arke‘ler arasındaki farklılıklar ABI 310 genetik analiz aleti (Applied
Biosystems) ile donatılmıĢ SSCP kapileri elektroforezi kullanılarak belirlenmiĢtir. SSCP
elektroforezi DNA fragmanlarının ikincil yapısına göre ayrım yapmaktadır (Hebenbrock ve
diğ., 1995). Her bir mikroorganizma türünün V3 bölgesinde farklı nükleotit dizilimine sahip
olduğu düĢünüldüğünden, bu teknik topluluktaki bütün mikrobiyal popülasyonları ayırmaktadır
(Lee ve diğ., 1996; Schwieger ve Tebbe 1998; Zumstein ve diğ., 2000). Mikrobiyal topluluğu
temsil eden patternler olarak sonuçlar pikler halinde görülmekte ve her bir pik topluluktaki
dominant türlere karĢılık gelmektedir. SSCP elektroforezi, konvansiyonel jel elektroforezi
tekniğine göre daha iyi band ayrımı sağlamakta ve numunenin fluorescent standartı (GeneScan400 Rox, Applied Biosystems) ile karıĢtırılması her bir numunedeki migrasyon patternlerinin
güvenle karĢılaĢtırılmasına olanak tanımaktadır (Dabert ve diğ., 2005).
Elde edilen SSCP profillerinin değerlendirilmesi Principal Component Analysis, Temel BileĢen
Analizi (PCA), MATLAB (Ver. 6.5) programı altında çalıĢan Statistical Analysis of
Fingerprints (SAFUM) (Ver 1.0) (Zemb ve diğ., 2007) programı kullanılarak yapılmıĢtır.
3.1. Anaerobik Ünite Performansı
2005-2006 atıksu arıtım döneminde; anaerobik kontakt proses organik yükleme hızı, % KOI
giderim verimi, UOA/TA oranı ve üretilen biyogazın zamanla değiĢimi sırasıyla ġekil 2 (a), (b),
(c) ve (d)‘de verilmiĢtir. Anaerobik kontakt proses 0.17 – 3.35 kgKOI/m3.gün aralığında,
ortalama 1.82 kg KOI/m3.gün organik yükleme hızı ile çalıĢtırılmıĢ ve sistemden % 96 KOI
giderim verimi elde edilmiĢtir. Kampanya ortalama organik yükleme hızı, anaerobik tank
dizayn organik yükleme değeri (4.69 kgKOI/m3.gün) ile karĢılaĢtırıldığında sistemin düĢük
organik yükleme hızında çalıĢtırıldığı belirlenmiĢtir.
Anaerobik ünitede UOA miktarının artması gibi bir problemle karĢılaĢılmamıĢ ve UOA/TA
oranı kampanya süresince 0.1 değerinin altında kalmıĢtır. Anaerobik tankta kampanya
ortalaması UOA/TA oranı 0.008 olarak hesaplanmıĢtır. DüĢük UOA/TA oranı da sistemin
düĢük KOI yükleme değerlerinde çalıĢtırıldığını ortaya koymaktadır.
403
Otomasyon kontrol sisteminden elde edilen verilere göre, atıksu arıtım döneminde ortalama
8537 m3 biyogaz/gün ve toplam 973166 m3 biyogaz/atıksu arıtım dönemi (yaklaĢık % 66 CH4)
üretilerek buhar kazanında yakılmıĢtır.
2005/2006 atıksu arıtım döneminde PLC‘den alınan veriler incelendiğinde; hidroliz tank
sıcaklığının ortalama 39.75°C ve anaerobik tank sıcaklığının ise ortalama 37.82°C olduğu tespit
edilmiĢtir. Ayrıca, atıksu arıtımı dönemince giriĢ atıksuyu, hidroliz tankı ve anaerobik tank
ortalama pH'ları sırasıyla 6.14, 6.09 ve 7.15 olarak ölçülmüĢtür.
Şekil 2. Anaerobik kontakt proses organik yükleme hızı (a), % KOI giderim verimi (b),
UOA/TA oranı (c) ve üretilen biyogazın (d) zamanla değiĢimi
3.2. Arkeal Topluluk Profili
Örneklerdeki toplam Arke miktarını bulmak için Nested PCR metodu kullanılmıĢtır. Nested
PCR metodunda iki farklı primer seti kullanılarak numunelerdeki Arkeler‘in amplifike olma
Ģansı artırılmıĢtır. ġekil 3‘den görüldüğü üzere anaerobik tank ve plakalı dekantörde II. PCR
sonunda amplifiye edilen DNA miktarı fazla olmasına rağmen, hidroliz tankından alınan
örneklerde düĢük Arke miktarı nedeniyle bantlar zayıf yada hiç görülmemiĢtir.
PCR amplifikasyonu sonrasında seyreltilen hidroliz, anaerobik tank ve plakalı dekantör
örneklerinin PCR ürünleri SSCP kapileri elektroforezi kullanılarak Arke‘ler arasındaki
farklılıklar belirlenmiĢtir. ġekil 4‘de oniki hafta süresince anaerobik tanktan haftalık alınan
anaerobik çamurda tespit edilen Arke türlerinin profilleri verilmiĢtir.
404
H14
A20
A14
L20
L14
H27
H22
A22
A27
L22
L27
H28
H05
A05
A28
L05
L28
H06
H17
A17
A06
L17
L06 H20
A20-04
Şekil 3. Hidroliz tank, anaerobik tank ve plakalı dekantörden alınan numunelerin
Nested PCR II sonuçları
0.045
0.04
8
A1
A2
A3
A4
A5
A6
A7
A8
A9
A10
A11
A12
0.035
0.03
0.025
0.02
0.015
4
0.01
6
5
0.005
1
2
9
3
7
0
1
24
47
70
93 116 139 162 185 208 231 254 277 300 323 346 369 392 415 438 461 484 507 530 553 576 599 622 645 668 691 714
Şekil 4. Anaerobik tanktan haftalık alınan anaerobik çamurda tespit edilen Arke
türlerinin profilleri
ġekil 4‘den görüleceği üzere kampanya süresince anaerobik tanktan alınan çamur örneklerinde
dokuz önemli tür belirlenmiĢ ve bunlardan dört adetinin dominant olduğu gözlenmiĢtir. PCA
analiz sonuçlarına göre hidroliz tankı, anaerobik tank ve plakalı dekantörden alınan
numunelerdeki Arke SSCP spektrumları, çok kararlı bir yapı sergilemektedir. Bu, Arke‘ler
açısından prosesin kararlı koĢullarda çalıĢtırıldığı sonucunu ortaya çıkarmaktadır. ġekil 5‘de
hidroliz tankı, anaerobik tank ve plakalı dekantörden alınan numunelerdeki Arke SSCP
spektrumlarının PCA analiz sonucu verilmiĢtir.
Hidroliz tankı, anaerobik tank ve plakalı dekantörden alınan numunelerdeki Arke SSCP
profillerine ait temel bileĢen analizi % 92.39‘luk bir değiĢimle açıklanmıĢtır. Elde edilen sonuç
sistemin Arke profili açısından kararlılığını ortaya koymaktadır. Ayrıca, her üç tanktan alınan
numunelerdeki Arke profilleri PCA analizine göre genel anlamda iki farklı kümelenme
sergilemektedir. Özellikle anaerobik tank ile plakalı dekantörden alınan numuneler aynı bileĢen
405
kümesinde toplanırken, hidroliz tankından alınan numuneler ise ayrı bir bileĢen kümesinde
toplanmıĢtır. Ortaya çıkan bu durum hidroliz ile anaerobik tankın proses koĢullarına uygun
olarak çalıĢtırıldığını ve faz ayrımı açısından fonksiyonel olduklarını doğrulamaktadır.
Sonuç olarak proses verileri dikkate alındığında, sistem düĢük organik yükte çalıĢtırılmıĢ
olmasına rağmen proses stabilitesindeki kararlılık moleküler analizlerle elde edilen sonuçlarla
da tutarlıdır. Özellikle Arke tür stabilitesi proses kararlılığını net bir Ģekilde ortaya koymaktadır.
Şekil 5. Hidroliz tankı, anaerobik tank ve plakalı dekantörden alınan numunelerdeki
Arke SSCP spektrumlarının PCA analiz sonucu
Teşekkür
Bu çalıĢma 2003K121020/9 nolu DPT projesi kapsamında yapılmıĢtır. Türkiye ġeker
Fabrikaları Aġ.‘ne ve Ereğli ġeker Fabrikası‘na atıksu arıtım tesisini proje için açtıkları ve
verilerini paylaĢtıkları için teĢekkür ederiz. Ayrıca, INRA- Laboratoire de Biotechnologie de
l‘environnement (LBE)‘ye moleküler analizlerin yapılmasında verdikleri desteklerden dolayı
teĢekkür ederiz.
Kaynaklar
AkarsubaĢı, A.T., Ince, O., Oz, N.A., Kırdar, B., Ince, B.K. (2006). Evaluation of performance, acetoclastic
methanogenic activity and archaeal composition of full-scale UASB reactors treating alcohol distillery
wastewaters, Process Biochemistry, 41, 28–35.
Amann, R.I., Ludwig, H., Schleifer, K.H. (1995). Phylogenetic identification and in situ detection of individual
microbial cells without cultivation, Microbiological Reviews, 59(1), 143-169.
APHA, AWWA, WEF. (1995). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 19 th Ed., APHA,
Washington.
Chan, O.C., Liu, W.T., Fang, H.H.P. (2001). Study of microbial community of brewery treating granular sludge by
denaturing gradient gel electropheresis of 16S rRNA gene, Water Science and Technology, 43(1), 77-82.
Dabert, P., Delgenès, J.P., Godon, J.J. (2005). Monitoring the impact of bioaugmentation on the start up of biological
phosphorus removal in a laboratory scale activated sludge ecosystem, Appl. Microbiol. Biotechnol, 66, 575–588.
406
Environmental Health and Safety Guidelines for Sugar Manufacturing. (2007). World Bank Group Environmental
Health and Safety Guidelines, The World Bank Group, Washington, D.C.
Godon, J.J., Zumstein, E., Dabert, P., Habouzit, F.D., Moletta, R. (1997). Molecular microbial diversity of an
anaerobic digestor as determined by small-subunit rDNA sequence analysis, Applied and Environmental
Microbiology, 63(7), 2802–2813.
Hebenbrock, K., Williams, P., Karger, B. (1995). Single strand conformational polymorphism using capillary
electrophoresis with two-dye laser-induced fluorescence detection, Electrophoresis, 16, 1429–1436.
Keysera, M., Witthuhna, R.C., Lamprechta, C., Coetzeeb, M.P.A., Britz, T.J. (2006). PCR-based DGGE
fingerprinting and identification of methanogens detected in three different types of UASB granules, Systematic
and Applied Microbiology, 29, 77–84.
Leclerc, M., Delgènes, J.P., Godon, J.J. (2004). Diversity of the archaeal community in 44 anaerobic digesters as
determined by single strand conformation polymorphism analysis and 16S rDNA sequencing, Environmental
Microbiology, 6 (8), 809–819.
Lee, D.H., Zo, Y.G., Kim, S.J. (1996). Non-radioactive method to study genetic profiles of natural bacterial
communities by PCR single- strand-conformation polymorphism, Appl. Environ. Microbiol., 62, 3112–3120.
Roest, K., Heilig, H.G.H.J., Smidt, H., Vos, W.M., Stams, A.J.M., Akkermans, A.D.L. (2005). Community analysis
of a full-scale anaerobic bioreactor treating papermill wastewater, Systematic and Applied Microbiology, 28,
175–185.
Schwieger, F., Tebbe, C.C. (1998). A new approach to utilize PCR single- strand-conformation polymorphism for
16S rRNA gene based microbial community analysis, Appl. Environ. Microbiol., 64, 4870–4876.
Sekiguchi, Y., Kamagata, Y., Syutsubo, K., Ohashi, A., Harada, H., Nakamura, K. (1998). Phylogenetic diversity of
mesophilic and thermophilic granular sludges determined by 16S rRNA gene analysis, Microbiology, 144, 2655–
2665.
Sekiguchi, Y., Kamagata, Y., Nakamura, K., Ohashi, A., Harada, H. (1999). Fluorescence in situ hybridization using
16S rRNA targeted oligonucleotides reveals localization of methanogens and selected uncultured bacteria in
mesophilic and thermophilic sludge granules, Applied and Environmental Microbiology, 65(3), 1280–1288.
ġengül, F. (1991). Endüstriyel Atıksuların Özellikleri ve Arıtılması, DEÜ Müh. Mim.Fak. Basım Ünitesi, Ġzmir, p.
64-72.
Zemb, O., Haegeman, B., Delgenes, J.P., Lebaron, P., Godon, J.J. (2007). Safum: Statistical analysis of SSCP
fingerprints using PCA projections, dendrograms and diversity estimators, Molecular Ecology Notes, 7, 767–770.
Zumstein, E., Godon, J.J., Moletta, R. (2000). Examination of two years of community dynamics in an anaerobic
bioreactor using fluorescence polymerase chain reaction (PCR) single-strand conformation polymorphism
analysis, Environ. Microbiol., 2, 69– 78.
POSTER SUNUMLAR
11-13 Haziran 2008
Türkiye’de ÇED Uygulamaları ve Sektörel Olarak Değişimi
Ayla Bilgin
Hacettepe Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Beytepe, Ankara.
Öz Çevreye duyarlılığın artması, endüstriyel ve teknolojik faaliyetlerde çevreye etkisinin
değerlendirilmesi amacıyla Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından her atık faaliyeti konusunda o
faaliyete özgü kanunlar ve yönetmelikler çıkarılmaktadır. Teknoloji ve sanayileĢmenin artması
söz konusu faaliyetlere özgü atıkları da beraberinde getirmektedir. Bu çalıĢma ile 1993 yılından
günümüze Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından sektörel faaliyetler için verilen 1405 ÇED
kararı, 2003 yılı Çevresel Etki Değerlendirme Yönetmeliği‘nin getirdikleri ile birlikte sektörel
bazda ülkemizdeki geliĢmeyi görmek amacıyla yapılmıĢtır. ÇalıĢma kapsamında, 1993 ve 2007
yılları arasında Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından enerji, atık-kimya, sanayi yatırımları,
petrol-madencilik, turizm-konut, tarım-gıda ve ulaĢım- kıyı sektörü bazında alınan Çevresel Etki
Değerlendirme Raporları kararları verileri esas alınarak değerlendirilmiĢtir. Ayrıca; ÇED
olumlu ve olumsuz kararı verilen faaliyetler, bu faaliyetlerin bulunduğu il ve yıl bazında
değerlendirmeler yapılmıĢtır. Türkiye‘deki sektörel geliĢim ve değiĢim de çevre duyarlılığı ile
birlikte irdelenmiĢtir. Zaman ve teknolojik süreç değiĢimi atık ve sektör bazında
değerlendirilmiĢtir.
Anahtar Kelimeler çevresel etki değerlendirme; sektörel değişim
1. Giriş
Hızlı nüfus artıĢı beraberinde üretim ve tüketim deki artıĢı da getirmektedir. Üretim sanayi
yatırımları ve teknolojik geliĢmelerle meydana gelir. Tüketimlerimizdeki artıĢ ve sektörlerin
doğaya verdiği atıklar sonucunda çevre kavramı giderek daha önem kazanmıĢtır. Teknoloji ve
sanayileĢmenin artması kendine özgü atıkları da beraberinde getirmektedir Söz konusu atıkların
çevreye verdiği etkiler gündeme gelmiĢtir. Atıkların uygun teknolojilerle geri kazanımı ve
uygun Ģartları sağlayarak doğaya bertaraf edilmeleri konusu her geçen gün önemini
artırmaktadır.
Çevresel etki değerlendirmesi (ÇED), çevre sorunlarına yol açabilecek faaliyetlerin planlama
aĢamasından baĢlayarak, faaliyetin inĢaat-iĢletme aĢamasında ve faaliyetin sona erdirilmesinden
sonra meydana gelebilecek etkilerin, proje yapım kararı alınmadan önce bilimsel yöntem ve
tekniklerle incelenmesi, varsa olumsuz etkilerin önlenmesi, gerekli önlemlerin belirlenmesi,
projenin tüm uygulama aĢamalarında bu etkilerin ve önlemlerin izlenmesi ve denetlenmesidir.
Bu tanımdan da anlaĢılacağı gibi, ÇED; önerilen bir faaliyetin doğabilecek tüm çevresel ve
sosyal etkilerin değerlendirilmesinde kullanılan idari ve teknik bir süreçtir.
Ülkemizde çevre sorunlarının giderek artması ve gündeme gelmesi nedeniyle, ÇED, 1983
yılında yürürlüğe giren Çevre Kanunu‘nun 10.maddesi ile yasal statüye oturtulmuĢ, 7 ġubat
1993 tarihinde yönetmelik olarak uygulamaya geçilmiĢtir (Büyükgüngör, 2001).
410
A. Bilgin
2. Çalışmanın Amacı
Ülkemizde Çevresel Etki Değerlendirme Yönetmeliği uygulamalarını sektörel bazda
değerlendirmek ve söz konusu (1993, 1997, 2002 ve 2003 yılları) yönetmeliklerin kapsamının
değiĢtirilmesi ile Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından alınan ÇED kararlarının değiĢimini
belirlemektir.
3. Araştırma Yöntemi
ÇalıĢmada araĢtırma konuları olarak; 1993 ve 2007 yılları arasında Çevre ve Orman Bakanlığı
tarafından enerji, atık-kimya, sanayi yatırımları, petrol-madencilik, turizm-konut, tarım-gıda ve
ulaĢım- kıyı sektörü bazında alınan Çevresel Etki Değerlendirme Raporları kararları verileri
esas alınarak değerlendirilmiĢtir. 1993 ve 2007 yılında Bakanlık tarafından toplam 1405 ÇED
kararı (http://www.cedgm.gov.tr) içerisinde; ÇED olumlu ve olumsuz kararı verilen faaliyetler,
bu faaliyetlerin bulunduğu il ve yıl bazında değerlendirmeler yapılmıĢtır. Veriler SPSS 15
istatiksel program vasıtası ile frequency ve crostab testleri uygulanarak değerlendirilmiĢtir.
4. Değerlendirme
Ülkemizde ÇED uygulamalarını 1993 ÇED Yönetmeliği öncesi ve sonrası olarak iki ayrı
bölümde incelemek uygun olacaktır. Yönetmelik çıkmadan önce ülkemizde çevresel açıdan
projelerde ya ÇED hiç hazırlatılmamıĢ ya da ÇED adı altında kapsamı fazla geniĢ olmayan ve
bugün için dünyada uygulanmakta olan ve bilimsel anlamda ÇED içeriğine uymayan raporlar
hazırlatılmıĢtır. 1993 ÇED yönetmeliğinin çıkmasından sonraki dönemde ÇED raporları yeni
tartıĢmalara neden olmuĢtur. Bu tartıĢmalar ÇED prosedürünün uygun olup olmadığı, ÇED
raporunu kimlerin hazırlaması, süresi gibi konuları kapsamaktadır ( Türkman, 1995). 1993 ÇED
yönetmeliğindeki eksiklikler göz önüne alınarak yönetmelik 1997 tarihinde tekrardan
düzenlenmiĢtir. Ancak, bu yönetmelikteki ÇED kararındaki süreç uzunluğu ve AB direktifleri
doğrultusunda 2002 yılında revize edilmiĢ ve en son olarak 16 Aralık 2003 yılında Ģu an
uygulanmakta olan ÇED yönetmeliği yürürlüğe konmuĢtur. Söz konusu yönetmelik ile; 2002
yılındaki ÇED karar süresi 117 iĢ günü iken, 2003 yılında 38 iĢ gününe indirilmiĢtir. ĠĢ günü
süresindeki değiĢikliğin faaliyetlerde Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından verilen ÇED rapor
kararı sayısına yansıdığı görülmektedir (Tablo 1). Ülkemizde 16 yıl içerisinde bakanlık
tarafından 1405 faaliyetin uygulanması için bakanlık tarafından ÇED olumlu veya olumsuz
kararı alınmıĢtır (ġekil 1).
Türkiye‘deki sektörel uygulamaların büyük çoğunluğunu Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından
alınan sektörel faaliyetlerin uygulanabilmesi için ÇED kararları doğrultusunda incelenirse;
birinci sırada petrol ve madencilik (% 25,7) , ikinci olarak atık ve kimya (%17,6) üçüncü olarak
sanayi yatırımları (%15) ve diğer faaliyetler gelmektedir. Yine 16 yıl içerisinde; toplam 1405
faaliyet içerisinde 26 adet faaliyete ÇED olumsuz kararı bakanlık tarafından verilmiĢtir. ÇED
olumsuz kararı verilen faaliyetler en fazla petrol ve madencilik faaliyetleri olurken, atık kimya
ve sanayi yatırımları alanındaki faaliyetlere de olumsuz karar çıkmıĢtır. ÇED uygulamalarının
1993-2007 yılları arasında sektörel değiĢimi Tablo 1. de verilmektedir. Tablo 1.de verilen
veriler değerlendirildiğinde;
1) Yönetmelik değiĢikliklerinin etkisi: 1993 Yönetmeliğinin yürürlükten kaldırılıp 1997 yılı
ÇED yönetmeliğinin yürürlüğe getirilmesine kadar geçen 4 yıllık süre içerisinde toplam 171,
1997 yılı ÇED yönetmeliği ile 2002 yılı ÇED yönetmeliği arasında 5 yıllık süre içeresinde 512,
2003 yılında en son çıkan yönetmelik ile 2007 yılı arasında ki 5 yıllık sürede 604 ÇED kararı
Türkiye’de ÇED Uygulamaları ve Sektörel Olarak Değişimi
411
verilmiĢtir. 1993-1996 yıllarında çok az sayıda ÇED yapılmasının bir nedeni olarak
yönetmelikteki eksiklikler ve ÇED sürecindeki belirsizliklerin bunda etkili olduğu söylenebilir.
12 (%46)
Petrol ve M adencilik
351 (% 25,7)
4 (%15)
Atık ve Kimya
242 (% 17,6)
5 (%19)
Sanayi Yatırımları
206 (%15)
1 (%4)
Enerji
Olumsuz
196 (%14)
2 (%8)
Turizm -Konut
Olumlu
170 ( %12,2)
2 (%8)
UlaĢım ve Kıyı Yatırımları
0
Tarım-Gıda
0
132 ( %9,5)
80 (%5,7)
50
100
150
200
250
300
350
400
sayısı
Şekil 1. 1993-2007 yılları arasında Karar
sektörel
değiĢim ve ÇED olumlu ve olumsuz
kararları.
Tablo 1. ÇED Uygulamalarının 1993-2007 yılları arasında Sektörel DeğiĢimi.
YIL
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
Toplam
Sanayi
Yatırımları
1
2
13
18
17
20
15
13
23
24
5
3
9
14
34
211
Atık ve
Kımya
0
2
6
7
13
8
4
6
27
24
24
23
27
42
35
248
Turızm
Konut
0
7
6
8
22
13
8
22
18
18
1
5
14
11
19
172
SEKTÖR GRUBU
Petrol
Maden
Enerji
0
0
6
3
18
3
45
1
73
3
23
4
8
13
33
23
23
23
24
17
18
14
17
18
14
17
22
17
39
41
363
197
Tarım
Gıda
0
2
0
8
8
5
4
5
6
5
6
8
6
3
14
80
Ulasım ve Kıyı
Yatırımları
0
2
4
9
8
5
6
6
4
6
12
12
15
16
29
134
Toplam
1
24
50
96
144
78
58
108
124
118
80
86
102
125
211
1405
2) Yıl bazında değerlendirme yapıldığında;
Atık depolama ve atık geri kazanım faaliyetleri konularında bakanlık tarafından çıkartılan
Atık Yağların Kontrolü Yönetmeliği (2004), Atık Pil ve Akümülatörlerin Kontrolü Yönetmeliği
(2004), Tıbbi Atıkların Kontrolü Yönetmeliği (2005) vb., yönetmeliklerinin getirdikleri ile
birlikte 2001- 2005 yıllarına oranla, 2006 yılında ortalama % 68 oranında söz konusu alanlarda
faaliyetlerin arttığı bakanlık tarafından verilen ÇED kararları sonucu çıkmaktadır.
a)
412
A. Bilgin
b) Hızlı nüfus artıĢı, sanayileĢme ve teknolojik faaliyetlerin artmasına paralel olarak her geçen
gün enerji ihtiyacımız da artmıĢtır. Bu durum özellikle 2007 yılında enerji alanındaki
faaliyetlerin artıĢının; 1999-2006 yıllarına göre ortalama % 78 olması ile karĢımıza çıkmaktadır.
Diğer önemli bir durum ise; 1999 yılında yaĢanan ekonomik krizin o dönemde ki ÇED
kararı sayısına yansıdığı görülmektedir. ÇED kararı sayısı da 1998 yılına göre % 25 oranında
düĢmüĢ, bir sonraki yıl olan 2000 yılında ise % 100 oranında artmıĢtır.
c)
Sektörel faaliyetlerin hangi illerde ve hangi faaliyetler konusunda daha fazla yer aldığını
değerlendirmek amacı ile bakanlık tarafından alınan ÇED kararları verileri ile değerlendirilme
yapılmıĢtır. Ġlk 5 sırada ÇED faaliyeti yapılan iller değerlendirildi (Tablo 2) ve en fazla Ġzmir
ilinde, ikinci sırada Antalya, üçüncü sırada Ġstanbul ilinde faaliyet yapıldığı görülmektedir.
Ġzmir ilinde Petrol ve madencilik konusunda, Antalya ve Ġstanbul ilinde ise turizm -konut
faaliyetleri için ÇED kararları alınmıĢtır.
Tablo 2. 1993-2007 yılları arasında Ġl bazında sektörel değiĢim.
İL
Izmır
Antalya
Istanbul
Ankara
Kocaelı
Sanayi
Yatırımları
21
1
14
6
11
Atık ve
Kimya
15
17
13
15
28
Turizm
Konut
12
60
20
10
3
Petrol
Maden
24
4
16
27
13
Enerji
6
8
9
6
4
Tarım
Gıda
11
4
1
3
0
Ulasım ve Kıyı
Yatırımları
12
1
15
3
10
Toplam
101
95
88
70
69
5. Sonuç
Bu araĢtırma ile; 1993 yılından 2007 yılına kadar Türkiye‘de Çevresel Etki Değerlendirme
kararları doğrultusunda il bazında endüstriyel ve teknolojik faaliyetlerdeki değiĢim
belirlenmiĢtir. Bu çalıĢma aynı zamanda Türkiye‘deki sektörel değiĢimi de göstermektedir.
Çevre duyarlılığın artması ve Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından çıkarılan yönetmeliklerle
beraber Çevre Etki Değerlendirme konusunda faaliyetlerin yönetmeliklere ve mevzuata uygun
bir Ģekilde daha ayrıntılı olarak uygulandığı görülmektedir. Üretim ve tüketim toplumları olarak
daha iyi bir çevre için Çevresel Etki Değerlendirmenin önem ve gerekliliği ortaya çıkmıĢtır
Kaynaklar
Türkman, A. (1995). Türkiye‘de ve Dünya‘da ÇED Uygulamaları, Çevresel Etki Değerlendirme, TMMOB Çevre
Mühendisleri Odası Ġzmir ġubesi, 225-236, 4-9 Aralık 1995, Ġzmir.
Büyükgüngör, H. (2001). Çevre, Atıklar ve Çevre Mevzuatı, KMO Eğitim Programı, 1-18 Samsun.
Çevresel Etki Değerlendirilmesi Yönetmeliği (1993). T.C. Çevre Bakanlığı, Resmi Gazete No:21489, 7 ġubat 1993.
Çevresel Etki Değerlendirilmesi Yönetmeliği (1997). T.C. Çevre Bakanlığı, Resmi Gazete No:23028, 23Haziran
1997.
Çevresel Etki Değerlendirilmesi Yönetmeliği (2002). T.C. Çevre Bakanlığı, Resmi Gazete No:24777, 6 Haziran
2002.
Çevresel Etki Değerlendirilmesi Yönetmeliği (2003). T.C. Çevre Bakanlığı, Resmi Gazete No:25318, 16 Aralık 2003.
http://www.cedgm.gov.tr/dosya/cedsonuc.htm (10.01.2008)
11-13 Haziran 2008
Endüstriyel Kirlenme Kontrolü – Kayseri Şehri Uygulaması
Özgür Özdemir1, Fazilet Malik1, Hakan Ayyıldız1, Oktay Özkan2, Mustafa Turan3
1
2
3
Kayseri Su ve Kanalizasyon İdaresi (KASKİ) Genel Müdürlüğü, Kayseri
Erciyes Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Müh. Bölümü, Kayseri
İstanbul Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Maslak, 34469, İstanbul
Öz Endüstriyel atıksuların, içerdikleri yüksek kirlilik yükleri sebebiyle kanalizasyon Ģebekesine
deĢarj edilmeden önce deĢarj kriterlerini sağlayacak Ģekilde arıtılması gerekmektedir. Bu
çalıĢmada, Kayseri‘de faaliyet gösteren endüstriyel atıksu kaynaklarının özellikleri ve kirlilik
yüklerinin tespiti amacıyla Kayseri Su ve Kanalizasyon Ġdaresi (KASKĠ) tarafından yapılan
izleme ve denetleme çalıĢmaları değerlendirilmiĢtir. KASKĠ Genel Müdürlüğü, Kayseri ilinde
kanalizasyona deĢarj yapan büyük ve küçük sanayilerden kaynaklanan atıksuların yeterli arıtılıp
arıtılmadığı üzerinde kontrol çalıĢmaları ile endüstriyel kirlenmeyi önlemede aktif bir rol
oynamaktadır. Merkezi Ġleri Biyolojik Atıksu Arıtma Tesisi‘nin kurulup, çalıĢtırılmasıyla alıcı
ortam olan Kızılırmak Nehri‘ne gelecek atıksu kirliliği engellenmiĢtir. KASKĠ Laboratuarı da
sahip olduğu yetkinliği ile, Kayseri ve civarındaki kuruluĢlara ait su, atıksu, toprak ve arıtma
çamurunun analizlerinde baĢarılı bir hizmet sunmaktadır.
Anahtar Kelimeler deşarj yönetmeliği; endüstriyel kirlenme; kirlilik kontrolü
Kısaltmalar
AKġDY
MĠBAAT
KASKĠ
Atıksuların Kanalizasyon ġebekesine DeĢarjı Yönetmeliği
Merkezi Ġleri Biyolojik Atıksu Arıtma Tesisi
Kayseri Su ve Kanalizasyon Ġdaresi
1. Giriş
Günümüzde ülkemizde endüstriyel alanda hızlı geliĢmeler görülmektedir. Endüstriyel faaliyetler
sonucu oluĢan atıklar, endüstrinin tipine bağlı olarak kendine özgü özellikler taĢır ve gerekli
arıtım iĢlemlerine tabi tutulmadan alıcı ortama bırakılırsa ekosistemi olumsuz etkilerler (AltaĢ
ve diğ., 2003). Bu atıksular kanalizasyon sistemine deĢarj edilmeleri halinde; bünyelerinde
bulunan ağır metaller, boyarmaddeler ve diğer kirleticiler toksik etkilere sebep olmaları
nedeniyle, deĢarj edilmeden önce mutlaka giderilmelidirler (Hasar ve Cuci, 2000; Özdemir,
2007).
Ġç Anadolu‘nun hızla büyüyen ve 900.000‘ne yaklaĢan merkez nufusu ile bir sanayi merkezi
haline gelen büyükĢehirlerimizden Kayseri Ģehri atıksularının arıtılması için 2004 yılında
Merkezi Ġleri Biyolojik Atıksu Arıtma Tesisi (MĠBAAT) kurulmuĢtur. Atıksu Arıtma Tesisi‘nin
devreye alınmasıyla pek çok ilin sınırları içinden geçen ve aynı zamanda bir çok yerleĢimin
içmesuyu kaynağı olarak kullanılan Kızılırmak Nehri‘ne Kayseri‘den gelen atıksu kirliliği
engellenmiĢtir. MĠBAAT‘ın devreye alınmasından sonra, tesisin istenilen verimde
çalıĢtırılabilmesi ve biyolojik prosesin endüstriyel atıksuların aĢırı kirliliği yüzünden zarar
414
Ö. Özdemir, F. Malik, H. Ayyıldız ve diğ.
görmemesini sağlamak için kanalizasyon sistemine deĢarj yapan sanayi iĢletmelerinin atıksu
deĢarjlarının kontrolünün yapılması gereği doğmuĢtur.
Bu çalışmada, Kayseri Ġl Merkezi‘nde faaliyet gösteren endüstriyel atıksu kaynaklarının
özellikleri ve kirlilik yüklerinin araĢtırılmıĢ ve bunun için Kayseri Su ve Kanalizasyon Ġdaresi
(KASKĠ) tarafından yapılan izleme ve denetleme çalıĢmalarına ait veriler değerlendirilmiĢtir.
2. Atıksuların Kanalizasyona Deşarjı Denetim Sistemi
Kanalizasyon sistemine deĢarj eden endüstriyel kuruluĢların denetimi için 2004 yılında, KASKĠ
Genel Müdürlüğü bünyesinde Atıksu Arıtma Dairesi BaĢkanlığı‘na bağlı olarak Atıksu Ruhsat
ve Denetim ġube Müdürlüğü kurulmuĢ ve BüyükĢehir Belediyesi sınırları içindeki kanalizasyon
Ģebekesine deĢarj yapan tüm endüstriyel atıksu kaynaklarının kontrolü görevini üstlenmiĢtir.
Bünyesinde ġube Müdürü‘nün (Kimya Mühendisi) idareciliğinde 1 Çevre Mühendisi, 2
Kimyager ve 1 Biyolog bulunduran Atıksu Ruhsat ve Denetim ġube Müdürlüğü çalıĢmalarını,
görev ve yetkilerini açıklayan Atıksuların Kanalizasyon ġebekesine DeĢarjı Yönetmeliği
(KASKĠ, 2006) (AKġDY) ve uygulama esaslarını açıklayan Atıksu DeĢarj Yönergesi (KASKĠ,
2006)‘ne göre gerçekleĢtirmektedir.
AKġDY kapsamında endüstriyel atıksu kaynaklarının sektörlere göre sınıflandırılması, analizi
yapılacak parametreler, Atıksu Bağlantı Kalite Kontrol Belgesi ile ilgili uygulama esasları ve
atıksularını kanalizasyona deĢarj limitlerine indiremeyen veya arıtma tesisi olup da
çalıĢtırmayan iĢletmeler için uygulanacak Kirlilik Önlem Payı hesabı vb. konular ile ilgili
çalıĢmalar yapılmaktadır. Kayseri Ģehri mücavir alanı içerisindeki endüstriyel atıksu kaynakları
tespit edilmiĢ, bu kaynakların üretim prosesi ve atıksu oluĢumu hakkında veri toplanmıĢtır.
Ayrıca bu birimde, atıksularını kanalizasyon Ģebekesi limitlerinin altına indirmek amacıyla ön
arıtma tesisi kurması gereken endüstriyel atıksu kaynaklarının (Fabrikalar, küçük ve büyük
ölçekli sanayi bölgesi vs.) atıksu arıtma tesisi projeleri onaylanmaktadır. AKġDY‘e göre bazı
kirletici maddelerin deĢarj limitleri Tablo 1’de verilmiĢtir.
Tablo 1. AKġDY kirletici maddelerin deĢarj limitleri.
Sıra No
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Parametre
BOĠ
KOĠ
AKM
TN
TP
YAĞ-GRES
Cr
Pb
Ni
Zn
Sıcaklık
pH
Birim
(mg/l)
(mg/l)
(mg/l)
(mg/l)
(mg/l)
(mg/l)
(mg/l)
(mg/l)
(mg/l)
(mg/l)
0
C
Limit değer
350
800
350
60
10
100
3
3
3
5
40
6,5-10
3. Bölgedeki Endüstri Profili
Kayseri Organize Sanayi Bölgesi (OSB)‘nde her sektörden irili ufaklı pek çok endüstri
bulunmaktadır. KASKĠ Genel Müdürlüğü ve OSB arasında protokol nedeniyle Ģu anda
OSB‘den kaynaklanan atıksular Ģehrin atıksu arıtma tesisine gelmekte ve arıtılmaktadır.
Endüstriyel Kirlenme Kontrolü–Kayseri Şehri Uygulaması
415
Önümüzdeki yıllarda Ģehir Ģebekesinden ayrılacak Kayseri OSB Müdürlüğü atıksuları için ayrı
bir endüstriyel atıksu arıtma tesisi yapımı ile ilgili çalıĢmalara baĢlamıĢlardır.
Kayseri‘de ayrıca Mimarsinan OSB, Ġncesu OSB ve Serbest Bölge bulunmaktadır. Ancak bu
bölgelerin atıksuları KASKĠ kanalizasyonuna bağlı olmadığından ve alıcı ortama deĢarj
yaptıklarından, endüstriyel atıksularının kontrolü Ġl Çevre ve Orman Müdürlüğü‘nün görev ve
yetki sınırları içine girmekte ve kontrolü yapılmamaktadır. ġehrin kuzeyinde Türkiye‘nin
önemli sucuk, pastırma üretim merkezlerinden Pastırmacılar Sitesi bulunmakta ve fiziksel
arıtmadan geçen atıksular kanalizasyon Ģebekesine deĢarj edilmektedir.
Kayseri genelinde 50‘yi aĢkın firma bu kapsamda denetim altına alınmıĢtır. Firmalar; tekstil,
gıda, metal, galvanizleme-nikelaj kaplama ve oto üst yıkama üzerine faaliyet göstermektedirler.
Firmaların arasında Türkiye‘nin ve dünyanın önde gelen kot kumaĢı üreticilerinden olan Orta
Anadolu, yine tekstil sektörünün öncülerinden Birlik Mensucat, metal sektöründen çelik boru
üreticisi Erbosan, Has Çelik ve kablo üreticisi olan Hes Kablo gibi Türkiye‘nin büyük
iĢletmeleri bulunmaktadır. Firmaların birçoğunun ön arıtma tesisleri mevcut olup bu sayede
kanalizasyona deĢarj limitlerini sağlayabilmektedirler. Kayseri genelinde faaliyet gösteren bazı
firmalar Tablo 2‘de verilmiĢtir.
Tablo 2. Kayseri genelinde faaliyet gösteren bazı firmalar.
Sıra
No
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
Firma Adı
Orta Anadolu Tic. ve San. İşl. A.Ş.
Birlik Mensucat Tic. ve San. İşl. A.Ş.
Has Çelik ve Halat San. Tic. A.Ş.
Erbosan Erciyas Boru San. ve Tic. A.Ş.
Sebat Metal ve Makine Endüstrisi A.Ş.
Döküm-İş (Silver) Isı Emaye San. Tic. Ltd. Şti
Hes Hacılar Elektrik San. ve Tic. A.Ş.
Aküsan Akü San. ve Tic. A.Ş.
Ünal Gıda ve İnşaat San. Tic. Ltd. Şti.
1009. Ana Tamir Fabrikası
Hava İkmal Bakım Merkezi Kom. (Esenyurt)
Hava İkmal Bakım Merkezi Kom. (Fasbat)
Mavi Yıkama Kot Taşlama Atölyesi
Özdörtler Çamaşır Yıkama Atölyesi
Arıtma
Debi,
KOİ,
Tesisi (m3/gün) mg/l
Var
Var
Var
Var
Var
Var
Var
Var
Yok
Var
Var
Yok
Yok
Yok
AKM,
mg/l
2000
405
90
100
50
20
15
1
51
5
3
85
233
355
5
100
336
150
104
112
103
160
27
283
334
272
194
644
351
91
122
15
17
74
53
12
19
57
54
430
28
Yağ- Top.
Gres, Cr
mg/l mg/l
13
0,025
4,5
16
1,7
2
15
1,5
21
14
1,4
1,7
10
90
Ni
mg/l
-
1,76
0,012 0,08
0,231 0,5
0,12
0,25
0,01
0,002
0,182
0,224
-
Bölgedeki galvanizleme-nikelaj kaplama tesisleri genelde küçük iĢletmeler olup faaliyetleri
sonucu açığa çıkan atıksu miktarı az olduğundan her birinin tek baĢına arıtma sistemi kurması
hem maddi hem de arıtma tesislerinin çalıĢılabilirliği yönünden mümkün gözükmemektedir. Bu
endüstrilerin atıksularının vidanjör vb. bir araçla taĢıma yoluyla toplanarak bir arıtma tesisinde
arıtılması planlanmaktadır. Firmalar birarada bulunabilecekleri bir sanayi sitesine taĢınacak ve
kurulacak ortak bir arıtma tesisinin ekonomiklik ve uygulanabilirlik bakımlarından bir
değerlendirmesi yapılarak uygulamaya konacaktır.
Endüstriyel atıksu kaynaklarının denetimleri için çevre laboratuarlarından hizmet alınmıĢsa da
atıksu analizi yapan kimya laboratuarlarının az oluĢu, mevcut laboratuarların kullanılan cihaz ve
kimyasallar bakımında yetersizliği, yetiĢmiĢ personel eksikliği ve aynı numunenin analizinin
farklı laboratuarlarda yapıldığında birbirinden farklı sonuçlar ortaya çıkması nedeniyle ve artan
iĢ yoğunluğuna bağlı olarak Kurum içinde bir laboratuara ihtiyaç duyulmuĢ ve Genel Müdürlük
416
Ö. Özdemir, F. Malik, H. Ayyıldız ve diğ.
bünyesinde ―Çevre Analizleri Laboratuarı‖ kurulmuĢtur. Özel ve kamuya ait kurum, kuruluĢ ve
iĢletmelerin çevre ile ilgili ölçüm ve analizlerinin Bakanlık tarafından kabul edilebilmesi için
―Çevre Analizleri Yeterlik Belgesi‖ alması gerekmekte olup bu belgenin alınabilmesi için
öncelikle laboratuarın iĢleyiĢinde TSE EN ISO IEC/17025 standardı uygulanmaya baĢlanmıĢtır.
Analizlerin yapılmasında Standart Metotlar uygulanmaya baĢlanmıĢ, gerekli cihaz ve
kimyasallar alınarak deneylerin hassasiyeti ve doğruluk oranının artması sağlanmıĢtır. Ayrıca
numunelerin element bazında analizlerinin en hassas ve standart metotlara uygun olarak
yapılabilmesi için ICP-OES cihazının alımı yapılmıĢtır. Bu cihaz ile endüstriyel atıksulardan
ağır metal analizleri hassas ve sağlıklı bir Ģekilde yapılabilmektedir.
Laboratuvar için Çevre ve Orman Bakanlığı‘ndan ―Ön Yeterlilik Belgesi‖ almak için 2005
yılında baĢvuruda bulunulmuĢ ve TSE EN ISO IEC/17025 standardına uygun çalıĢan
laboratuara Eylül 2006‘da Ön Yeterlilik Belgesi alınmıĢtır. Ayrıca yapılan analizlerin
uluslararası alanda kabulünü sağlamak amacıyla akreditasyon için TÜRKAK‘a (Türk
Akreditasyon Kurumu) baĢvuru yapılmıĢtır. Çevre Analizleri Laboratuarı, Çevre ve Orman
Bakanlığı‘ndan Ön Yeterlilik Belgesi almıĢ bir laboratuar olarak Kayseri ve civarındaki pek çok
kuruma hizmet verir hale gelmiĢtir. Çevre Kanunu‘nun 5491 sayılı Kanunla değiĢik Ek 2.
maddesi gereği KASKĠ Genel Müdürlüğüne baĢvuran özel kuruluĢlarla numune alma ve analiz
yapılması konusunda protokoller imzalanmıĢtır. Ġmzalanan protokoller kapsamında deĢarj
izinlerinde belirlenen periyotlarda numuneler Genel Müdürlük personeli tarafından alınmakta ve
analizler laboratuarda yapılarak analiz raporları kuruluĢun bağlı olduğu Ġl Çevre ve Orman
Müdürlüğüne düzenli olarak gönderilmektedir.
4. Sonuç
KASKİ idaresi kuruluĢundan günümüze kadar Kayseri‘deki endüstrilerden kaynaklanan
atıksuların kanalizasyona deĢarjını sürekli denetim ve kontrol altında tutarak endüstriyel
kirlenmeyi önlemede aktif bir rol oynamıĢtır. MĠBAAT‘nin iĢletmeye alınması ile alıcı ortam
Kızılırmak Nehri‘ne gelecek atıksu kirliliği engellenmiĢtir. KASKĠ Laboratuarı sahip olduğu
yetkinliği ile Kayseri ve civarındaki kuruluĢlara ait su, atıksu, toprak ve arıtma çamurunun
analizlerinde baĢarılı bir hizmet sunmuĢtur.
Bölgedeki endüstrilerden, galvanizleme-nikelaj kaplama tesisi gibi düşük debili endüstrilerden
oluşacak atıksularının mevcut baĢka bir endüstrinin atıksu arıtma tesisinde taĢıma ile
arıtılmalarının daha uygun bir çözüm olacağı belirlenmiĢtir.
Kaynaklar
AltaĢ, L., Gürel, L., Büyükgüngör, H. (2003). Emülsiyon Sıvı Membran Tekniğinin KurĢun Gideriminde Akü Sanayi
Atıksularına Uygulanabilirliğinin Ġncelenmesi, Türkiye’de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri Sempozyumu, 129-133,
9-10 Ekim, 2003, Gebze, Kocaeli.
Hasar, H. ve Cuci, Y. (2000). Removal of Cr(VI), Cd(II) and Cu(II) by avtivated carbon prepared from almond husk.,
Environmental Technology, 21 (12), 1337-1342.
Atıksuların Kanalizasyon ġebekesine DeĢarj Yönetmeliği, Kayseri Su ve Kanalizasyon Ġdaresi Genel Müdürlüğü,
Tarih: 26.11.1999, Sayı: 1999/584.
Atıksu DeĢarj Yönergesi, Kayseri Su ve Kanalizasyon Ġdaresi Genel Müdürlüğü, Tarih: 26.11.1999, Sayı: 1999/584.
Özdemir, Ö. (2007) Modifiye edilmiĢ zeolit yataklı reaktörde tekstil endüstrisi boyahane atıksularından renk
gidermenin araĢtırılması, Doktora tezi, Ġstanbul Teknik Üniversitesi, Fen Bilimleri Enstitüsü, Çevre
Mühendisliği Ana Bilim Dalı, Ġstanbul.
11-13 Haziran 2008
Kağıt Endüstrisi Atıksularının Bentonit İle Kimyasal Ön Arıtımı
Mehmet Ali Küçüker ve Turgut T. Onay
Boğaziçi Üniversitesi, Çevre Bilimleri Enstitüsü, Bebek, 34342, İstanbul.
Öz Kağıt endüstrisi gerek dünyada gerekse Türkiye‘de yaygın olan bir endüstri dalıdır. Bu
çalıĢmanın amacı; atık kağıt endüstrisi atıksularının biyolojik arıtım öncesi, fizikokimyasal
yöntemlerle ile organik madde giderimine yönelik arıtabilirliğinin deneysel olarak incelenmesi
ve flokülant olarak zenginleĢtirilmiĢ bentonitin bu arıtabilirlikteki rolünün araĢtırılmasıdır. Bu
deneysel çalıĢmada Jar Testi uygulanarak, optimum arıtma verimi sağlayan flokülatör türünü
(bentonit ve poli alüminyum klorür) ve dozajını belirlenmek üzere kimyasal arıtabilirlik
çalıĢması yapılmıĢtır. Ham atıksuyun pH‘nı değiĢtirmeden ve 2 farklı kimyasal (kireç ve
sodyum hidroksit) ile pH ‗sı 10 ‗a ayarlanan atıksuda, kimyasal oksijen ihtiyacı (KOĠ), askıda
katı madde (AKM) parametrelerinin analizi yapılarak optimum atıksu arıtma verimini veren
kimyasal madde dozajı belirlenmiĢtir. Yapılan deneysel alıĢmalar sonucunda, 500 mg/L katkılı
bentonit dozajında, pH‘sı Ca(OH)2 ile 10‘ a ayarlanan ve 5 mg/L anyonik polielektrolit ilavesi
yapılan örnekte en yüksek arıtma verimi elde edilmiĢtir.
Anahtar Kelimeler fizikokimyasal arıtım, kağıt endüstrisi, organik madde giderimi
1. Giriş
Ülkemizde ekonomik açıdan önemli bir yeri olan kağıt endüstrisinde birim üretim baĢına su
kullanımı, açığa çıkan atıksu miktarı ve kirlilik yükü diğer endüstri kollarına oranla oldukça
fazladır. Kağıt hamuru ve kağıt endüstrinden kaynaklanan kirlenme, büyük ölçüde üretimde
kullanılan ham maddeler ve katkı maddeleriyle imalat, proses ve teknolojiye bağlıdır. Atık kağıt
endüstrisi atıksularının biyolojik arıtım öncesi, fizikokimyasal arıtım yöntemleri ile organik
madde giderimine yönelik aratabilirliğinin deneysel olarak incelenmesi ve flokülant olarak
zenginleĢtirilmiĢ bentonit kullanılması. Bu amaçla atık kağıttan kağıt üreten Halkalı Kağıt
fabrikasından alınan numunelere laboratuarda kimyasal arıtılabilirlik uygulamaları yapılmıĢtır.
2. Deneysel Materyal ve Metot
2.1. Atıksu Karakteri
Ham atıksuda yapılan deneyler sonucunda elde edilen veriler Tablo 1‘de verilmiĢtir.
Tablo 1. Ham Atıksu Numunesinin Karakterizasyonu
pH
Ham Atıksu
6,25
KOİ
(mg/L)
8743
AKM
(mg/L)
3290
İletkenlik
(ms/cm)
5,31
BOİ5
(mg/L)
6060
Sülfat
(mg/L)
500
Çökebilme
(mg/L)
160
2.2. Deneysel Sonuçlar
2.2.1. Bentonit Ġle Fizikokimyasal Ön Arıtım Sonuçları
Ham atıksuya belirli dozajlarda Macrofloc 300 katkılı bentonit kullanılarak, 5 mg/L dozajında
anyonik polielektrolit eklenmiĢ ve pH‘ı Ca(OH)2 kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢtır. Alınan
sonuçlar tablo ve grafiksel olarak aĢağıda verilmiĢtir.
418
M.A. Küçüker, T.T. Onay
Tablo 2. Macrofloc 300 katkılı bentonit, 5 mg/L dozajında anyonik polielektrolit eklenmiĢ ve
pH‘ı Ca(OH)2 kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢ numune verileri.
MACROFLOC 300 P.E. pH 10
pH
KOİ
KOİ Verim
(mg/L)
(%)
Numune No
Bentonit
(mg/L)
AKM
(mg/L)
AKM
Verim(%)
Ham Atıksu
0
6,25
8743
-
3290
-
6.1
250
10
6430
26,45
480
85,41
6.2
500
10
5649
35,38
335
89,81
6.3
750
10
5993
31,45
290
91,18
6.4
1000
10
6118
30,02
310
90,57
6.5
1250
10
5993
31,45
365
88,90
6.6
1500
10
6180
29,31
305
90,72
KOİ Verim
KOĠ Verim
Verim(%)
36
33
30
27
24
0
250
500
750
1000
Bentonit (mg/L)
1250
1500
Şekil 1. Macrofloc 300 AC, 5 mg/L dozajında anyonik polielektrolit eklenmiĢ ve pH‘ı
Ca(OH)2 kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢ numunede KOĠ verimi.
AKM Verimi
Verim (%)
AKM Verimi
92
90
88
86
84
0
250
500
750
1000
Bentonit (mg/L)
1250
1500
1750
Şekil 2. Macrofloc 300 AC, 5 mg/L dozajında anyonik polielektrolit eklenmiĢ ve pH‘ı Ca(OH)2
kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢ numunede AKM verimi.
Kağıt Edüstrisi Atıksularının Bentonit İle Kimyasal Ön Arıtımı
419
Şekil 3. Macrofloc 300 AC, 5 mg/L dozajında anyonik polielektrolit eklenmiĢ ve pH‘ı Ca(OH)2
kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢ numuneden jar test görüntüsü.
2.2.2. Poli-Alüminyum Klorür Ġle Fizikokimyasal Ön Arıtım Sonuçları
Ham atıksuya belirli dozajlarda poli alüminyum klorür kullanılarak, 5 mg/L dozajında anyonik
polielektrolit eklenmiĢ ve pH‘ı Ca(OH)2 kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢtır. Alınan sonuçlar tablo
ve grafiksel olarak aĢağıda verilmiĢtir.
Tablo 3. Poli alüminyum klorür, 5 mg/L dozajında anyonik polielektrolit eklenmiĢ ve pH‘ı
Ca(OH)2 kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢ numune verileri.
Poli Alüminyum Klorür P.E. pH 10
Bentonit
pH
Numune No (mg/L)
KOĠ
(mg/L)
KOĠ Verim
(%)
AKM
(mg/L)
AKM
Verim(%)
Ham Atıksu
0
6,25
7806
-
3290
-
7.1
100
10
6149
21,22
590
82,06
7.2
200
10
6430
17,62
335
89,81
7.3
300
10
5649
27,63
190
94,22
7.4
400
10
6274
19,62
150
95,44
7.5
500
10
5774
26,03
228
93,06
7.6
600
10
5961
23,63
176
94,65
Verim (%)
KOİ Verimi
31
27
23
19
15
KOĠ Verimi
0
100
200
300
400
500
600
700
Bentonit (mg/L)
Şekil 4. Poli alüminyum klorür, 5 mg/L dozajında anyonik polielektrolit eklenmiĢ ve pH‘ı
Ca(OH)2 kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢ numunede KOĠ verimi.
420
M.A. Küçüker, T.T. Onay
Verim (%)
AKM Verimi
100
95
90
85
80
AKM Verimi
0
100
200
300
400
P.AlCl (mg/L)
500
600
700
Ca(OH)2 kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢ numunede AKM verimi.
Ca(OH)2 kullanılarak 10‘a ayarlanmıĢ numuneden jar test görüntüsü.
Sonuçlar
Yukarıdaki deneysel çalıĢma sonuçlarında da görüldüğü üzere atık kağıttan kağıt üretimi
sırasında oluĢan atıksuyun fizikokimyasal arıtımında, flokülant olarak katkılı bentonit kullanımı,
atıksuyun KOĠ değerini %35‘lere varan oranlarda gidermektedir. Kağıt endüstrisinde yaygın
olarak kullanılan poli alüminyum klorür flokülantına göre katkılı bentonit KOĠ giderimin de
üstünlük sağlarken, renk giderimin de yeterli üstünlüğü sağlayamamıĢtır.
Kaynaklar
APHA, (2002). Standart Methods for Examinations of Water and Wastewater, 20th Edition, American Public Health
Association, Washington D.C.
Dilek, F.B., Bese, S., (2001). Treatment of Pulping Efflents by Using Alum and Clay-Colour Removal and Sludge
Characteristics, Middle East Technical University, Ankara.
Erdemli, E., (2004). Biyolojik Olarak Arıtılmış Kağıt Endüstrisi Atıksularında KOİ’nin Kimyasal Oksidasyon
Yöntemi İle Giderimi. Yüksek Lisans Tezi, İstanbul Teknik Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul.
Melek, T., (1996). Kağıt Endüstrisi Atıksuyunun Havasız Biyolojik Arıtımı Üzerine Bir Araştırma, Yüksek Lisans
Tezi, İstanbul Teknik Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul.
11-13 Haziran 2008
Biyokatalitik Kalsiyum Giderimi ve Etki Eden Faktörler
Levent Altaş, Yakup Kurmaç, Mustafa Işık*
*Aksaray Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 68100 - AKSARAY
Öz Endüstriler, kısmi veya tam olarak arıtılmıĢ atıksularını proses ve kullanma suları olarak
yeniden değerlendirmektedirler. Bu bağlamda, özellikle atıksularında tortulaĢma kabiliyeti
yüksek kalsiyum bulunan endüstriler dikkat çekmektedirler. Doğada kalsiyum, mikrobiyal
karbonat çökelim prosesleri ile çökelmektedir. Bu proseslerden bir tanesi üre hidrolizi sonucu
ortam pH değeri ve alkalinitesinin artıĢı esasına dayanan ürolitik mikrobiyal karbonat çökelim
prosesidir. Kalsiyum içeriği yüksek kağıt fabrikası atıksuyunun simule edidiği su numunesiyle
kesikli olarak çalıĢmalar yapılmıĢtır ve proses performansını etkileyen organik madde, üre,
kalsiyum, pH ve biyokütle deriĢimleri gibi çevresel Ģartlar incelenmiĢtir.
Anahtar Kelimeler aerobik; çökelim; kalsiyum; ürolitik
1. Giriş
Doğal sularda bulunan kalsiyum, insan ve diğer canlılar için gerekli olan elementlerden bir
tanesidir. Sularda bulunan kalsiyumun doğal Ģartlar altında mikrobiyal karbonat çökelimi olarak
bilinen doğal prosesler sonucu kalsiyum karbonat, jips ve kalsiyum fosfat Ģeklinde çöktüğü
uzun zamanlardan beri bilinmektedir (Castanier ve diğ,1999). ġeker, atık kağıt geri kazanım,
kemik iĢleme, sitrik asit üretim fabrikalarının atıksuları ile genç deponilerde oluĢan sızıntı
sularında 1500 mg Ca+2/l gibi yüksek deriĢimler de bulunabilen kalsiyum, ısı taĢıma
sistemlerinde çökelerek ısı transfer verimini azaltması ve taĢıma boruları, bulaĢık - çamaĢır
makinelerinin kısa sürede eskimesi gibi değiĢik problemlere neden olmaktadır (Langerak ve
diğ., 1997; Langerak ve diğ., 1998; Hammes ve diğ., 2003a, Yu ve diğ., 2001). Yüksek
kalsiyum içeriği bu endüstri atıksularının anaerobik arıtımında da çeĢitli arıtım problemleri
meydana getirmektedir. Reaktör iç ve çıkıĢ yapılarının CaCO3 çökelekleri ile kabuk bağlaması,
tortular sebebiyle reaktörün etkin hacminin, suyun tamponlama kapasitesinin, bakteriyel
metanojenik aktivitenin azalması bu problemler arasında sayılabilir (Kennedy ve diğ., 1988).
Bu çalıĢmada Endüstriyel atıksulardan Ca gideriminde ürolitik mikrobiyal karbonat çökelim
prosesi ve bu prosesi etkileyen parametreler araĢtırılmıĢtır. Ürolitik Mikrobiyal Karbonat
Çökelimi; Ca içeriği yüksek atıksuya eklenen ürenin, bakterilerin hücre sentezi için gerekli azot
ihtiyacını karĢılamak için üreaz enzimi ile hidrolizi sonucu oluĢturduğu amonyağın atıksuyun
pH değerini artırması (1), üreden ve organik karbonun parçalanması sonucu CO3 oluĢumu (2) ve
bakterilerin çökelim prosesinin oluĢması için çekirdek görevi oluĢturması (3) esasına dayanır
(Hammes ve diğ.2003b). Laboratuvarda üretilen üreolitik karıĢık kültür bakterilerinin kağıt
fabrikası atıksularını temsil eden sentetik atıksudan Ca giderim verimi üzerine pH, Biyokütle,
Ca, Organik madde ve üre deriĢimlerinin etkisi araĢtırılmıĢtır.
422
L. Altaş, Y. Kurmaç, M.Işık
Aksaray ili evsel atıksularını arıtan uzun havalandırmalı aktif çamur tesisinden alınan
mikroorganizmalar sürekli üre ile tazelenen ortama aĢılanarak biyokütle üretimi
gerçekleĢtirilmiĢtir. Çalkalama hızı 150 rpm ve ortam sıcaklığı 30ºC‘ye ayarlanmıĢ inkübatörde
bileĢimi aĢağıda verilen sentetik atıksu ve aĢı aktif çamurun bulunduğu kesikli reaktörlere(500
ml‘lik erlen) ilave edilmiĢtir. Üre hidroliz eden mikroorganizmalar aerobik ortamda inkübe
edilmiĢtir. Dikkate alınan endüstriyel atıksuların KOĠ içeriği yüksek olduğundan aerobik
heterotrof mikroorganizma kültürünün hem KOĠ hem de kalsiyum giderimi için uygun olacağı
düĢünülmüĢtür. Üst sıvılar gün aĢırı değiĢtirilerek sentetik ortam yenilenmiĢ, bakterilere taze
karbon, azot, fosfor ve iz elementler sağlanmıĢtır. Deneylerde kağıt fabrikası atıksuyu ve evsel
atıksuyu simule edecek aĢağıdaki mineral bileĢim kullanılmıĢtır (Kim ve diğ, 2004; Holakoo ve
diğ. 2007) (mg/l); MgSO4.7H2O (1540), Na2CO3 (477), NaHCO3 (378), FeCl3.6H2O (19),
CuSO4.5H2O (0.118), NaMoO4.2H2O (0.210), CaCl2 (33), MnSO4.H2O (0123), ZnCl2 (0.229),
KH2PO4 (132). Bu bileĢime ilave olarak deneyin amacına uygun bileĢim ve Ģartlar Tablo 1‘de
verilmiĢtir. Tüm analizler standart yöntemlere göre yapılmıĢtır (APHA–AWWA–WEF, 2005).
Amonyum Merc-Spectroquant kitler ile ölçülmüĢtür.
3. Bulgular ve Tartışma
Ürolitik kalsiyum gideriminde rol alan heterotrofik kültürün azot ihtiyacı ürenin hidrolizi ile
karĢılanmaktadır. KOI deriĢimleri arttıkça aktivite artacağı için üre hidroliz hızı da artacaktır ve
açığa hızlı bir Ģekilde amonyak salınımı olacaktır. Ancak fazla KOI‘de biosentezde ortamdaki
amonyum-azotunun harcanmasına neden olacağı için ortam pH‘ının düĢmesine neden olacaktır.
Kalsiyum giderimi için ortam pH, alkalinite (CO3-2) deriĢimi ve biokütle deriĢimi için en uygun
KOI deriĢiminin ġekil 2‘de 750 mg/l glikoz-KOI‘si olduğu görülmektedir.
Tablo 1. Kesikli deneylerde kullanılan bileĢim ve deney Ģartları
Bileşim ve parametre
Deney süresi, gün
Etkin hacim, ml
Çamur, mg UAKM/l
mg AKM/l
Glikoz-KOĠ, mg/l
Üre deriĢimi, mM
Ca+2deriĢimi, mM
pH
Sıcaklık, T, °C
Çalkalama hızı, rpm
KOİ
7
180
–
–
0–1500
10
10
8.1
20
175
Üre
7
450
901
1024
3000
0–64
15
7
≈ 20
ġiddetli havalandırma
Kalsiyum
8
100
500
556
3000
15
0–2500
7
20
175
pH
7
100
250
224
3000
15
600
4–10
20
175
Biyokütle
7
100
0–1600
0–1818
3000
15
600
7
20
175
0 – 64 mM üre deriĢimleri 15 mM Ca+2 içeren sentetik atıksudan Ca giderimi için test edilmiĢtir.
Üre hidrolizi sonucu artan pH ve açığa çıkan inorganik karbon Ca‘un CaCO3 olarak çökmesini
sağlamıĢtır. 16 mM üre deriĢimi ile optimum Ca giderimi elde edilirken, 32 ve 64 mM‘lık üre
deriĢimlerinde maksimum Ca giderimi elde edilmiĢtir. Biyokatalitik kalsiyum gideriminde
kullanılan üre maliyet girdisi ve azot yükünün artmasına sebep olduğu için optimum üre
dozunun uygulanması sürecin iĢletilmesinde önemli parametrelerden biri olmaktadır.
Üre (0 - 64mM)
8.0
8.5
7.0
8.0
3
4
5
6
4.0
7
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
0
0
1
2
3
4
5
6
1
2
3
4
5
6
600
500
400
300
200
100
0
7
0
7
1
2
3
4
5
6
0
7
0.80
0.70
0.60
2
3
4
5
6
7
0
1
2
3
4
5
6
250
500
750
0 1 2 3 4 5 6 7
1000
iĢletme süresi, gün
1500
giderilen Ca, mg/L
100
500
400
300
200
100
0
0
8
1
2
3
4
5
6
7
8
4
5
6
7
8
0.80
0.70
0.60
7
600
0
7
0.50
0.50
kalsiyum, mg/l...
375
325
275
225
175
125
UAKM/AKM
UAKM/AKM
0.90
TOK, mg/l
1.00
1
6
500
0.90
0
5
0
0
0
4
1000
1.00
200
3
1500
800
400
2
2000
1000
600
1
2500
kalsiyum, mg/l...
2
6.0
5.0
7.0
1
amonyum, mg/l
amonyum, mg/l
9.0
7.5
0
kalsiyum, mg/l...
Kalsiyum (0 - 2500 mg/l)
pH
8.4
8.3
8.2
8.1
8.0
7.9
7.8
7.7
7.6
7.5
pH
pH
Glikoz-KOİ (0 - 1500 mg/l)
423
1
2
3
4
5
6
7
0
1
0
1
2
32
4
64
8
3
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0
16
2
0
1500
2 3 4 5 6
300
2000
600
2500
7
8
900
Şekil 1. Glikoz-KOI, üre ve kalsiyum etkisi
0 – 2500 mg/l arası kalsiyum deriĢimlerinin kalsiyum giderimi üzerindeki etkisinin test edildiği
çalıĢmada kalsiyum deriĢimleri artması CaCO3 oluĢumunu attırdığı gözlenmiĢtir. CaCO3
çözünürlük denklemi gereği bu çalıĢmadan beklenen bir sonuçtur. ÇalıĢmalarda 2. ve 3. günün
sonunda Ca gideriminin bir miktar azalması; KOĠ‘nin tükenmesi ve amonyumun sentez ve
muhtemel nitrifikasyonla azalması sonucunda pH ve alkalinite düĢmesi nedeni ile CaCO3‘ın
yeniden çözünmesinden kaynaklanabilmektedir (IĢık, 2008).
BaĢlangıç 0 – 1600 mg/l biyokütle deriĢimlerim ve 4 – 10 pH değerlerinin kalsiyum giderimi
üzerindeki etkisi ġekil 3‘de gösterilmiĢtir. Biyokütle deriĢiminin düĢük olması üre hidroliz
424
L. Altaş, Y. Kurmaç, M.Işık
hızını ve inorganik karbon oluĢum hızını düĢürdüğünden deney süresince kalsiyum giderimi
düĢük elde edilmiĢtir. Yüksek pH etkisi baĢlangıçta Ca giderimini artırmıĢtır. Yüksek pH
değerleri CaCO3 oluĢumu için uygundur. Ancak CaCO3 oluĢtuktan sonra tekrar pH düĢtüğü için
inkübasyonun sonuna doğru örneklerde pH farkı azalmıĢtır.
Biyokütle etkisi (0-1600mg AKM/l)
10
9
8
7
6
5
4
8.5
7.5
pH
pH
8.0
7.0
6.5
6.0
1
3
4
5
6
0
7
1
2
3
4
5
6
7
500
350
300
250
200
150
100
50
0
400
300
200
100
0
0
1
2
3
4
5
6
7
0
1
2
3
4
5
6
7
0
1
2
3
4
5
6
7
0
1
2
3 4
5
iĢletim süresi, gün
6
7
1.0
1.0
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0.0
UAKM/AKM
UAKM/AKM
2
TN, mg/l
amonyum, mg/l
0
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0
1
2
3
4
5
6
7
600
600
500
400
300
200
100
0
kalsiyum, mg/l
kalsiyum, mg/l…
pH etkisi (4-10)
500
400
300
200
100
0
0
1
0
200
1600
2 3
4 5
ĠĢletim süresi, gün
50
400
Şekil 2.Biyokütle ve pH etkisi
6
100
800
7
4
8
5
9
6
10
7
425
Teşekkür
Bu çalıĢma TUBĠTAK-ÇAYDAG 105Y262 nolu proje ile desteklenmiĢtir.
Kaynaklar
APHA–AWWA–WEF, (2005). Standard Methods of Examination of Water and Wastewater, 21st ed. American
Public Health Association, Washington DC, USA. Control Fed. 57.
Castanier, S., Métayer-Levrel, G.L. and Perthuisot, J,P. (1999). Cacarbonates precipitation and limestone genesis-the
microbiogeologist point of view. Sediment Geol. 126, 9–23.
Hammes, F., Seka, A., Hege, K.V., Wiele, T.V., Vanderdeelen, J., Siciliano, S.D., and Verstraete W, (2003a).
Calcium removal from industrial wastewater by bio-catalytic CaCO3 precipitation. J. Chem. Technol. Biotechnol.
78, 670–677.
Hammes, F., Seka, A., Knijf, S. ve Verstraete, W. (2003b). A novel approach to calcium removal from calcium-rich
industrial wastewater. Water Res. 37, 699–704.
Holakoo, L., Nakhla, G., Bassi, A.S. ve Yanful, E.K.F. (2007). Long term performance of MBR for biological
nitrogen removal from synthetic municipal wastewater. Chemosphere 66, 849–857.
IĢık M. (2008). Batch investigation of biocatalytic calcium removal from synthetic wastewater. Fresenius
Environmental Bulletin. 17(2), 197-202.
Kennedy, K.J, Hamoda, M.F. ve Guiot, S.G. (1988). Anaerobic treatment of leachate using fixed bed and sludge bed
systems. J. Water Pollut. Control. Fed. 60, 1675-1083.
Kim, Y.H., Yeom, S.H., Ryu, J.Y. ve Song, B.K. (2004). Development of a novel UASB/CO2-stripper system for the
removal of calcium ion in paper wastewater. Process Biochem. 39, 1393–1399.
Van Langerak, E.P.A., Gonzales-gill, G., Van Aelst, A., Van Lier, J.B., Hamelers, H.V.M. ve Lettinga, G. (1998).
Effect of high calcium concentrations on the development of methanogenic sludge in upflow Anaerobic Sludge
Bed (UASB) reactors. Water Res. 32, 1255-1263.
Van Langerak, E.P.A., Hamelers, H.V.M. and Lettinga, G. (1997). Influent calcium removal by crystallization
reusing anaerobic effluent alkalinity. Water Sci. Tech. 36, 341–348.
Yu, H.Q., Tay, J.H. and Fang, H.H. (2001). The roles of calcium in sludge granulation during UASB reactor start-up.
Water Res. 35, 1052–1060.
11-13 Haziran 2008
Entegre Et Ve Et Ürünleri Endüstrisi Atıksularının
Koagülasyon-Flokülasyon İle Arıtılabilirliğinin İncelenmesi
Fuat Özyonar ve Bünyamin Karagözoğlu
Cumhuriyet Universitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 58140, Sivas
Öz Bu çalıĢmada entegre et ve et ürünleri endüstrisi atıksularının koagülasyon ve flokülasyon
prosesiyle arıtımı incelenmiĢtir. Bu amaçla, alüminyum ve demir tuzlarının kullanıldığı
prosesinde, baĢlangıç pH‘ın ve koagülant dozajının; KOI ve türbitide giderme verimi üzerine
etkisi araĢtırılmıĢtır. En yüksek KOI giderme verimi %36,91 verim ile alüminyum sülfat
koagülant maddesi (Al2(SO4)3.18H2O) ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Türbitide gideriminde ise
alüminyum sülfat ile %89,80 giderme verimi elde edilmiĢtir. Demir sülfat koagülant maddesinin
(Fe2(SO4)3 .6H2O) kullanıldığı deneysel çalıĢmalarda ise KOI giderme verimi % 27,68 olarak ve
türbitide giderme verimi ise % 85,90 olarak gerçekleĢmiĢtir.
Anahtar Kelimeler atıksu arıtımı; koagülasyon ve flokülasyon; entegre et ve et endüstrisi atıksuları
1. Giriş
ÇeĢitli endüstriyel proses iĢlemleri sonucunda ortaya çıkan ve kirlenmeye sebep olan atıksular
inorganik yada organik kökenli maddeleri içermektedir. Bu endüstriyel atıksular deĢarj
edildikleri alıcı ortamlarda kirlenmelere neden olmakta ve ekolojik dengenin bozulmasına sebep
olmaktadır. Entegre et ve et ürünleri endüstirisi atıksuları içerdiği yüksek miktardaki kirleticiler
sebebiyle deĢarj öncesi arıtılması zorunlu olan bir atıksudur. Bu endüstriye ait olan atıksuların
arıtılması için gerekli fiziksel, kimyasal ve biyolojik arıtma teknikleri geliĢtirilmiĢtir (Al-Mutairi
vd., 2004; Aquilar vd., 2003; Aquilar vd., 2005; Aquilar vd., 2003). Ancak bu nitelikteki bir
atıksuyu arıtmak için bazı yöntemler tek baĢına kullanıldığında yetersiz kalmakta yada iĢletme
problemleri ortaya çıkmaktadır (Nunez vd., 1999; Borja vd., 1998; Del. Pozo v.d., 2000). Bu da
çeĢitli arıtma alternatiflerinin araĢtırılması zorunlu kılmaktadır.
Kimyasal arıtmada yaygın olarak kullanılan koagülasyon ve flokülasyon prosesi su ve atıksu
arıtımında geniĢ bir kirletici grubunun giderilmesinde yaygın bir Ģekilde kullanılan bir prosestir.
Koagülasyon, kolloidal süspansiyon içindeki yüklü partiküllerin zıt yüklü iyonlarla karĢılıklı
çarpıĢması ile nötralize edilip bir araya toplanarak çökelmelerin sağlanması olayıdır.
Flokülasyon ise oluĢan bu yumakların daha büyük floklar oluĢturulması için yapılan iĢlemdir.
Bu amaçla, uygun kimyasal maddeler ilave edilir. Alüminyum ve demir tuzları en çok
kullanılan koagülant maddelerdir. Koagülasyon - flokülasyon prosesinde suya kimyasal madde
ilavesiyle, suda bulunan askıda ve çözünmüĢ maddelerin yapılarını değiĢtirilerek yada ilave
edilen maddelerin oluĢturduğu fiziksel etkenler ile suda bulunan maddelerin sudan
uzaklaĢtırılması sağlanır (Eckenfelder, 1989). Koagülasyon ve flokülasyon prosesi üç ana
bölümden meydana gelmektedir. Birincisi koagülant ilavesi ile hızlı karıĢtırma, ikincisi
yardımcı koagülant madde ilavesi ile yavaĢ karıĢtırma ve son olarak oluĢan yumakların
çökeltilmesi için çökelme iĢlemlerinden oluĢur. Hızlı karıĢtırma iĢlemi ile koagülant maddenin
F. Özyonar, B. Karagözoğlu
428
suya hızlı bir Ģekilde homojen olarak dağılması sağlanır. Bu iĢlem oldukça kısa olmakla birlikte
15 sn-5dk arasında gerçekleĢebilir. Ancak süre uzadıkça oluĢan yumakların kırılması söz
konusu olabilir. Bu uygulamada hız 200rpm-300rpm arasında kullanılabilir. YavaĢ karıĢtırma
iĢlemi taneciklerin bir araya getirilip yumakların daha da büyük hale getirilmesi için yapılır.
KarıĢtırma genellikle 15-45 dk arasında ve 20-120 rpm arasında gerçekleĢtirilmektedir. OluĢan
yumakların çökelerek
uzaklaĢtırılması için çökeltim süresi 30-60 dakika arasında
gerçekleĢmektedir. Bu proseste optimum ve ekonomik koagülant madde dozajının belirlenmesi
oldukça önemli bir aĢamadır. Yüksek koagülant dozu çamurun susuzlaĢtırılmasını zorlaĢtırırken,
düĢük dozlar ise su içerisindeki askıdaki maddelerin giderimini azaltır. Diğer önemli bir aĢama
ise optimum pH‘ın seçimidir. Çünkü oluĢan hidroksil radikal türleri pH‘a bağlı olarak
oluĢmaktadır. Bir kimyasal kimyasal arıtma prosesi olarak koagülasyon - flokülasyon prosesi
tekstil atıksularının arıtılmasında, ağır metallarin sudan uzaklaĢtırılmasında, sızıntı sularının
arıtılmasında, fosforun ve katı maddelerin giderilmesinde yaygın olarak kullanılmaktadır
(ġengül ve Küçükgül, 1997).
Bu amaçla bu çalıĢmada, koagülasyon - flokülasyon prosesi ile entegre et ve et ürünleri
endüstrisi atıksularının arıtılması amaçlanmıĢtır. Yapılan çalıĢmada, atıksulardan kimyasal
oksijen ihtiyacı (KOI) ve türbidite giderimi üzerine pH ve koagülant dozajı parametrelerinin
etkisi incelenmiĢ ve bir değerlendirme yapılmıĢtır.
2.1. Materyal
ÇalıĢmalarda kullanılan atıksu, bir entegre et ve et ürünleri 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 1‘de bu atıksuyun karakterizasyonuna iliĢkin yapılan analiz
sonuçları verilmiĢtir.
Tablo1. Entegre et endüstrisi tesisinin çıkıĢ atıksuyunun özellikleri
Parametre
Değeri
pH
6,72-7,27
KOI(mg/l)
3337-4150
BOI(mg/l)
1950-2640
AKM(mg/l)
980-1200
Yağ-Gres(mg/l)
275-376
Ġletkenliği (µS/cm)
1616-2270
Bulanıklık(NTU)
265-356
2.2. Deneysel ĠĢlem
Tüm deneysel iĢlemler oda sıcaklığında 6‘lı jar testi aparatında gerçekleĢtirilmiĢtir.
Koagülasyon - flokulasyon deneylerinde, atıksu arıtımı üzerine koagülant dozajının ve pH‘nın
etkisi araĢtırılmıĢtır. Koagülasyon‘da alüminyum ve demir tuzundan oluĢan 2 farklı koagulant
madde kullanılmıĢtır ( Al2(SO4)3 .18H2O, Fe2(SO4)3 .6H2O). Her bir koagülant için kimyasal
koagülasyon deneylerinde 500 ml atıksu alınarak pH ayarlaması yapılmıĢ ve daha sonra 200
rpm‘de 5 dakika hızlı karıĢtırma, 45 rpm‘de 15 dakika yavaĢ karıĢtırma ve 1 saat çökme
sürelerinden sonra filtre kağıtından süzülen numunelerde gerekli (KOI ve türbidite) analizler
Entegre Et Ve Et Ürünleri Endüstrisi Atıksularının Koagülasyon-Flokülasyon İle Arıtılabilirliğinin
İncelenmesi
429
yapılmıĢtır. Buradan elde edilen veriler değerlendirilerek optimum pH‘lar tespit edilmiĢtir. Aynı
Ģekilde optimum pH‘larda farklı koagülant dozajlarında deneyler yapılarak optimum koagülant
dozajları belirlenmiĢtir.
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
Entegre et ve et ürünleri tesisi atıksuyunun kimyasal olarak koagülasyon - flokülasyon prosesi
ile arıtılmasının incelenmesinde ilk olarak pH‘ın etkisi araĢtırılmıĢtır. Bu amaçla bazı sabit
Ģartlar seçilerek deneyler yapılmıĢtır. Her bir koagülant için 200 mg Fe+/l ve 200 mg Al+/l sabit
koagülant dozajı, hızlı karıĢtırma için 5 dakika 200 rpm ve yavaĢ karıĢtırma için 15 dakika 45
rpm karıĢtırma hızı ve 60 dakika çökelme süresi sabit koĢullar olarak alınmıĢtır. pH‘ etkisini
incelemek için atıksu baĢlangıç pH‘ı 3-8 aralığında seçilerek bu pH‘lardaki KOI ve türbitide
giderme verimleri incelenmiĢtir.
Al2(SO4)3 .18H2O koagülantının % KOI giderme verimi incelendiğinde pH arttıkça verimde bir
artıĢ olduğu gözlemlenmiĢtir. Bu artıĢ pH:7‘den sonra bir düĢüĢ göstermiĢtir. ġekil 1‘den de
görüldüğü gibi KOI ve türbidite giderme veriminin sırasıyla bu pH‘değerinde %36,43 ve
%89,80 gerçekleĢtiği görülmektedir. Elde edilen sonuçlar değerlendirildiğinde en uygun pH
değerinin, atıksuyun pH‘sına da yakın olması nedeniyle pH: 7 olduğuna karar verilmiĢtir.
Koagülant maddesi Fe2(SO4)3.7H2O‘nun kullanıldığı koagülasyon - flokulasyon denemelerinde
ise pH:7‘de % 27,78 KOI ve % 85,90 Türbidite giderim verimleri elde edilmiĢtir. Sonuçta her
iki parametre için pH:7‘de en yüksek giderme verimleri elde edilmiĢtir. Bu nedenle
Fe2(SO4)3.7H2O için optimum pH : 7 olarak kabul edilmiĢtir.
KOI giderme verimi (%)
50
40
30
20
10
Al2(SO4)3.18H2O
Fe2(SO4)3.7H2O
0
2
3
4
5
6
7
8
9
Başlangıç pH
Şekil 1. Kimyasal koagülasyon‘da pH‘ın KOI giderme verimi üzerinde etkisi
F. Özyonar, B. Karagözoğlu
430
Türbidite giderme verimi (%)
100
90
80
70
60
50
Al2(SO4)3.18H2O
40
Fe2(SO4)3.7H2O
30
2
3
4
5
6
7
8
9
Başlanıgıç pH
Şekil 2. Kimyasal koagülasyon‘da pH‘ın türbitide giderme verimi üzerine etkisi
Sonuç olarak Al2(SO4)3.18H2O ve Fe2(SO4)3.7H2O için optimum pH: 7. Ancak her iki
koagülant madde için % KOI giderim verimlerine bakıldığında % 9,46 - 36,76 oranlarda
değiĢtiği ve çok fazla bir giderimin sağlanmadığı görülmektedir. Ancak türbitide açısından
yüksek giderme verimleri elde edilmiĢtir.
3.2. Koagülant Dozajının Etkisi
Koagülasyon - flokülasyon prosesinde, koagülant dozajının etkisini belirlemek için pH
deneylerinde belirlenen optimum pH değerleri baz alınmıĢtır. Koagülasyon - flokülasyon
prosesinde koagülant dozajının KOI giderimi üzerindeki etkisininin incelendiğinde, koagülant
dozajı değiĢimin KOI gideriminde en yüksek değerine, Al2(SO4)3.18H2O koagülantı ile 200 mg
Al+3/ l dozaj değerinde, en yüksek giderim verimleri KOI için % 36,91 ve türbidite için %
89,80 ve Fe2(SO4)3.7H2O koagülantının kullanıldığı denemelerde 200mg Fe+3/l dozaj
değerinde KOI için % 27,68 ve türbidite için % 85,90 giderme verimleri elde edilmiĢtir.
40
KOI giderme verimi (%)
35
30
25
20
15
10
Al2(SO4)3.18H2O
5
Fe2(SO4)3.7H2O
0
0
100
200
300
400
500
Koagülant dozu (mg/)l
600
700
800
Şekil 3. Kimyasal koagülasyon‘da koagülant dozajının KOI giderme verimi üzerine etkisi
Türbidite giderme verimi (%)
Entegre Et Ve Et Ürünleri Endüstrisi Atıksularının Koagülasyon-Flokülasyon İle Arıtılabilirliğinin
İncelenmesi
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
431
Al2(SO4)3.18H2O
Fe2(SO4)3.7H2O
0
100
200
300
400
500
600
700
800
Koagülant Dozu
Şekil 4. Kimyasal koagülasyon‘da koagülant dozajının türbitide giderme verimi üzerine etkisi
4. Sonuçlar
Elde edilen sonuçlar neticesinde entegre et ve et ürünleri endüstrisi atıksularının 2 farklı
koagülant madde kullanılarak koagülasyon - flokulasyon prosesiyle arıtılmasın da türbidite
parametresi için yüksek giderme verimleri elde edilmesine rağmen KOI parametresinin
giderilmesinde yüksek giderme verimleri elde edilememiĢtir. Dolayısıyla entegre et ve et
endüstrisi atıksularının artımında özellikle askıdaki maddelerin giderilmesinde koagülasyon –
flokülasyon prosesi etkili bir yöntem iken KOI gideriminde etkili bir yöntem olmadığı
görülmüĢtür. Ancak koagülasyon – flokülasyon prosesi baĢka proseslerle entegre edilerek
kullanıldığında daha yüksek giderme verimleri elde edilebilir.
Kaynaklar
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.
Borja, R., Banks, C., J., Wang, Z., J., and Mancha, A., (1998). Anaerobic Digestion Of Slaughterhouse Wastewater Using A
Combinaiion Sludge Bianket And Fılter Arrangement Ġn A Single Reactor, Bioresource Tech, 65 (1-2), 125-133.
Del Pozo, P., Diez, V., Beltrain, S., (2000). Anaerobic pre-treatment of slaughterhouse wastewater using fixed-film
reactors, Bioresource Technology, 71, 143-149.
Eckenfelder, W. W. Jr., (1989). Industrial Water Poluution Control (Second Edition), McGraw-Hill Internal Editions,
Civil Engineering Series, Printed in Singapore.
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.
ġengül, F., ve Küçükgül, E.Y., 1997, Çevre Mühendisliğinde Fiziksel- Kimyasal Temel ĠĢlemler ve Süreçler, Dokuz
Eylül Üni. Mühendislik Fak. Yayınları , No: 153, 4. Baskı.
11-13 Haziran 2008
Kimyasal Deposition Yöntemiyle İmmobilize ZnO Hazırlanması
ve Fotokatalitik Sistemde Test Edilmesi
A. Akyol1 ve M. Bayramoğlu2
1
2
Gebze Yüksek Teknoloji Enstitüsü, Çevre Mühendisliği Bölümü, 41400 Gebze, Türkiye
Gebze Yüksek Teknoloji Enstitüsü, Kimya Mühendisliği Bölümü, 41400 Gebze, Türkiye
Öz Atıksuların arıtılmasında özellikle son yıllarda ileri oksidasyon proseslerinden heterojen
fotokatalitik degradasyon büyük önem kazanmıĢtır. Bu proses UV ıĢığının yarı iletkenlerle
etkileĢmesiyle ortaya çıkan elektron/delik çiftlerinin ortamdaki su ve çözünmüĢ oksijen ile
etkileĢime girerek oluĢturduğu hidroksil radikali, süperoksit anyonu ve hidrojen peroksit gibi
kuvvetli oksidantlar organik-inorganik maddeleri yükseltgeyip parçalanması esasına
dayanmaktadır. Yarı iletkenlerden üzerinde çok durulan TiO 2 ve ZnO gibi fotokatalizörlerin sıvı
ortamda dağıtılmıĢ toz olarak kullanılmasında, katalizörün çözeltiden ayrılması ve geri
kazanılmasında teknik zorluklar ve yüksek maliyet nedeniyle bir taĢıyıcı madde üzerine tutuklanması tercih edilmektedir. Tutuklanma iĢlemi için çeĢitli yöntemler bulunmaktadır. Bunlar
sol-jel, impregnation, termal fiziksel kimyasal buhar deposition, spray pyrolysis, pulse lazer
deposition, anodizing, kimyasal deposition gibi birçok yöntem bulunmaktadır. Bunlar arasında
sol-jel en yaygın olarak kullanılan metottur. Sol-jel metodu bir sol hazırlayarak bir taĢıyıcı
madde üzerine dipping, drain coating, spin coating gibi kaplama Ģeklinde uygulanmaktadır.
Bunlar arasında en yaygın olarak kullanılan. Islatma veya sol-jel metodunda, taĢıyıcı madde
üzerine kaplama bir çözelti veya sol‘e daldırma, (dip coating, spin coating) Ģeklinde uygulanmaktadır. TaĢıyıcı madde olarak cam plaka, cam küre, alüminyum folyo, silika cam madde,
teflon, zeolit, fiber optik, silika jel gibi çok çeĢitli maddeler denenmektedir. Bu çalıĢmada
katalizör olarak kolay eldesi ve özellikle az çalıĢılmıĢ olması nedeniyle çinko oksit kullanıldı.
TaĢıyıcı, çinko çözeltisi bileĢimi ve metot seçiminde; maliyet, kolay temin edilebilirlik, pratik
uygulanabilirlik gibi kriterler göz önüne alındı. Tutuklama yöntemi olarak ıslatma veya
kimyasal deposition metodu seçildi. Çinko oksiti taĢıyıcı madde üzerine tutuklamak için çinkat
çözeltilerinden faydalanıldı. Burada amaç, hazırlanması kolay, pahalı organik solventler ve
organik tuzlara ihtiyaç duymayan ucuz bir daldırma çözeltisi kullanmaktır. ÇalıĢma kapsamında
fotokatalizör performansını değerlendirmek için çok bilinen bir model bileĢik olan metil oranj
boyasının mikro reaktörde renk giderimi takip edilmiĢtir. Fotokatalizör üretmek için taĢıyıcı türü
ve cinsi, kaplama daldırma sayısı, çinkat konsantrasyonu üzerinde durulmuĢtur. Kırık parçaların
düz yüzeylere göre daha aktif performans gösterdiği görülmüĢtür. Ayrıca 0,2 M çinkat
konsantrasyonu ve 10 dipping yapılarak yürütülen çalıĢmalarda en pozitif sonuçlar alınmıĢtır.
Anahtar Kelimeler amonyum çinkat; dekolorizasyon; fotokatalitik degradasyon; kimyasal
depozit; metal oranj; UV ışık; ZnO
1. Giriş
TiO2 , ZnO gibi yarıiletkenlerle fotokatalitik atıksu arıtma, ileri oksidasyon yöntemleri arasında
oldukça önemli bir yer tutmaktadır. GeniĢ bandgapli (3,2eV) ZnO ucuz bir fotokatalizör olarak
bu alanda özellikle dikkati çekmektedir (Pal ve diğ. 2002). Toz halde kullanıldığında arıtılmıĢ
sudan uzaklaĢtırılması zorlukları ve yüksek ayırma maliyeti nedenleriyle, uygun bir taĢıyıcı
434
A. Akyol , M. Bayramoğlu
(destek) üzerinde ince film halinde tutuklanmıĢ olarak kullanılmasının daha uygun olacağı
düĢünülmektedir.
Fotokatalitik yöntemle atıksu arıtımı prosesinin performans ve ekonomisi açısından için en
uygun destek malzemesinin ve katalizör tutuklama metodunun seçimi öncelikli olarak karar
verilmesi gereken hususlardır. Destek malzemesinin ucuz olması, kolay temini, uygun formda
olması ve atıksu ortamında inert olması, katalizörün destek yüzeyinde istenilen katalitik
etkinlikte ve sağlam bir Ģekilde tutuklanması istenilen hususlardır. Tutuklama yönteminin ise
basit, ucuz olması, sürekli üretime uygun olması, proses kontrolüne yatkınlığı, devamlı aynı
kalitede desteklenmiĢ katalizör üretmesi seçiminde dikkate alınması gereken noktalardır. Çinko
oksit film elde etmek için çeĢitli metotlar önerilmiĢtir: termal oksidasyon, elektron beam
evaporation, spray pyroliz (Badawy ve diğ. 1997) farklı formlarda sputtering (Stromme ve diğ.
1996) , CVD (chemical vapor deposition) (Gauthier ve diğ. 1999), sol-gel ve CD (chemical
deposition) (Mitra ve diğ. 2006, Shinde ve diğ. 2007) gibi metotlar uygulanmaktadır. Bunlar
arasında CD, uygulama kolaylığı ve göreceli olarak daha düĢük maliyeti nedeniyle vaat edici bir
metot olarak önem kazanmaktadır.
Bu çalıĢmada yukarıda bahsedilen kriterlere uygun destek malzemesi ve tutuklama yönteminin
seçimi amaçlanmaktadır. Destek malzeme olarak porselen ve cam, kriterlerimize uyması
nedeniyle, tercih edilmiĢlerdir. Destek yüzeyinin kimyasal yapısı, kristal yapısı, yüzey enerjisi
gibi atomik boyuttaki özellikleri, ZnO kristallerinin koheyon-adhezyon kuvvetleriyle yüzeye
bağlanma derecesini etkileyen önemli hususlardır. Diğer taraftan, yüzey pürüzlülüğü katalizörün
yüzey film kalınlığını ve yüzeyde tutuklanma derecesini etkileyebilecek bir mikroskopik
özelliktir. Makroskopik ölçekte ise, desteğin geometrik formu, fotokatalitik reaktörde katalizör
yüzeyi/reaktör hacmi oranını belirlemekte olup incelenmesi gereken baĢka önemli bir
değiĢkendir. Bu çalıĢmada tutuklama yöntemi, ıslatma veya kimyasal deposition metodu olarak
amonyum çinkat metodunun uygulanmıĢtır.
2. Deneysel Kısım
2.1. Deney Düzeneği.
Mikro fotoreaktör deney sistemi kullanılmıĢtır. Reaktörde homojen ıĢık ortamı oluĢturmak için
365nm‘lik 6 adet UV lamba ile kuĢatılmıĢtır. Deneylerde reaksiyon süresince yeterli çözünmüĢ
oksijen sağlamak için tank içerisine karĢtırıcı altına difüzör yardımıyla hava verilmiĢtir.
IĢınlanmadan önce adsorpsiyon desorpsiyon dengesini sağlamak amacıyla 30 dak karanlıkta
boya çözeltisi siküle edilmiĢtir. Deneyler, mikro fotoreaktör sisteminde aĢağıdaki tablo 1‘de
verilen Ģartlarda yürütülmüĢtür:
Tablo 1. Fotokatalitik test sisteminde deney Ģartları
Parametre
Kuartz mikroreaktör hacmi
Reaktörde katalizör kütlesi
UV-A Lamba gücü
BaĢlangıç boya konsantrasyonu
Sistemde toplam boyar madde çözeltisi
Sıvı sirkülasyon hızı
Değer
55 cm3
50 – 75 g
36 Watt
20 mg/l
1500 cm3
20 cm3/min
AraĢtırmada, model bir organik bileĢik olarak, bu tür çalıĢmalarda standart olarak kullanılan ve
tipik bir diazo boyarmadde olan metil oranj kullanılmıĢtır. Bu bileĢik asit ortamında kırmızı baz
Kimyasal Deposition Yöntemiyle İmmobilize ZnO Hazırlanması ve Fotokatalitik Sistemde Test
Edilmesi
435
ortamında ise turuncudur. Boya çözeltisi UV-Vis spektrumda 270 nm ve 464 nm de iki
maksimum pik göstermektedir.. Deneyler 2 saat boyunca 6 adet UV lamba ile ıĢınladı ve boya
konsantrasyonları UV/Visible Perkin Elmer lamda 35 spekrofotometresi kullanılarak 464 nm de
fiber optik probu ile sürekli olarak (on-line) absorbans izlenerek deneyler gerçekleĢtirildi.
ÇalıĢmada ZnO tutuklamal için kimyasal, mekanik ve dirençlarinden aynı zamanda düĢük
maliyetlerinden ötürü çeĢitli cam ve porselen destekler kullanıldı. Ayrıca kaplama verimini
artırmak için taĢıyıcı cam yüzeyi kimyasal yöntemlerle pürüzlendirildi. Kimyasal yöntemle
pürüzlendirme iĢleminde % 50 NH2HF2, %10 NH4Cl , %20 CaSO4 %20 NaCl ve %33 HCl
çözeltisi bileĢiminde bir kimyasal karıĢım kullanıldı.
TaĢıyıcı madde olarak, düĢük maliyetli (kırık parçalar halinde üretim artıkları olarak maliyetsiz)
ve değiĢik atıksu ortamlarında inert olmaları nedenleriyle porselen ve cam maddeler boncuk,
kırılmıĢ halde ve halka Ģeklinde olmak üzere değiĢik formlarda kullanıldı. TaĢıyıcılara ait
özellikler tablo 1‘de özetlenmiĢtir.
Table 2. Destek malzemelere ait genel özellikler
Taşıyıcı
Simge
PürüzlendirilmiĢ cam boncuk(1 mm)
Orjinal cam boncuk (1 mm)
PürüzlendirilmiĢ cam boncuk (3 mm)
Orjinal cam boncuk (3 mm)
Cam Halka (6 mm)
Cam Halka (8 mm)
Porselen Halka (6mm)
Porselen Halka (8mm)
Porselen Halka parçaları
Sipesifik yüzey
(cm2/g)
A
B
C
D
E
F
G
H
I
24.0
24.0
8.0
8.0
6.6
8.7
5.7
4.5
4.6
Yüzey / Hacim
(cm2/cm3)
32.7
32.7
10.9
10.9
10.5
8.5
10.5
8.5
4.1
2.2. Katalizör Hazırlanması
2.2.1. Amonyum çinkat çözeltisinin hazırlanması
Amonyum çinkat çözeltisinin hazırlanması sırasında, hazır (ticari) ZnO veya Zn(OH)2 in
amonyak çözeltisinde oldukça zor çözündüğünden dolayı çözeltinin Zn konsantrasyonu ve
pH‘sının istenilen değerlerde rahat ayarlanabilmesi için taze çöktürülmüĢ Zn(OH)2 kullanıldı.
ZnSO4 + 2NH4OH ↔ Zn(OH)2  + (NH4)2SO4
(1)
Zn(OH)2+ 2NH4OH ↔ (NH4)2ZnO2+ H2O
(2)
2.2.2. Katalizör tutuklaması
Destek malzemesi üzerinde kataliz film oluĢumu, destek yüzeyine adhezyonla sıvı filmin
oluĢtuğu dip coating adımı ve kurutma ve hidrolizin uygulandığı termal iĢlem adımı olarak iki
adımda gerçekleĢmektedir. Zn(OH)2‘in ZnO dönĢmesi için 125 C üzerinde bir sıcaklık
gerekmektedir. Standart bir tutuklama iĢlemi Ģu Ģekilde gerçekleĢtirildi: 50 g taĢıyıcı paslanmaz
kafese yerleĢtirilerek amonyum çinkat çözeltisine daldırıldı. Kafes 1 dakika süresince çözelti
içinde döndürülerek çıkarıldı, askıya alınarak 1 dakika çözeltinin sızması için beklenildi. Kafes
436
fırın içinde 150oC‘ de 10 dak. süresince kurutuldu. Bu iĢlem dizisi istenilen kaplama sayısı
kadar tekrarlandı. Sonuncu iĢlemde taĢıyıcı dolu kafes, fırında 200oC‘de 10 dakika tutuldu.
3. Deney Sonuçları ve Yorumlanması
Bu çalıĢmada en uygun taĢıyıcı materyal seçimi üzerine fotokatalitik aktivitesini değerlendirmek
için reaksiyonun baĢlangıç hız sabiti kullanılmıĢtır. Bu değerlendirme kriterinin kullanımı,
taĢıyıcının fotokatalitik testlerini differansiyel tip deneysel mikroreaktörde gerçekleĢtirdiğimiz
için düĢünülmüĢtür. Bu mikroreaktör ile renk dönüĢümü düĢük olduğu için yüksek korelasyonlu
lineer regresyon ile absorbans zaman eğrilerinin eğimi baĢlangıç hızını doğru hesaplanmasını
sağlamaktadır. Ayrıca fotokatalitik reaksiyon olayları kataliz yüzeyinde olduğu için taĢıyıcıların
aktivitesi, toplam yüzey alanı için reaksiyon hızı tanımlanarak değerlendirildi. Yüzeysel
baĢlangıç hızı(Rs), fotokatalitik aktivite için desteğin yüzeyinin kullanımının etkisini
vurgulamaktadır. Yüzeysel reksiyon hızı,
1 dC
RS   . T
S dt
µmol/m2.min
(3)
ZnO ince filmin fotokatalitik aktivitesi için yüzeysel temelli baĢlangıç hızları Ģekil 1a‘da
verilmiĢtir. ġekil 1a‘da cam boncuk, cam halka ve seramik materyal olarak 3 grup taĢıyıcının
yüzey temelli aktivitelerinin artacak Ģekilde gruplandırılmıĢtır. Bu Ģekillerden çıkan bir diğer
sonuç, kimyasal matlaĢtırma iĢlemi ile cam yüzeyinde yüzeysel pürüzlülüğün oluĢturulması bazı
pozitif etkiler yaratsada ekstra maliyet getiren matlaĢtırma iĢlemi için çok kayda değer bir
katalitik etkinlik oluĢturmadığı belirlenmiĢtir. Yapı aktivite iliĢkisi atomik seviyede araĢtırılmalıdır. Destek malzemelerinin aktivitesi kataliz yükü ile farklı bir analiz Ģekli olarak değerlendirilebilir. Her Ģekilde de en yüksek aktivite seramik materyal ile kırık yada halka (8mm) formunda
görülmektedir. Yüzeye dayalı aktivitede geometrik formun boyutunun etkisi çok önemlidir.
2.0
Rs(mmol/m2.min)
RS (umol/ m2.min)
2.0
1.5
1.0
0.5
I
H
1.5
1.0
F
G
E
C
0.5
D
B
A
0.0
A
B
C
D
E
F
Taşıyıcı materyal
(a)
G
H
I
0.0
0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30 0.35 0.40
Yüzey yükü (mg ZnO/cm2)
(b)
Şekil 1. (a) ÇeĢitli taĢıyıcı materyalların yüzeysel baĢlangıç hızları (b) destek
malzemelerine tutuklanmıĢ ZnO kataliz yüküne bağlı olarak yüzeysel baĢlangıç
hızlarının değiĢimi
Sonuç olarak yüzey ve hacimsel aktivitenin her ikisinde de daha düĢük maliyetli olan atık
seramik malzemenin daha yüksek aktiviteye sahip olduğu açıkça görülmektedir. ZnO ince film
için taĢıyıcı material seçildikten sonra ikinci adım olarak katalitik aktivite gibi bazı amaçlarla
Kimyasal Deposition Yöntemiyle İmmobilize ZnO Hazırlanması ve Fotokatalitik Sistemde Test
Edilmesi
437
proses Ģartlarını maksimize etmek için optimizasyon adımıdır. Bu amaçla çinkat konsantrasyonu
ve daldırma- durutma (dipping) sayısı seçilmiĢtir. 0.1 M amonyum çinkat çözeltisi ile 5–20
dipping yaparak kaplama sayısı araĢtırıldı. ġekil 2a‘da 10 dipping sayısı en yüksek yüzey film
aktivitesi sağlamak için yeterli olduğu görüldü. 10 dipping ile ortalama 270 nm film kalınlığı
sağlandığı ve film kalınlığı ile dipping sayısı arasında lineer bir iliĢkinin varlığı görülmektedir.
700
Film kalınlığı (nm)
Rs(mmol/ m2.min)
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
600
500
400
300
200
100
0.0
0
5
10
15
20
4
25
6
8
10
12
14
16
18
20
22
Dipping(daldırma- kurutma) sayısı
Dipping(daldırma- kurutma) sayısı
(a)
(b)
Şekil 2. (a)Dipping(daldırma- kurutma) sayısı ile yüzeysel baçlangıç hızın değiĢimi
(b)Dipping(daldırma- kurutma) sayısı ile ZnO ince film kalınlığının değiĢimi
1400
3.5
1200
Film kalınlığı (nm)
Rs(mmol/ m2.min)
4.0
3.0
1000
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
600
400
200
0.0
0.00
800
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
Çinkat konsantrasyonu (M)
(a)
0.35
0
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
Çinkat konsantrasyonu (M)
(b)
Şekil 3. (a) Çinkat konsantrasyonunun baĢlangıç hızına etkisi (b) Çinkat
konsantrasyonunun film kalınlığına etkisi
Son olarak bazı kataliz tutuklama iĢlemi farklı çinkat konsantrasyonlarında (0.05-0.30 M)
yürütüldü. ġekil 3a‘da görüldüğü gibi, 0.05 M çinkat konsantrasyonu tespit edilebilir bir
aktivite elde etmek için en düĢük konsantrasyon olarak seçilmiĢtir. Çinkat konsantrasyonunun
0.2 M kadar artmasıyla film kalınlığının arttığı Ģekil 3b‘de görülmektedir. 0.2 M üzerindeki
konsantrasyonlarda film kalınlığı artarken katalitik aktivitenin düĢtüğü görülmektedir. Yüksek
çinkat konsantrasyonlarında erken hidroliz nedeniyle dip coating adımında çözeltiden Zn(OH) 2
hızlı bir Ģekilde çökesine neden olur. Bu durumda oluĢan film homojen değildir ve düĢük
ktiviteye sahiptir. Yüksek konsantrasyonlarda homojen deposition sağlamak, daha yüksek
pH‘larda çinkat çözeltisinin stabilitesini artırarak gerçekleĢebilir.
438
4. Sonuç
Yüksek fotokatalitik aktiviteyle ZnO film oluĢturmak için kimyasal deposition metodu
geliĢtirildi. Metot, destek yüzeyünde sıvı film oluĢturmak için amonyum çinkat çözeltisine
daldırma adımı ve termal iĢlem adımı olarak iki adımda uygulandı. Bu metot pahalı organic
bileĢiklerle tutuklama yapmak yerine düĢük maliyetli inorganik çinko bileĢikleri, amonyak
solüsyonu gibi kimyasal maddelerle ve çeĢitli cam ve seramik malzemeler ve özellikle atık
seramik kırık parçalar ile baĢarıyla uygulandığınarak yüksek fotokatalitik aktivite göstererek
etkili bir tutuklama metodu olarak tercih nedeni olmaktadır.
Destek
Bu çalıĢma TUBITAK-MAG-(104M411) tarafından finansal açıdan desteklenmiĢtir. Yazarlar
destekterinden ötürü TUBITAK tübitak a teĢekkür eder.
Kaynaklar
Badawy W.A. (1997). Preparation, electrochemical, photoelectrochemical and solid-state characteristics
of indium-incorporated TiO2 thin films for solar cell fabrication, J. Mater. Sci. 32, 4979–4984.
Bao D, Gu H, Kuang A, (1998). Sol-gel-derived c-axis oriented ZnO thin films, Thin Solid Films 312, 37-39.
Barnes T.M., Leaf J., Fry C., Wolden C.A. (2005). Room temperature chemical vapor deposition of caxis ZnO, J. Cryst. Growth 274, 412-417.
Gauthier V., Bourgeosis S., Sibillot P., Maglione M.,Sacillotti M. (1999). Growth and characterization of
AP-MOCVD iron doped titanium dioxide thin films, Thin Solid Films 340, 175-182.
Ghandhi S.K., Field R.J., Shealy J.R. (1980). Highly Oriented Zinc-Oxide Films Grown By The
Oxidation Of Diethylzinc, Appl. Phys. Lett. 37, 449-451.
Jiwei Z, Liangying Z, Xi Y, (2000). The dielectric properties and optical propagation loss of c-axis
oriented ZnO thin films deposited by sol–gel process, Ceram. Int. 26, 883-885.
Kasuga M., Mochizuki M. (1981). Orientation Relationships Of Zinc-Oxide On Sapphire In HeteroEpitaxial Chemical Vapor-Deposition, J. Cryst. Growth 54, 185-194.
King S.L, Gardeniers J.G.E.,. Boyd I.W. (1996). Pulsed-laser deposited ZnO for device applications,
Appl. Surf. Sci. 96–98, 811-818.
Lee J.H., Park B.O. (2004). Characteristics of Al-doped ZnO thin films obtained by ultrasonic spray
pyrolysis: effects of Al doping and an annealing treatment, Mater. Sci. Eng. B 106, 242-245.
Mitra P, Khan J, (2006). Chemical deposition of ZnO films from ammonium zincate bath, Mater. Chem.
and Phys. 98, 279-284.
Pal, B. Sharon, M. (2002). Enhanced photocatalytic activity of highlyporous ZnO thin films prepared by
sol-gel process, Mater. Chem. Phys. 76, 82-87
Shinde V.R., Gujar T.P., Lokhanda C.D., (2007) Studies on growth of ZnO thin films by a novel chemical
method, Sol. Energy Mater. Sol. Cells 91, 1055-1061
Stromme M., Gutarra A., Niklasson G.A., Granqvist C.G. (1996). Impedance spectroscopy on lithiated Ti
oxide and Ti oxyfluoride thin films, J. Appl. Phys. 79, 3749-3757
Yamaguchi Y, Yamazaki M, Yoshihara S, Shirakashi T, (1998). Photocatalytic ZnO fims prepared by
anodizing, J. Electroanal. Chem. 442, 1-3.
11-13 Haziran 2008
Fenol ve Fenollü Atıksuların Arıtılması
Handan Ucun, Ergün Yıldız ve Alper Nuhoğlu
Atatürk Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Erzurum
E-mail: [email protected]
Öz Sanayinin geliĢmesi ile özellikle son 30 yılda kimyasal ve toksik madde kullanımında
önemli artıĢ olmuĢtur. Birçok teknoloji dalında hammadde ve ara ürün olarak bu maddelerin
kullanılması sonucu üretilen atıksuların toksik etkileri çevreyi ciddi Ģekilde tehdit etmektedir.
Evsel atıksularda ve bazı endüstriyel atıksularda mevcut çoğu organik bileĢikler doğal orijinlidir
ve aerobik veya anaerobik proseslerdeki yaygın bakterilerle indirgenebilirler. Ancak, Ģimdilerde
genel olarak xenobiyotik bileĢikler terimi kullanılan 70000 üzerinde sentetik organik kimyasal
vardır. Ne yazık ki; bu organik bileĢiklerin bazıları çevre ve insan sağlığı açısından potansiyel
toksisiteye sahip olmaları ve biyolojik indirgenmeye karĢı gösterdikleri direnç yüzünden atıksu
arıtımındaki yegane problem durumundadır. Fenol çok yönlü endüstriyel organik
kimyasallardan biridir. Evsel ve endüstriyel alanda kullanılan birçok ürünün baĢlangıç
noktasıdır. Fenoller protoplazmik zehir olduklarından tüm canlı hücre türlerine zarar verirler.
Fenol ve homologlarının hayvansal dokular üzerinde yakıcı etkileri vardır. Fenoller oldukça
toksik olmaları ve çevrede birikme ihtimallerinden dolayı EPA‘nın (Environmental Protection
Agency) birincil kirletici olarak listelediği kirleticilerdendir. Yüksek fenol kirliliği içeren
atıksulardan fenolü gidermek için çeĢitli ayırma iĢlemleri vardır ve çoğu zaman bu metotların
uygulanması birbiri içine girmektedir. Bu araĢtırmada, toksik bir bileĢik olan fenolün literatürde
yer alan arıtım yöntemlerinin ortaya konulması sağlanmıĢtır.
Anahtar Kelimeler atıksu; biyolojik arıtım; fenol; kimyasal arıtım; toksisite
1. Giriş
Literatürde basitçe fenol olarak tarif edilmesine rağmen, fenol deyimi polifenoller, klorofenoller
ve fenoksitler ile çeĢitli biçimlerde birbirine benzeyen kimyasal bileĢikleri kapsamaktadır.
Fenol, bu grubun ana bileĢiği olan monohidroksibenzen‘e (C6H5OH) verilen spesifik bir isimdir
ve aynı türden bileĢiklerin toplam konsantrasyonu olarak ifade edilmektedir. Fenoller oldukça
toksik olmaları ve çevrede birikme ihtimallerinden dolayı EPA‘nın (Environmental Protection
Agency) birincil kirletici olarak listelediği kirleticilerdendir. Günümüzde çeĢitli endüstriyel
atıksularda mevcuttur. Ham petrol ve petrokimya, kömür koklaĢtırma ve fenol üretim
endüstrisinden deĢarj edilen yaygın bir kirleticidir. Fenollerin endüstride kullanım alanı çok
geniĢ olduğundan çıkıĢ sularında fenol içeren diğer kaynaklar, ilaç ve kozmetik sanayi, plastik
ve sentetik reçine, kereste üretimi, boya, kağıt hamuru ve kağıt endüstrileri, tekstil ve zeytinyağı
endüstrisi gibi endüstrilerden de deĢarj edilmektedir.
2. Fenol Giderme Yöntemleri
Yüksek fenol kirliliği içeren atıksulardan fenolü gidermek için çeĢitli ayırma iĢlemleri vardır ve
çoğu zaman bu metotların uygulanması birbiri içine girmektedir. Hem fizikokimyasal hem de
biyolojik arıtım yöntemleri endüstriyel ölçekli tesislerde baĢarıyla uygulanmakta ve oldukça iyi
440
H. Ucun, E. Yıldız, A. Nuhoğlu
arıtım verimlerinin elde edildiği bildirilmektedir. Fenollü atıksular için genellikle, biri yıkmayok etme prosesi prensibine, diğeri geri kazanım veya rejenerasyona dayanan iki tip arıtım
prosesi uygulanmaktadır. Fenolün giderimi için önerilen bazı metotlar;

Ekstraksiyon,

Adsorbsiyon,

Membran ayırma,

Biyolojik indirgeme,

Ozonlama,

Termal bozunma
olarak sıralanabilir (Xu et al. 2006).
2.1. Fizikokimyasal Yöntemler
Kömür gazlaĢtırma prosesi çıkıĢ suları yüksek konsantrasyonlarda fenol içermektedir. 3000
mg/L‘den fazla fenol konsantrasyonları olan çıkıĢ suları mikroorganizmalar için öldürücüdür.
Bu da klasik biyolojik yöntemlerle arıtımı imkansızlaĢtırmaktadır. Böyle durumlarda, kömür
gazlaĢtırma atıksularındaki gibi yüksek fenol içeriği olan atıksular ön arıtıma tabi tutulurlar.
Bazen de yüksek fenol çıkıĢı olan bu proseslerden fenolün hammadde olarak geri kazanılması
cazip hale gelmektedir. Ancak geri kazanım oldukça pahalı bir yöntem olmakla birlikte bu
amaçla en etkili ve en çok kullanılan metot, çözücü extraksiyonudur. Geri kazanım için
performans ve ekonomik açıdan değerli olabilecek değiĢik çözücü ekstraktların denendiği pek
çok çalıĢma yapılmaktadır(Li et al. 2004; Ferreira et al. 2005; Xu et al. 2006; Yang et al. 2006).
Fenollerin geri kazanımı yerine arıtımı için kullanılan arıtım teknolojileri incelendiğinde,
fenollü atıksuların genellikle biyodegredasyon, termal bozunma ve adsorpsiyonla arıtıldığı
görülmektedir. Fenol konsantrasyonu düĢük olduğu zaman, kimyasal ve elektrokimyasal
oksidasyon prosesleri de kullanılmaktadır. Termal bozunma 15 000 mg/L kadar yüksek fenol
konsantrasyonuna sahip atıksuların arıtımı için kullanılabilir. Fakat yüksek enerji ihtiyacı
yüzünden sadece küçük ölçekte kullanılmaktadır. Bu yüzden termal arıtım fenol
indirgenmesinde ekonomik olarak etkili bir metot değildir. Adsorbsiyon seyreltik fenollü
atıksuların arıtımı için etkili bir metottur. Ancak aktif karbon veya kömür külü ve diğer
sorbentlerin nispeten yüksek maliyetleri nedeniyle yüksek fenol içerikli atıksuların arıtımında
kullanılmamaktadır ((Yener ve Aksu 1999; Gonzalez-Munoz et al. 2003; Li et al. 2004).
Yener ve Aksu (1999), aktif karbon ve kurutulmuĢ aktif çamur üzerine fenol ve fenol türlerinin
adsorpsiyonunda, 500 mg/L fenol konsantrasyonu için sırasıyla %25 ve %21 verim elde
edebilmiĢlerdir. 25 mg/L fenol için dahi en yüksek verimi %76 olarak belirlemiĢlerdir.
Özbelge et al. (2002), kauçuk ve tekstil endüstrisi atıksularından fenolik bileĢiklerin
gideriminde, fiziko-kimyasal yöntemler ile fenolün koagülasyonu için farklı tipte koagülantlar
kullanarak, en yüksek 765 mg/L fenolik bileĢik içeren besleme atıksuyunu %95 verimle
uzaklaĢtırmıĢlardır.
Sıvı membranla ayırma, katı membranlı ekstraksiyon, elektrokimyasal oksidasyon ve ozonlama
gibi değiĢik iĢlemler kullanılmasına rağmen fenolün arıtımı için en çok kullanılan yöntem
biyolojik arıtımdır.
Fenol ve Fenollü Atıksuların Arıtılması
441
2.2. Biyolojik Yöntemler
Fenolün biyolojik arıtımı için aktif çamur yöntemi, uzun havalandırmalı aktif çamur sistemleri
ve doğal sulama yatakları gibi farklı yöntemlerin kullanılmasıyla birlikte fenolün toksik
etkisinden dolayı son zamanlarda en çok kullanılan reaktör tipleri ardıĢık kesikli reaktörler ve
biyofiltrelerdir. Ancak genel olarak karıĢtırmalı tank reaktörlerin kullanımı daha yaygındır. Bu
reaktörlerin avantajı, iĢletim ve hidrolik kalıĢ süresini ayarlamanın basit olmasıdır. Ancak diğer
taraftan Ģok yüklemelere ve yıkanmaya hassastır ve kararsızlığının düzelmesi uzun zaman
almaktadır. Biyolojik arıtma tesislerine eğilimin artması ile birlikte yüksek verimli
teknolojilerde hızla geliĢmektedir. Fenol giderim oranı yük artmasıyla hızla düĢmektedir. Ancak
yükleme ayarlandığında aktif çamur tesislerinde fenolü tam olarak arıtmak mümkündür.
Ruiz-Ordaz et al. (2001), yüksek oranda fenol içeren atıksuların arıtımını bir maya türü olan C.
tropicalis ile aerobik Ģartlar altında gerçekleĢtirmiĢlerdir. Maya yetiĢtirmek için çok kademeli
bir gaz-sıvı kontaktör kullanılmıĢ olup çalıĢmada fenol giderim veriminin %98'den fazla
olduğunu belirtmiĢlerdir.
Swapna et al. (2002), denitrifikasyon yapan bakteri kültürleri ile fenolün ve diğer fenolik
bileĢenlerin anoksik ortamda giderimini incelemiĢlerdir. Bu Ģartlar altında fenolün (>600mg/l)
yüksek konsantrasyonlarının gideriminin baĢarıldığını ortaya koymuĢlardır. Tanımlanan kültür 3
yıldan daha fazla uygun fenol giderme yeteneğiyle kalabilmektedir. Bu nedenle fenol içeren
endüstriyel atık suların anoksik arıtım uygulamaları için uygun olduğunu ortaya koymuĢlardır.
Sarfaraz et al. (2004), granuler anoksik çamur kullanarak yüksek fenol konsantrasyonunun
arıtımını araĢtırmıĢlardır. Klasik sürekli beslemeli reaktörlerden daha avantajlı olan ardıĢık
kesikli reaktörü tercih ettikleri çalıĢmalarında, 6,4 kg KOĠ/m3gün‘lük yük altında 1050 mg/L
fenol içeriğinin 6 saatlik döngü periyoduyla fenolün %80‘ini uzaklaĢtırmıĢlardır.
Atıksuda bulunan diğer kirleticilere bağlı olarak anaerobik-aerobik hatta anaerobik-anoksik ve
aerobik fenol arıtımı ardıĢık Ģekilde yürütülmektedir (Yamagishi et al. 2001; Chakraborty and
Veeramani 2005).
Quan et al. (2004) taĢıyıcı olarak içsel loop tüpüne yerleĢik bal-kovanına benzer bir seramik
kolonla air lift biyoreaktör geliĢtirmiĢler ve onun mikroorganizma immobilizasyon kapasitesini
ve sürekli iĢletim Ģartları altında fenol ve 2,4-DCP birlikte giderimini araĢtırmıĢlardır. Sonuçlara
göre saf kültürün taĢıyıcıya kolayca immobilize olduğu açıklanmıĢtır.
Gonzalez et al. (2001) süspanse ve akıĢkan yatak iki ayrı reaktörde yaptıkları araĢtırmada,
akıĢkan yatak içerisinde kalsiyum aljinat bilyeleri içerisine tutuklanmıĢ mikroorganizmalardan
yararlanmıĢlar ve süspanse olan karıĢtırmalı reaktöre göre daha iyi verimler elde etmiĢlerdir.
Her iki tür reaktörde de 1000 mg/L giriĢ fenol değeri ile denemeler yapılmıĢtır.
Günümüzde membran teknolojisi yardımıyla biyoreaktör içerisindeki biyokütle miktarında,
klasik askıda arıtım sistemleri yanında 4-5 kata varan artıĢlar sağlanmakta, eĢ zamanlı enzim
bağlı membran biyoreaktörler de kullanılmaktadır (Erhan et al. 2002).
3. Sonuçlar
Adsorpsiyon ve çözücü extraksiyonu kirleticinin bir fazdan diğer faza transfer edildiği, kimyasal
oksidasyon ise genellikle dönüĢümün yetersiz olduğu yöntemlerdir. Fenolik bileĢikleri arıtmak
için biyolojik metotlar, fenolün tam mineralizasyonunun gerçekleĢtiği ve çevresel açıdan kabul
edilir son ürünlerin oluĢtuğu, nispeten düĢük maliyetleri ile tercih edilmektedirler. Genellikle
aerobik biyolojik metotlar kullanılmaktadır. Bu sistemlerin yüksek enerji ihtiyacı ve çamur
442
miktarları anaerobik biyolojik yöntemlerin kullanılmasını doğursa da, aerobik
mikroorganizmalar toksik bileĢikleri indirgemekte anaerobik mikroorganizmalardan daha etkili
oldukları, anaerobik mikroorganizmalardan daha hızlı çoğalıp, organik bileĢikleri inorganik
bileĢiklere (CO2, H2O) dönüĢtürdükleri için daha çok tercih edilmektedirler.
Kaynaklar
Xu, J.Q., Duan, W.H., Zhou, X.Z. and Zhou J.Z. (2006). Extraction of phenol in wastewater with annular centrifugal
contactors. Journal of Hazardous Materials B131, 98–102.
Li., Z., Wu, M., Jiao, Z., Bao, B. and Lu, S. (2004). Extraction of phenol from wastewater by N-octanoylpyrrolidine.
Journal of Hazardous Materials B114, 111–114.
Gonzalez, G., Herrera, M.G., Garcia, M.T., Pena, M.M. (2001). Biodegradation of phenol in a continuous process:
comparative study of stirred tank and Quidized-bed bioreactors. Bioresource Technology 76, 245-251.
Gonzalez-Munoz, M.J., Luque, S., Alvarez, J.R. and Coca, J. (2003). Recovery of phenol from aqueous solutions
using hollow fibre contactors. Journal of Membrane Science 213, 181–193.
Erhan, E., Keskinler, B., Akay, G. and Algur, O. F. (2002). Removal of phenol from water by membraneimmobilized enzymes: Part I Dead-end filtration. J. Membrane Sci., ???.
Quan, X., Shi, H., Zhang, Y., Wang, J. and Qian, Y. (2004). Biodegradation of 2,4-dichlorophenol and phenol in an
airlift inner-loop bioreactor immobilized with Achromobacter sp. Separation and Purification Technology 34,
97–103.
Chakraborty, S. and Veeramani, H. (2005). Response of pulse phenol injection on an anaerobic–anoxic–aerobic
system. Bioresource Technology, 96, 761–767.
Yamagishi, T., Leite, J., Ueda, S., Yamaguchi, F. and Suwa, Y. (2001). Simultaneous removal of phenol and
ammonia by an activated sludge process with cross-flow filtration. Water Res., 35 (13), 3089-3096.
Sarfaraz, S., Thomas, S., Tewari, U.K. and Iyengar, L. (2004). Anoxic treatment of phenolic wastewater in
sequencing batch reactor. Water Research 38, 965–971.
Swapna, T., Sami, S., Mishra, L.C. and Leela, I. (2002). Degradation of phenol and phenolic compounds by a defined
denitrifying bacterial culture. World Journal of Microbiology and Biotechnology 18 (1), 57-63.
Ruiz-Ordaz, N., Ruiz-Laqunez J., Castanon-Gonzalez J., Hernandez-Manzano E., Cristiani-Urbina E. and GalindezMayer J. (2001). Phenol biodegradation using a repeated batch cultures of Candida tropicalls in a multistage
buble column. Revista Latinoamericana de Microbiologia, 43, 19-25.
Özbelge, T.A., Özbelge, Ö.H. and BaĢkaya, S.Z. (2002). Removal of phenolic compounds from rubber–textile
wastewaters by physico-chemical methods. Chemical Engineering and Processing 41, 719–730.
Yener, J. ve Aksu, Z. (1999). Atıksulardaki fenol ve klorofenollerin aktif karbon ve kurutulmuĢ aktif çamura
adsorpsiyonu. Tr. J. of Engineering and Environmental Science 23, 93-104.
Ferreira, F.C., Peeva, L., Boam, A., Zhang, S. and Livingston, A. (2005). Pilot scale application of the Membrane
Aromatic Recovery System (MARS) for recovery of phenol from resin production condensates. Journal of
Membrane Science 257, 120–133.
Yang, C., Qian, Y., Zhang, L. and Feng, J. (2006). Solvent extraction process development and on-site trial-plant for
phenol removal from industrial coal-gasification wastewater. Chemical Engineering Journal 117, 179–185.
11-13 Haziran 2008
Teknolojinin Getirdiği Yeni bir Sorun: Elektronik Atıklar (EAtık)
Zeynep EREN
Atatürk Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi Çevre Mühendisliği Bölümü, 25240 Erzurum
Öz E-Atık (elektronik atık) elektronik eĢyaların kullanıcısı tarafından kullanım süresini
tamamlamasıyla ortaya çıkartılan atıktır. E-atıkların (TV, bilgisayar, yazıcı, telefon, fax,
fotokopi makineleri, ekranlar, kablolar, MP3, tıbbi cihazlar, beyaz eĢyalar vs) içerdiği tehlikeli
maddeler ise: kurĢun, civa, kadmiyum, krom, altı değerlikli krom, fosfor, baryum, berilyum,
bromlu alev geciktiriciler, klorlu solventler, PVC, plastik malzemeler ve gazdır. Ġçerdikleri bu
tehlikeli maddeler nedeniyle e-atıklar yakıldıklarında veya geri kazanım için parçalandıklarında
çevresel açıdan tehdit oluĢturmaktadırlar. Günümüz teknoloji dünyasında popülerliğini en hızlı
yitiren elektronik eĢyalar cep telefonlarıdır. Özellikle kiĢisel bilgisayarlar e-atık pazarının büyük
bir kısmını oluĢturmaktadır. Bu e-atıkların çoğu artık çöp yığınları içine atılmakta veya geliĢmiĢ
ülkelerden çevre duyarlığı az yada olmayan ülkelere gönderilmektedir. GeliĢmiĢ ve geliĢmekte
olan ülkelerde e-atık sorunu çok önemli boyutlara ulaĢmaktadır. E-atıklar hem içerdikleri
tehlikeli maddelerden dolayı hem de geri dönüĢtürülebilen değerli maddelerden dolayı önem
kazanmaktadırlar. Bu nedenle bu atıklar çöplerden ayrı olarak toplanmalıdır. AB büyüyen e-atık
sorununa çözüm bulmak için WEEE (Waste of Electronic and Electrical Equipment) ve RoHS
(Restriction of the Use of Certain Hazardous Substances) direktiflerini yürürlüğe koymuĢtur.
Ülkemizde ise e-atıklar henüz tehlikeli atık kapsamında değerlendirilmektedir.
Anahtar Kelimler E-atık, elektronik atık, e-atık yönetimi, WEEE ve RoHS Direktifleri
1. Giriş
E-atık, elektronik cihazların eskimesi, bozulması ve tamir edilemez hale gelmesiyle meydana
gelen atıklardır. Bir atık olarak adlandırılmasının aksine, elektronik cihazlar içerdikleri değerli
materyallerden dolayı ikinci derece bir kaynak olarak düĢünülebilir. E-atıklar düzenli bir Ģekilde
bertaraf edilebilirse değerli materyalleri geri kazanma bakımından önemlidirler ancak düzenli
olarak bertaraf edilmezlerse toksinlerin ve kanserojen maddelerin kaynağıdırlar. Teknolojinin
hızla geliĢmesi, maliyetlerin azalması ve elektrikli ve elektronik ekipmanların ilerleyen
teknoloji karĢısında çok çabuk değer kaybetmeleri, bu problemin dünya çapında hızla
büyümesine neden olmuĢtur. Kontrolsüz yakmalar, parçalamalar çevre ve sağlık problemleri
oluĢturmaktadır. Elektronik sektöründeki üretim artıĢı elektronik atık pazarının büyümesini
doğal olarak hızlandırmaktadır ve üretim hacmi ile e-atık hacmi arasında paralellik olmaktadır.
Dünyada e-atık sorunu birkaç yıl önce geliĢmiĢ ülkelerin, eski/hurda/kullanılmıĢ kiĢisel
bilgisayarları fakir devletlere göndermeye baĢlamasıyla, tartıĢılmaya baĢlanmıĢtır. GeliĢmiĢ
ülkelerin birçok elektronik atığı Çin gibi ülkelerde son bulmaktadır. Bu ülkeler bu e-atıklardan
çok ilkel geri kazanım yöntemleriyle bakır, alüminyum ve altını geri kazanırken, kurĢun ve
diğer zehirli atıkların toprak ve suya karıĢmasına yol açmakta ve halk sağlığı bu Ģekilde tehdit
edilmektedir (Geri DönüĢüm, 2007). Örneğin: bir TV katot ıĢın tüpü (CRT) 2-4 kg kurĢun,
444
Z. Eren
büyük TV ekranı ondan daha fazla kurĢun içermektedir (Kaya, 2005). Bir bilgisayar ortalama 4
gram altın ve diğer değerli metalleri içermektedir ve bu nedenle elektronik atıklarda geri
kazanım büyük önem kazanmaktadır (Hilty, 2005).
2. Dünya’da ve Türkiye’de E-Atık Durumu
IBM‘in tahminlerine göre önümüzdeki 10 yılda dünyadaki bir milyar insan bir trilyon iletiĢim
aracı kullanıyor olacak (Hilty, 2005). Dünyada 2 milyar cep telefon kullanıcısı var kaba bir
hesapla 2 milyar cep telefonunun üretilip kullanıldığını gösterir. 2003 yılında dünya elektronik
eĢya üretimi 1,324 milyon dolar tutarındadır. ABD 286 milyon dolarlık üretim ile dünya
birincisi iken Japonya 170 milyon dolar ile ikinci ve Çin 147 milyon dolarla üçüncüdür.
Amerikan Çevre Koruma Örgütü‘ne göre dünyada en fazla e-atık üreten ülke ABD‘dir.
ABD‘de 2000 yılında 4,6 milyon ton e-atık gömülmüĢtür. Sadece 2003 yılında, Amerika‘da 63
milyon kiĢisel bilgisayar çöp sahalarına gönderilmiĢtir. Bu rakam her yıl katlanarak artmaktadır.
ABD‘de 1997 ile 2004 yılları arasında kullanılmaz hale gelen 315 milyon bilgisayar ve
monitörde toplam 545,000 ton kurĢun bulunmaktadır. Toprak dolgusundaki Pb, Cd, Hg, gibi
ağır metallerin %40‘dan fazlası e-atıklardan ileri gelmektedir. Japonya‘da sadece 2002 yılında
20 milyon adet beyaz eĢyanın çöpe atıldığı tahmin edilmekte ve aynı dönemde 450,000 adet
evde kullanılan bilgisayarın çöpe atıldığı belirtilmektedir. Bu 9,000 ton e-atık demektedir.
Nokia 2001 yılında dünyada satılan 380 milyon telefonunun yaklaĢık 40,000 - 50,000 ton atığa
tekabül ettiğini ve her yıl tahmini 150 milyon ton elektronik atık oluĢtuğunu açıklamıĢtır.
Türkiye‘de DPT verilerine göre 2000 yılında yaklaĢık 30 milyon TV ve 2003 yılında 26
milyondan fazla mobil telefon bulunmaktaydı. Türkiye‘de 2001 yılında 8 milyondan fazla renkli
TV üretimi yapılmıĢtır. Türk Telekomünikasyon Kurumu Eylül ayı kayıtlarına göre Türkiye‘de
40.4 milyon cep telefon abonesi bulunmaktadır. Türkiye‘de 2001 yılında 8 milyondan fazla
renkli TV üretimi yapılmıĢtır. Ayrıca ülkemizde 2005 yılında toplam bilgisayar satıĢlarının 1
milyon 427 bin adet olduğu belirtilmiĢtir. Bilgisayar satıĢları 2007 yılında 3 milyon adete
ulaĢmıĢtır ve 1.8 milyon bilgisayar potansiyel e-atık olarak çevremizde dolaĢmaktadır.
Bussiness Communications Company Inc.‘in 2005-Haziran tarihli Elektronik Atık Kazanma ĠĢi
Raporuna göre dünya genelinde elektronik atık pazarı ortalama yıllık büyüme hızı 2004 yılında
7.2 milyar dolardan 2009‘da 11 milyar dolara %8.8 hızla artacaktır. 2004-2009 yılları arasında
küresel E-Atık pazarında geri dönüĢen metallerin satıĢı 2004‘te 4236 milyon $‘dan yıllık %8.1
artıĢla 2009‘da 6245$‘a artacaktır. Geri dönüĢtürülen plastik pazarı 2004‘te 2552 milyon $‘dan
yıllık %10.2 artıĢla 4157 milyon $‘a artacaktır. Geri dönüĢtürülen cam/silika 2004‘te 41 milyon
$‘dan yıllık %7.5 artıĢla 59 milyon $‘a çıkacaktır (Kaya, 2005 ve Eren, 2006).
3. E-Atıkların Bertarafı
1990‘lı yıllarda Avrupa ülkeleri bu elektronik atıkların çöp döküm sahalarına atılmasını
yasakladı. Dünya‘da ilk kez ABD‘nin Kaliforniya eyaleti, elektronik cihaz üreten Ģirketleri
kendi ürünlerini geri dönüĢtürmeden sorumlu tutmayı amaçlamıĢtır. Bu amaçla satılan her
bilgisayar ve TV‘den 10-35 $ lık bir atık bertaraf maliyeti vergi olarak alınmaya baĢlanmıĢtır.
Bu geri dönüĢüm paraları devletin tehlikeli elektronik atıkları emniyetli bir Ģekilde yok etme
programının finansmanında kullanılacaktır. Dünyada ilk elektronik atık geri dönüĢüm
uygulaması 1991 yılında Ġsviçre‘de buzdolaplarının toplanmasıyla baĢlamıĢtır. 2005 yılına
gelindiğinde ise bu uygulama kanunlaĢtırılıp, elektronik atıkların ya satıĢ noktalarından yada
bedava toplama noktalarından alınabilmesini mümkün hale getirmiĢtir (Wikipedia, 2008).
Teknolojinin Getirdiği Yeni bir Sorun: Elektronik Atıklar (E-Atık)
445
Dünyanın en büyük elektronik atık çöplüğü Çin‘in güneyindeki Guiyu kentidir. Sanayi
ülkelerinden yasadıĢı yollarla ülkeye sokulan atıklar insan sağlığını tehdit etmektedir. Atıkların
iĢçiler için bir geçim kaynağı olması hükümetin bu atıklarla mücadelesini zorlaĢtırmaktadır.
Kent halkı küçük atölyelerinde bu elektronik atıkların üzerindeki bakır ve altın gibi değerli
madenleri ayrıĢtırarak geçinmektedir. Guiyu'da yaĢayanların yüzde 88'inin cilt kanseri, sinir,
solunum ve sindirim sistemi gibi rahatsızlıklara sahip olduğu belirtilmektedir (Cnn Türk, 2007).
Çin‘de elektronik atıkların açıkta yakılmasından dolayı kirletilmiĢ bir nehirde balıklar üzerinde
yapılmıĢ bir çalıĢmada elektronik atıkların sebep olduğu BPDE (polibromürlü difenil eter)
bileĢiklerinin balıklarda diğer bölgelerden 1000 kat daha fazla olduğu görülmüĢtür (Luo ve diğ.,
2007). Elektronik atık sorununu azaltmak için uygulanan en önemli yöntemlerden biri
elektronik cihazların kaynağında azaltılmasıdır. Örneğin 1900 yılında üretilen cep telefonlar 350
gram ağırlığa sahip iken 2005 yılında bir cep telefonunun ağırlığı 80 grama kadar düĢmüĢtür.
Bu da elektronik atıkların azaltılması anlamına gelmektedir. (Hilty, 2005)
4. E-Atıkların İçerdiği Tehlikeli Maddeler ve İnsan Sağlığına Zararları
AB‘nin 2003 yılında yayınladığı WEEE 2002/96/EC (Atık Elektrikli ve Elektronik Ekipmanlar
Yönergesi) direktifine göre elektronik atıkların kapsamı aĢağıdaki gibidir:

Büyük elektrikli ev aletleri (fırın, buzdolabı vb.)

Küçük elektrikli ev aletleri (tost makinesi, hava temizleyiciler vb.)

ĠĢyerlerinde ve iletiĢim amaçlı kullanılan ev aletleri (bilgisayarlar, yazıcılar, telefon,
fax vb.)

Eğlence amaçlı kullanılan elektronik aletler (TV, CD çalar vb.)

IĢıklandırma ekipmanları (florasan tüpler)

Delme makineleri (matkap), elektrikli çim biçme makineleri

Spor ekipmanları (elektronik oyuncaklar, antrenman aletleri vb.)

Medikal cihazlar

Gözetleme ekipmanları

Otomatik sayı sistemleri (bilet makineleri vb…) (Wikipedia, 2008).
Bu e-atıkların içerdiği tehlikeli maddeler ve insan sağlığı üzerine olumsuz etkileri ise Ģöyledir:
Kurşun (Pb): Pb‘nin sağlık üzerine olumsuz etkileri iyi bilinmektedir Merkezi sinir sistemini
(bilhassa çocuklarda), böbrekler ve üreme sistemlerini bozmakta, çocuklarda beyin hasarına
neden olmaktadır. Yoğun miktarda kurĢun alan bünyelerde reaksiyon süresinin uzaması
durumunda, parmaklarda, el ve ayak bileklerinde zayıflık, hafıza kaybı ve kan hastalıkları gibi
sorunlar görülmektedir.
Cıva (Hg): DüĢük dozlarda bile zehirlidir. Beyin ve böbreklere zarar verir. Anne sütüyle
çocuklara geçer. Sinir sistemi civanın tüm formlarına karĢı çok duyarlıdır. Yüksek miktarlarda
maruziyet beyinde, böbreklerde ve fetus geliĢiminde kalıcı zararlara neden olabilir. Beyin
fonksiyonlarına yapacağı etkiyle irritabilite, ürkeklik, titreme, görme ve duyma kusurları ve
bellekte zayıflama ortaya çıkabilir. Kısa süreli ve yüksek düzeyde maruziyet durumunda akciğer
hasarı, bulantı, kusma, ishal, tansiyon yüksekliği, deri döküntüleri ve gözde irritasyon meydana
gelebilir. Yeni doğan ve fetusta, civa, beyin geliĢiminde gerilik, zeka geriliği, körlük ve
446
Z. Eren
konuĢamamaya neden olabilir. Çocukta sinir ve sindirim sistemleriyle böbrekler etkilenir.
Kanserojenler arasında sınıflandırılmaktadır. Bir çay kaĢığının 70‘te biri civa bile 80,000 m2 ‗lik
bir göldeki suyu kirletip yaĢayan balıkların yenmesini engeller.
Kadminyum (Cd): Havaya karıĢan kadmiyum partikülleri yere ya da sulara düĢmeden önce çok
uzun mesafeler kat edebilir. Vücutta çok uzun süre kalabilir ve düĢük düzeyde maruz kalınsa
bile yıllar içinde birikebilir. Kadmiyum havadan solunarak, kadmiyum bulaĢmıĢ yiyeceklerin
yenmesiyle, kadmiyumla kirlenmiĢ suların içilmesiyle vücuda alınabilir. Yüksek düzeyde
kadmiyumun solunması akciğer hasarına bağlı olarak ölüme neden olabilir. Çok yüksek
düzeyde kadmiyumun yiyeceklerle alınması kusma ve ishale neden olur. Hava, su ya da besinler
yoluyla düĢük düzeyde kadmiyuma uzun süre maruziyet sonucunda kadmiyum böbreklerde
birikir ve böbrek hastalıklarına neden olabilir. Akciğerde hasar ve kemiklerin kırılganlığının
artması diğer etkileridir. Hayvan deneylerinde kadmiyumun tansiyon yükselmesine, kandaki
demir düzeyinin düĢmesine, karaciğer hastalıklarına, sinir sistemi ve beyinde hastalıklara neden
olduğu gösterilmiĢtir.
Bromlu Alev Geciktiriciler (BFR): Normal geliĢme için hormonal fonksiyonları önemli derecede
etkiler. BFR iĢyeri ve ofislerdeki bilgisayarlar üzerindeki tozlarda bulunmaktadır ve ABD ve
Ġsveç‘te anne sütünde çok fazla miktarda rastlanmıĢtır.
Krom: Yüksek miktarlarda solunması burun, akciğer, mide ve bağırsaklara zarar verebilir.
Kroma allerjisi olan kiĢilerde astım krizlerine neden olabilir. Uzun süre yüksek ve orta
düzeylerde maruziyet burun kanaması, yaraları, akciğer hasarı ve kanser dıĢındaki akciğer
hastalıklarında artıĢa neden olabilir. Sindirim yoluyla yüksek düzeylerde alınırsa mide
Ģikayetleri ve ülsere, konvülsiyonlara, böbrek ve karaciğer hastalıklarına, hatta ölüme neden
olabilir. Cilde temas durumunda cilt ülserleri oluĢabilir. Ayrıca ciltte allerjik reaksiyonlara yol
açabilir. Bazı bileĢikleri kanserojendir.
Baryum (Ba): Kısa süre Ba maruziyeti beyin ĢiĢmesine, kas zayıflığına, kalp ve karaciğer
hastalığına neden olabilmektedir.
Altı Değerlikli Krom (Cr+6): DNA hasarı ve astimik bronĢite sebep olabilir.
Berilyum (Be): Son zamanlarda Be kanserojen olarak sınıflanmaktadır.
Plastikler: Bir bilgisayarda ortalama 7 kg civarında PVC‘de içeren plastik bulunur. Belli
sıcaklıkta yandığında dioksin oluĢur. PVC en tehlikeli plastiktir. AraĢtırma sonuçlarına göre,
kanser yapmasının yanında, sinir, bağıĢıklık ve üreme sistemlerine zarar verebilmekte,
doğmamıĢ bebeklerde bozuk oluĢumlara, sakatlıklara sebep olabilmekte, endokrin sistemini
bozabilmekte ve daha bir çok olumsuz etkiye neden olabilmektedir (Kaya, 2005 ve Eren,
2006).
5. Dünya’da ve Türkiye’de E-Atık Mevzuatı
WEEE Direktifi, elektrikli ve elektronik ekipman atıklarının ayrı toplanmasını ve geri
kazanımını zorunlu kılmaktadır. Bu bağlamda, üreticilerin ürünlerinin ömrünü tamamlama
aĢamasından da sorumlu tutulmaları esasından hareketle, söz konusu üreticilerden ürünlerini
geri kazanım, geri dönüĢüm ve parçalanabilirlik olanaklarını değerlendirerek tasarlamaları
beklenmektedir. Direktif, 13 ġubat 2003 tarihinde yürürlüğe girmiĢ olup, üye ülkelerden 13
Ağustos 2004 tarihine kadar Direktife iliĢkin uygulama yasalarını çıkarmaları talep edilmiĢtir.
Söz konusu süreci takiben, 13 Ağustos 2005 tarihi itibariyle piyasada yer alacak ürünlerin, yeni
kurallara bağlı olarak sınıflandırılması ve etiketlenmesi esası getirilmiĢtir. 31 Aralık 2006 tarihi
447
itibariyle ise üye ülkelerden, bu tür atıklar için toplama, yeniden kullanma, geri dönüĢtürme ve
geri kazanım hedeflerini gerçekleĢtirmeleri beklenmektedir.
Öte yandan, WEEE Direktifini tamamlayıcı nitelikte olan RoHS Direktifi ise elektrikli ve
elektronik ekipmanların bazı tehlikeli madde içeriklerinin azaltılmasını temin için
yayınlanmıĢtır. RoHS Direktifine göre elektrikli ve elektronik ekipman atıkları ayrı toplanmıĢ
olsalar dahi içerdikleri tehlikeli maddelerden dolayı risk taĢımaktadırlar. Direktif 13 ġubat 2003
tarihinde yürürlüğe girmiĢ olup, üye ülkelerden 13 Ağustos 2004 tarihine kadar Direktife iliĢkin
uygulama yasalarını çıkarmaları beklenmiĢtir. 1 Temmuz 2006 tarihinden itibaren ise piyasada
yer alacak elektrikli ve elektronik ekipmanlarda kurĢun, civa, kadmiyum, heksavalent krom,
PBBs ile PBDEs maddelerinin diğer maddelerle değiĢtirilmiĢ olması gerekmektedir.
Diğer taraftan, WEEE ve RoHS Direktifleri kapsamında AB‘nin almıĢ olduğu benzer tedbirler,
dünyanın diğer bölgelerinde de kabul edilmeye baĢlanmıĢtır. Bu ülkeler arasında Japonya öncü
konumdadır. ABD ise Ocak 2007 tarihi itibariyle benzer bir uygulamaya geçmeyi hedeflemiĢtir.
Bu direktif ile birlikte üye ülkeler elektrikli ve elektronik atıklar için Ģunları garanti
edeceklerdir:

Son tüketiciler ve dağıtıcılar bu tür atıkları ücretsiz geri verecektir.

Üreticiler ayrı veya kolektif toplama sistemlerini kuracak ve iĢleteceklerdir.

Ġnsan sağlığı ve güvenliği açısından risk taĢıyan kontamine atıkların alımı kabul
edilmeyecektir.
Üye ülkeler elektrikli ve elektronik ekipman atıklarının yetkilendirilmiĢ kuruluĢlara iletilmesini
garanti edecektirler. Üye ülkeler, elektrikli ve elektronik ekipman atıklarının her yıl kiĢi baĢına
en az ortalama 4 kg ayrı toplama oranının gerçekleĢmesini garanti edecektirler.
Ekipman baĢına ekipman bileĢenlerinin, materyallerinin ve maddelerinin yeniden kullanımı ve
geri dönüĢümü her bir aletin ortalama ağırlığı olarak,

lambaların atılımında en az %80,

büyük ev aletlerinin %75,

küçük ev aletlerinin, aydınlatma ekipmanlarının, elektrikli ve elektronik aletlerin,
oyuncakların, eğlence - spor aletlerinin ve izleme - kontrol aygıtlarının %50

bilgi Teknolojileri (IT) - telekomünikasyon ve tüketici ekipmanlarının %65' i oranında
gerçekleĢmelidir.
Elektrikli ve elektronik ekipman kullanıcıları bunlara ait atıkların ayrılmadan belediye
çöplüklerine verilmemesi, ayrı toplanmasının, geri alınmasının sağlanması, tüketicilerin bu
atıkların geri kazanılmasındaki rolleri, bu atıkların çevreye ve sağlığa olan etkileri ve bu tür
ekipmanların paketlerinde bulunan sembolün (çöpe atılmamasını gösterir) anlamı ile ilgili
olarak gerekli bilgilere eriĢebilmelidir. Üreticiler, 13 Ağustos 2005 tarihinden sonra piyasada
yer alacak ürünlerini
ġekil 1‘de gösterilen (çöpe atılmamasını gösterir) sembol ile
iĢaretleyeceklerdir.
448
Z. Eren
Şekil 1. Atığın çöpe atılmayacağını gösteren amblem.
RoHS için standart bir iĢaret belirlenmemiĢ olmakla birlikte, her firma kendisine göre bir
amblem seçmiĢ bulunmaktadır. Bazı firmalar ―kurĢunsuz‖ anlamında üstü çizili Pb sembolünü
kullanırken, bazı firmalar da zararlı maddelerin yalnızca kurĢundan ibaret olmadığını
vurgulamak adına RoHS kelimesini içeren birtakım semboller kullanmaktadır (ġekil 2). (DıĢ
Ticaret MüsteĢarlığı, 2008, Ġstanbul Sanayi Odası, 2007, EU-Environment, 2007).
Şekil 2. Ürünün zararlı madde içermediğini gösteren amblem.
Ülkemizde ise elektronik atıkların yönetimi ile ilgili özel bir yönetmelik bulunmamakla beraber
bu atıklar Tehlikeli Atıklar Yönetmeliği (14 Mart 2005 Tarih ve 25755 sayılı) kapsamında
değerlendirilmektedir. Çevre ve Orman Bakanlığının 2006 yılında hazırladığı AB Entegre Çevre
Uyum Stratejisi (UÇES) (2007 - 2023) raporunda AB‘nin Direktiflerine karĢılık gelecek yasal
düzenlemelere ihtiyaç duyulduğu belirtilmiĢtir. Bu raporda RoHS ve WEEE yönetmeliğinin
mevzuata uyumlaĢtırma ve uygulanma tarihleri 2007 ve 2008 olarak belirlenmiĢtir (Çevre
Bakanlığı, 2008).
Ülkemizde e-atıklarla ilgili geri dönüĢüm çalıĢması sadece Ġzmit'te bulunan Exitcom firması
tarafından yapılmaktadır. Ġstanbul'da elektronik atıkların geri dönüĢümü için (Türkiye Çevre
Koruma ve YeĢillendirme Kurumu) TÜRÇEK, Greenpeace ve Doğa Elektronik iĢbirliği ile bir
toplama noktası oluĢturulmuĢtur. Kadıköy'deki bu merkezde toplanan e-atıklar Kocaeli‘nde
bulunan Exitcom (Doğa Entegre Geri DönüĢüm Endüstrisi) firmasına gönderilmektedir. Tesiste
e-atıkların toplanması, depolanması, taĢınması, güvenliği, değerlendirilmesi, geri
dönüĢümü, imhası ve raporlanması iĢlemleri yapılmaktadır (Exitcom, 2007).
6. Sonuç
Küresel anlamda bilgi çağına giren toplumların oluĢturdukları e-atıklar çok hızla artmaktadır.
Belediye atıkları içinde en hızlı büyüme e-atıklarda olmaktadır. GeliĢmiĢ ülkelerde e-atıklar katı
atığın %1‘ini oluĢtururken bunun 2010‘da %2‘ye çıkacağı tahmin edilmektedir. Dünyada ve
Türkiye‘de elektronik eĢya sektörü büyürken, e-atıkların çöp içindeki oranı hızla artmaktadır.
GeliĢmekte olan ülkelerde ise e-atıklar katı atıkların %0.01-%1 arasında değiĢmektedir. Ancak
Çin ve diğer geliĢmekte olan ülkelerde e-atık miktarı gelecek beĢ yılda üç katına çıkma
449
potansiyeli vardır. Örneğin e-atıklar Amerika‘da çöplerin %2‘sini oluĢturmasına karĢılık toplam
tehlikeli atıkların %70‘ine karĢılık gelmektedir.
Elektronik atıklar, tehlikeli-toksik maddeler ve ayrıca metal, cam, plastik gibi yeniden
kullanılabilen diğer malzemeleri içerdiği için önemlidirler.
Bu nedenle e-atıklar hem insan, çevre ve doğayı tehdit eden bir tehlike, hem de yeni iĢ imkanı
sağlayacak ve yüksek getiri potansiyeli olan bir sektör olarak görülebilir. E-atıkların insan,
çevre ve doğayı riske sokmadan bertarafı konusunda yeni teknolojilerin geliĢtirilmesi ve
yatırımların yapılması gerekmektedir.
Kaynaklar
CNN Türk, http://www.cnnturk.com/VIDEO/index.asp?pn=9&vid=188, GiriĢ Tarihi 09.11.2007.
Çevre ve Orman Bakanlığı, www.cevreorman.gov.tr/belgeler4/uces_tr.pdf, GiriĢ Tarihi 21.01.2008.
DıĢ Ticaret MüsteĢarlığı, www.dtm.gov.tr/dtmadmin/upload/AB/SanayiSektorDb/wee_rohs.doc, GiriĢ Tarihi
23.01.2008.
Eren, A. (2006). Elektronik Atık Tehlikeli ve Değerlidir. Buğday, Ekolojik YaĢam Dergisi 35 (www.bugday.org)
GiriĢ Tarihi 18.01.2008.
European Commission
05.10.2007.
Environment,
http://ec.europa.eu/environment/waste/weee/legis_en.htm,
GiriĢ
Tarihi
Exitcom-Doğa Entegre Geri dönüĢüm Endüstrisi, http://www.dogaentegre.com/, GiriĢ Tarihi 07.10.2007.
Geri DönüĢüm, http://www.geridonusum.org/genel/dunyanin-e-atik-coplugu-guiyu-cin.html, GiriĢ Tarihi 07.10.2007.
Hilty, L. (2005). Electronic waste—an emerging risk? Environmental Impact Assessment Review 25, 431– 435.
Ġstanbul Sanayi Odası, http://www.iso.org.tr/tr/Web/StatikSayfalar/Cevre_toplanti_sunumlari2.aspx, GiriĢ Tarihi
23.01.2008.
Ġstanbul Sanayi
15.12.2007.
Odası,
http://www.iso.org.tr/tr/Web/StatikSayfalar/Cevre_bilgi_elektrikli.aspx,
GiriĢ
Tarihi
Kaya, M. (2005). Küresel Elektronik Atık (E-Atık) Pazarı 2009‘da 11 Milyar Doları Geçecek ((E-Atıklar Hem
Önemli Sorun, Hem de Fırsat). Ekolojik YaĢam Portalı (www.ekoses.com) GiriĢ Tarihi 20.01.2008.
Luo, Q., Cai, Z.W., Wong, M.H. (2007). ―Polybrominated diphenyl ethers in fish and sediment from river polluted by
electronic waste‖ Science of the Total Environment , 383, 115–127.
Wikipedia, The Free Encyclopedia, http://en.wikipedia.org/wiki/Electronic_waste, GiriĢ Tarihi 23.01.2008.
11-13 Haziran 2008
Mermer Kesme ve İşleme Endüstrisinden Ortaya Çıkan
Atıksuların Arıtımı ve Yeniden Kullanımı
Fehiman Çiner
Pamukkale Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Kınıklı 20070,
Denizli.
Öz Atıksuyun yeniden kullanımı hemen hemen tüm endüstri alanlarında mevcuttur. Endüstriyel
alanlarda arıtılmıĢ atıksuyun yeniden kullanımındaki baĢlıca amaç; su deĢarjını minimuma
indirmektir. Temiz su yerine arıtılmıĢ atıksuların kullanımı sadece su kaynaklarını korumakla
kalmaz aynı zamanda tesisin su maliyetinin de azalmasını sağlar. Bu çalıĢmada, mermer kesme
ve iĢleme tesislerinden çıkan atıksudaki yüksek askıda katı madde (AKM) içeriği ile karakterize
edilen atıksuların koagülasyon yöntemiyle çok daha kısa sürede ve etkili bir Ģekilde çöktürülmesi
ve düĢük AKM içeren arıtılmıĢ atıksuyun geri kazanılma olanakları araĢtırılmıĢtır. Tesisten
alınan atıksu numunesinde oda sıcaklığında pH 8.7; AKM konsantrasyonu 9,32 g/L; Absorbans
(550 nm‘de) 2,510 olarak bulunmuĢtur. Koagülasyon deneylerinde, 25-150 mg/L konsantrasyon
aralığında Alum ve AlCl3 koagülant maddeleri kullanılmıĢtır. Optimum koagülant dozu Alum
için 125 mg/L ve AlCl3 için 150 mg/L olarak bulunmuĢtur. Alum için; % 99.9 AKM giderimi, %
98.4 absorbans giderimi AlCl3 için; % 99.8 AKM giderimi, % 97.9 absorbans giderimi elde
edilmiĢtir. Optimum giderim verimini sağlayan koagülant alumdur.
Anahtar Kelimeler askıda katı madde; atıksuların yeniden kullanımı; koagülant
madde;koagülasyon;mermer endüstrisi
1. Giriş
Dünyanın en zengin mermer yataklarına sahip olan Türkiye‘nin, 5,1 milyar m3 (13,9 milyar ton)
mermer rezervi ile dünyadaki 15 milyar m3‘lük rezervin % 33‘üne sahip olduğu tahmin
edilmektedir. Sektörde yaklaĢık 800 ocak, 1500 fabrika ve 7000 civarında atölye faaliyet
göstermektedir (Kahraman, 2006).
Yapı sektöründe kullanılan mermer, tesislere bloklar halinde gelmektedir. Mermer kesme ve
silme tesislerinde bu mermer blokları dilimlerine ayrılmakta ve kesilecek ebatlara göre
traĢlanmakta, son olarak ise parlatmak için silme yapılmaktadır. Mermerin iĢlenmesi sırasında
kesici ve parlatıcı makineleri soğutmak amacıyla tesisin iĢleme kapasitesine bağlı olarak 401000 m3/gün arasında su kullanılmaktadır. Mermer endüstrisindeki sıvı atıkların çoğu tesislerin
kesme, silme, cilalama ve harç hazırlama iĢlemleri sırasında oluĢmaktadır. Bu sıvı atıklar
yüksek konsantrasyonda askıda katı madde (AKM)‘ye sahiptir(ġener ve diğ., 2007).
Ġnce mermer tanelerini içeren tesis atıksuyu, toprak havuzlarda/çöktürme havuzlarında doğal
çöktürmeye bırakılmakta ya da özellikle küçük ölçekli tesislerde hiç arıtılmadan doğrudan alıcı
ortama deĢarj edilmektedir. ArıtılmıĢ atıksu ya tesiste yeniden kullanılmakta ya da uygun alıcı
ortama deĢarj edilmektedir. Ġnce boyuttaki mermer tozlarının tamamı doğal çöktürme ile
452
F. Çiner
giderilememekte ve alıcı ortama önemli miktarda AKM verilmektedir. Atıksuyunu arıtarak
yeniden kullanan tesislerde askıda kalan mermer tanecikleri kesici ve parlatıcı makinelerin
bıçak ve disklerinde birikerek hem bunların kullanım ömrünü azaltmakta hem de üretilen
ürünlerin kalitesini düĢürmektedir(ġener ve diğ., 2007). Bu nedenle, mermer kesme ve iĢleme
tesislerinden kaynaklanan atıksudaki AKM‘nin koagülasyon metodu ile kısa sürede ve etkili bir
Ģekilde çöktürülmesini sağlamak ve düĢük AKM içeren arıtılmıĢ atıksuyun yeniden kullanılması
halinde kesici ve parlatıcı cihazlara zararını minimize etmek hedeflenmiĢtir.
Bu çalıĢmada, bir mermer kesme ve iĢleme tesisinden ortaya çıkan atıksuların karakterizasyonu,
koagülasyon yöntemiyle arıtılabilirlik çalıĢmaları ve atıksuyun yeniden kullanımı için uygun bir
arıtma sürecinin önerilmesi amaçlanmıĢtır.
Deneysel çalıĢmada Sivas Organize Sanayi Bölgesi‘nde faaliyet gösteren bir mermer kesme ve
iĢleme tesisi atıksuyu kullanılmıĢtır. Yapılan koagülasyon deneylerinde Alum ve AlCl3
kullanılmıĢtır. Tüm deneyler 200 ml‘lik atıksu hacminde Velp Scientifica FC6S model jar test
cihazı kullanılarak yürütülmüĢtür. Atıksu 200 rpm‘de 1 dak hızlı karıĢtırma, ardından 10 dak 45
rpm‘de yavaĢ karıĢtırma uygulandıktan sonra, 45 dak süre ile çöktürmeye bırakılmıĢtır.
Çökeltim sonrası üst sıvıdan alınan örnekler ile askıda katı madde tayini ve spektrofotometrede
550 nm‘de absorbans ölçümü yapılmıĢtır.
3.1. Atıksu Karakterizasyonu
Tesiste kesme iĢleminde kullanılan testerenin soğutulması için gerekli olan su Ģebekeden temin
edilmektedir. Soğutma suyu ihtiyacının fazla olması, arıtılmıĢ atıksuların yeniden kullanımını
zorunlu hale getirmektedir. Bu kapsamda, mermer kesme ve iĢleme tesisinden çıkan atıksular
çökeltim amacıyla havuzda bekletilmektedir. Atıksu karakterizasyonu Tablo 1‘de verilmiĢtir.
Tablo 1. Mermer kesme ve iĢleme tesisi atıksuyu karakterizasyonu.
Parametre
Havuzdan
Havuz çıkışı
Askıda Katı Madde(AKM), (mg/L)
Bulanıklık (NTU)
EC (µS/cm)
pH
9322
5500
610
8.7
79
5.0
564
7.68
3.2. Arıtılabilirlik ÇalıĢmaları
GerçekleĢtirilen arıtılabilirlik çalıĢmaları, öncelikle yüksek askıda katı madde içeriği ile
karakterize edilen atıksuların yeniden kullanılabilir hale getirilmesini amaçlamaktadır.
Koagülasyon deneylerinde, atıksuyun mevcut pH‘ında koagülant madde olarak 25-150 mg/L
konsantrasyon aralığında Alum ve AlCl3 kullanılmıĢtır. Koagülasyon deneylerinde 45 dakikalık
çöktürme süresi sonunda üst sıvıdan alınan örneklerde AlCl3 ile yapılan deneysel çalıĢmanın
sonuçları ġekil 1‘de, alum ile yapılan deneysel çalıĢmanın sonuçları ise ġekil 2‘de verilmiĢtir.
Mermer Kesme ve İşleme Endüstrisinden Ortaya Çıkan Atıksuların Arıtımı
ve Yeniden Kullanımı
453
100,0
Giderim Verimi (%)
99,5
99,0
98,5
98,0
97,5
97,0
96,5
AKM
Absorbans(550 nm)
96,0
95,5
25
50
75
100
125
150
AlCl3 dozu (mg/L)
Şekil 1. AlCl3 ile yapılan koagülasyon deneyi sonuçları.
AlCl3 ile yapılan çalıĢmada absorbans cinsinden optimum giderim verimi 150 mg/L AlCl 3
dozunda %97.9 olarak belirlenmiĢtir. Aynı dozda AKM giderim verimi ise % 99.8 olarak
belirlenmiĢtir. Alum ile yapılan çalıĢmada absorbans cinsinden optimum giderim verimi 125
mg/L Alum dozunda %98.4 olarak elde edilirken, aynı dozda AKM giderim verimi ise % 99.9
olarak belirlenmiĢtir.
Giderim Verimi (%)
100,0
99,5
99,0
98,5
98,0
97,5
97,0
AKM
96,5
Absorbans(550 nm)
96,0
25
50
75
100
Alum dozu (mg/L)
125
150
Şekil 2. Alum ile yapılan koagülasyon deneyi sonuçları.
3.3. Proses Atıksularının Yeniden Kullanımı
Atıksuların yeniden kullanımı sadece çevresel nitelikleri korumakla kalmayıp, temiz su
kaynaklarının korunmasını ve yüzey sularına deĢarj edilen çıkıĢ sularının kirliliklerinin
azaltılmasına da imkan sağlar. Atıksuyun yeniden kullanımı hemen hemen tüm endüstri
alanlarında vardır (Janosova ve diğ., 2005). Bu kapsamda büyük miktarda su kullanan tesisler
için en güvenilir, en ekonomik ve çevresel açıdan da en doğru yaklaĢım, atıksuların arıtılarak
yeniden kullanılmasıdır. Bu ilkeler göz önünde bulundurularak gerçekleĢtirilen ve sonuçları
yukarıda aktarılan deneysel çalıĢmaların sonuçlandırılmasını takiben, ülkemiz koĢullarında en
uygun olabilecek bir arıtma süreci belirlenmeye çalıĢılmıĢtır. Bu aĢamada; iĢletimi kolay ve
454
F. Çiner
yetiĢmiĢ personel gerektiren sistemlerden kaçınılarak, YetiĢ ve diğ.(1994) tarafından mermer
atıksularının arıtımı için önerilen ve ġekil 3‘te verilen sistem seçilmiĢtir.
Tesis giriĢ
suyu
kimyasal
Atıksu
Ön çöktürme
Debi ölçer
Koagülasyonflokülasyon
Durultucu
Çamur
kurutma
yatağına
Şekil 3. Yeniden kullanım için önerilen arıtma sistemi.
4. Sonuçlar ve Öneriler
Atıksuyun oda sıcaklığında pH‘ı 8.7; AKM konsantrasyonu 9,32 g/L; Absorbans (550 nm‘de)
2,510 olarak bulunmuĢtur. Yapılan koagülasyon deneylerinde Alum ve AlCl3 kullanılmıĢtır.
Alum ve AlCl3‘ün tüm koagülant dozlarında AKM giderim verimi % 99‘un üzerinde elde
edilmiĢtir. Optimum koagülant dozu Alum için 125 mg/L ve AlCl3 için 150 mg/L olarak
bulunmuĢtur. Alum için; % 99.9 AKM giderimi, % 98.4 absorbans giderimi AlCl3 için; % 99.8
AKM giderimi, % 97.9 absorbans giderimi elde edilmiĢtir. Optimum giderim verimini sağlayan
ve ekonomik olan koagülant alumdur.
Kaynaklar
Janosova, B., Miklankova, J., Hlavinek, P., Wintgens, T. (2005). Drivers for wastewater reuse:regional analysis in the
Czech Republic, Desalination., 187, 103-114.
Kahraman, M. (2006). Avrupa birliği sürecinde mesleki eğitim ve doğaltaĢ sektörü, MERSEM‘2006, Türkiye V.
Mermer ve DoğaltaĢ Sempozyumu, 125-129, 2-3 Mart, Afyonkarahisar.
ġener, S., Özyılmaz, A., Sütçü, K. (2007). Mermer kesme ve iĢleme tesislerinden çıkan atıksuda koagülasyon ile
AKM giderimi ve proses suyunun geri kazanımı, Ulusal Çevre Sempozyumu, 18-21 Nisan, Mersin.
YetiĢ, Ü., Sürücü, G., Dilek, F.B., BaĢaran, A. (1994). Tabii mermer sanayinden ortaya çıkan atıksuların arıtımı, ĠTÜ
4. Endüstriyel Kirlenme Sempozyumu, 77-87, 26-28 Eylül, Ġstanbul.
11-13 Haziran 2008
Otomotiv Yan Sanayi Atıksularından Fenol Gideriminin
İncelenmesi
Senem Üstün Kurnaz ve Hanife Büyükgüngör
Ondokuz Mayıs Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Kurupelit, 55139, Samsun.
Öz Çoğu endüstri tesislerinin üretim iĢlemleri sırasında fenolik maddeler kullanılmaktadır.
Fenol ve türevleri sentetik, kauçuk, eczacılık, yağ ve gaz, kâğıt, tekstil, ahĢap koruma
kimyasalları, demir-çelik, boya, çözücü, ağaç üretimi ve plastik üretimi gibi endüstrilerin atık
sularında mevcutturlar. Otomotiv sanayi ve bazı yan sanayilerinde fenol içeren hammaddeler
kullanıldığında tesis atıksuyunda istenmeyen deriĢimlerde fenole rastlamak mümkündür. Son
yıllarda fenol ve ağır metal gibi kirleticilerin giderilmesinde çeĢitli türlerdeki mikroorganizmaların kurutularak adsorpsiyonda kullanılması (biyosorpsiyon) yaygınlaĢmıĢtır. Bu
çalıĢmanın amacı, üretim iĢlemleri sırasında, fenolik maddeler kullanılan otomotiv yan
sanayinden alınan atıksulardan fenolün, çeĢitli yöntemlerle ön iĢlemden geçirilmiĢ ölü ve
kurutulmuĢ Aspergillus niger biyokütlesi kullanılarak biyosorpsiyon yöntemiyle giderimini
incelemektir. Otomotiv yan sanayi atıksuyundan biyosorpsiyon yöntemiyle fenol giderimi
çalıĢmalarından önce ön çalıĢmalar yapılarak, belirli konsantrasyonda fenol içeren sentetik
çözelti ile fenol gideriminin en iyi olduğu mikroorganizmanın ön iĢlemden geçirme yöntemi,
giderim zamanı, ortamın pH, biyosorbent boyutu ve biyosorbent konsantrasyonu belirlenmiĢtir.
Ön çalıĢma kapsamında yapılan, biyosorpsiyonla fenol gideriminde baĢlangıç konsantrasyonunun giderime etkisi çalıĢması sonucunda elde edilen verilerle fenol giderimine adsorpsiyon
izotermlerinin uygunluğu belirlenerek izoterm sabitleri hesaplanmıĢtır. Ön çalıĢmalar sonucunda
belirlenen optimum Ģartlarla otomotiv yan sanayi atıksuyundan kesikli sistemde biyosorpsiyon
yöntemi ile fenol giderimi iĢlem yapılmıĢtır. Yapılan çalıĢmalar sonucunda, Aspergillus niger
mikroorganizmasının otomotiv yan sanayi atıksuyundan fenolün uzaklaĢtırılmasında baĢarılı bir
biyosorbent olduğu görülmüĢtür. 38.12 mg/L baĢlangıç fenol konsantrasyonuna sahip otomotiv
yan sanayi atıksuyunda belirlenen optimum koĢullar altında 60 dakikalık arıtım sonucunda
biyosorbentin fenolü biyosorplama kapasitesi 59.76 mg/g olarak belirlenmiĢtir.
Anahtar Kelimeler Aspergillus niger; biyosorpsiyon; fenol; otomotiv yan sanayi
1. Giriş
Fenol ve türevleri sentetik, kauçuk, eczacılık, yağ ve gaz, kâğıt, tekstil, ahĢap koruma
kimyasalları, demir-çelik, boya-çözücü, ağaç üretimi ve plastik üretimi gibi endüstrilerin atık
sularında mevcutturlar. Evsel atıksularda da fenolik maddelere rastlanmaktadır. Ayrıca bazı
yiyeceklerde, insan ve hayvan atıklarında doğal olarak bulunurlar (Gürel ve Büyükgüngör,
2004). Fenol kömür katranından izole edilir fakat günümüzde sentetik olarak da üretilmektedir.
Fenol bakteri ve funguslara toksik etki yapar ve dezenfektan olarak kullanılır (EPA, 2000).
Fenol içeren atıksular fenolün toksisitesi sebebiyle alıcı ortamlara arıtılmadan deĢarj
edilmemelidir. Fenol konsantrasyonuna aĢırı düzeyde ve uzun süre maruz kalan insanlarda
kronik fenol zehirlenmesinin belirtisi olarak iĢtah kaybı, zayıflama, baĢ ağrısı, çabuk yorulma ve
uykusuzluk görülmektedir (Denizli ve diğ., 2005; Üstün Kurnaz ve Büyükgüngör, 2007). Ġçme
456
S. Ü. Kurnaz, H. Büyükgüngör
sularında bulunan fenolün 1 μg/L konsantrasyonu bile önemli ölçüde tat ve koku problemi
oluĢturur (Üstün Kurnaz ve Büyükgüngör, 2006). Fenolik bileĢikler sulardan fiziksel, kimyasal
ve biyolojik yöntemlerle giderilebilirler. Fenol gideriminde en çok kullanılan yöntemlerin
baĢında aktif karbonla adsorbsiyon gelmektedir. Aktif karbon ile adsorbsiyon, fenolik
bileĢiklerin gideriminde oldukça etkindir fakat pahalı ve rejenerasyonu zor bir yöntemdir
(Yıldız ve diğ., 2004). Son yıllarda, çeĢitli türdeki kurutulmuĢ mikroorganizmalar sulardaki
kirleticilerin adsorbsiyonunda baĢarılı Ģekilde kullanılmaktadır (Aksu ve diğ., 1991). Fenol ve
türevleri yapılarında yer alan OH- ve Cl- gruplarının da yardımıyla, kurutularak ve parçalanarak
kullanılan mikroorganizma yüzeyindeki karbonhidrat, lipit ve protein yapılarına bağlanabilirler
(Rao ve Viraraghavan, 2002; Böke Özkoç ve Büyükgüngör, 1994). Bu çalıĢmanın amacı,
otomotiv yan sanayinden alınan atıksulardan fenolün, çeĢitli yöntemlerle ön iĢlemden geçirilmiĢ
ölü ve kurutulmuĢ Aspergillus niger biyokütlesi kullanılarak biyosorpsiyon yöntemiyle
giderimini incelemektir.
2. Materyal ve Metotlar
2.1. Optimum Giderim ġartlarını Belirleme ÇalıĢmaları
Otomotiv yan sanayi atıksuyundan fenol giderimi çalıĢmalarından önce ön çalıĢmalar yapılarak,
belirli konsantrasyonda fenol içeren sentetik çözelti ile fenol gideriminin en iyi olduğu;
mikroorganizma ön iĢlemden geçirme yöntemi, giderim zamanı, ortam pH‘ı, biyosorbent boyutu
ve konsantrasyonu belirlenmiĢtir. Ayrıca biyosorpsiyonla fenol gideriminde baĢlangıç
konsantrasyonunun giderime etkisi çalıĢması yapılarak elde edilen verilerle fenol giderimine
adsorpsiyon izotermlerinin uygunluğu belirlenerek izoterm sabitleri hesaplanmıĢtır. Fenol
analizi için Standart Metotta bulunan ―Direkt Fotometrik Metot‖ kullanılmıĢtır. Bu çalıĢmada
biyosorbent olarak kullanılan bir fungus türü olan Aspergillus niger (RSHMB-04017) Refik
Saydam Hıfzısıhha BaĢkanlığı‘ndan temin edilmiĢtir. A. Niger distile ve deiyonize edilmiĢ suda
dekstroz (20 g/L), pepton (10 g/L) ve maya ekstraktı (3 g/L) içeren bir sıvı büyüme ortamına
aĢılanmıĢtır. Canlı olan A. Niger biyokütlesi üç faklı yolla ön iĢlemden geçirilerek inaktif hale
getirilmiĢtir. Bu yöntemler; a) 1210 C ve 124 kPa‘da 15 dakika otoklavda bekletilme b) 1 saat
0.1 M H2SO4 çözeltisinde ve daha sonra 15 dakika otoklavda bekletilme c) 1 saat 0.1 M NaOH
çözeltisinde ve daha sonra 15 dakika otoklavda bekletilme Ģeklinde uygulanmıĢtır. Bu
iĢlemlerden sonra kurutulmuĢ biyokütleler parçalanarak toz haline getirilmiĢtir. Daha sonra
istenen boyutlara uygun eleklerden geçirilerek biyosorpsiyon çalıĢmaları için kullanılmıĢtır.
2.2. Otomotiv Yan Sanayi Atıksuyundan Fenol Giderim ÇalıĢmaları
Ġstanbul Ġkitelli Sanayi Bölgesi‘nde bulunan otomotiv yan sanayi kuruluĢundan temin edilen
atıksuya ait analiz sonuçları Tablo 1‘de verilmiĢtir. Otomotiv yan sanayi atıksuyundan fenol
giderimi iĢlemi 250 mL‘lik tepkime kaplarında kesikli sistemde sürdürülmüĢtür. Biyosorbent
olarak H2SO4 ile ön iĢlemden geçirilmiĢ Aspergillus niger biyosorbenti kullanılmıĢtır.
Tablo 1. Otomotiv yan sanayi atıksularına ait analiz sonuçları.
Parametre
KOĠ (mg KOĠ/L)
Ġletkenlik (mS/cm)
pH
Fenol Konsantrasyonu (mg/L)
Değeri
200
16.55
4.47
38.12
Ortamın pH‘sı optimum pH 5‘e ayarlanmıĢtır. Biyosorbent deriĢimi optimum doza 0,5 g/L (63
μm boyutunda) ayarlanmıĢtır. Deneyler 125 rpm sabit çalkalama hızında ve 250 C sabit
Otomotiv Yan Sanayi Atıksularından Fenol Gideriminin İncelenmesi
457
sıcaklıkta döner bir çalkalayıcıda sürdürülmüĢtür. Belirli zamanlarda alınan örneklerde
adsorplanmadan kalan fenol konsantrasyonları belirlenmiĢtir.
3.1. Optimum Giderim ġartları ve Ġzoterm ÇalıĢmaları
Tablo 2‘de fenol giderimi için ön çalıĢmada belirlenen optimum Ģartlar verilmektedir.
Tablo 2. Ön çalıĢmalar sonucu fenol giderimde belirlenen optimum parametreler değerleri
Değeri
5.0
H2SO4 ile
0.5 g/L
45-63 μm
40 dakika
Parametre
pH
Mik. Org. Ön ĠĢlemden Geçirme Yöntemi
Biyosorbent Konsantrasyonu
Biyosorbent Boyutu
Denge Zamanı
Sülfürik asitle ön iĢlemden geçirilmiĢ A. niger ile fenol biyosorpsiyonunda baĢlangıç
konsantrasyonunun giderime etkisi çalıĢması yapılarak elde edilen verilerle fenol giderimine
adsorpsiyon izotermlerinin uygunluğu belirlenerek izoterm sabitleri hesaplanmıĢtır. Fenol
giderimi için adsorpsiyon dengesi ―adsorpsiyon izotermi― olarak bilinenen Langmuir ve
Freundlich denklemlerinin linearize edilmiĢ hali kullanılarak ifade edilmiĢtir. Langmuir
denkleminin linearize edilmiĢ hali;
(1)
1 1
1
 
x a (abc)
m
Burada; x/m birim adsorplayıcı baĢına adsorplanan madde miktarı (mg g-1), C adsorpsiyondan
sonra çözeltide kalan maddenin konsantrasyonu (mg L-1), a adsorpsiyon kapasitesini gösteren,
b ise enerji ile ilgili Lagmuir sabitleridir. Freundlich denkleminin linearize edilmiĢ hali;
1
x
ln    ln K F   ln C 
n
m
(2)
Burada; x/m ve C Langmuir denklemindeki aynı büyüklükleri ifade etmektedir. K F adsorpsiyon
kapasitesini n ise adsorpsiyon Ģiddetini gösteren sabitlerdir. Fenol biyosorpsiyonunda elde
edilen Langmuir ve Freundlich izotermlerine ait sabitler Tablo 3‘de verilmiĢtir.
Tablo 3. Freundlich ve Langmuir izoterm modelleri için izoterm denklemleri ve katsayıları
Denklem
a
b
R2
Langmuir izotermi
1/(x/m)=0.4619(1/C)+0.0033
30.30
0.07 (mg/g)
0.9963
Denklem
n
KF (l/mg)
R2
Freundlich izotermi
ln(x/m)=0.5398ln(C)x+2.2557
1.85
9.54
0.9542
Tablo 3‘de görülen R2 (korelasyon katsayısı) değerlerine bakıldığında fenolün sülfürik asitle ön
iĢlemden geçirimli A. Niger biyosorbenti ile biyosorpsiyonunun Langmuir izotermine daha
uygun olduğu görülmüĢtür.
458
S. Ü. Kurnaz, H. Büyükgüngör
3.2. Otomotiv Yan Sanayi Atıksuyundan Fenol Giderimi Deneysel ÇalıĢmaları
q (mg/g)
Fenol giderimi için Tablo 2‘de verilen optimum koĢullar belirlendikten sonra otomotiv yan
sanayi atıksuyundan biyosorpsiyonla fenol giderimi iĢlemi yapılmıĢtır. ġekil 1‘de fenol
konsantrasyonunun zamana bağlı olarak değiĢimi verilmiĢtir.
70
60
50
40
30
20
10
0
zaman (dakika)
Şekil 1. Otomotiv yan sanayi atıksuyunda sülfürik asitle ön iĢlemden geçirilmiĢ A. Niger
ile fenol biyosorpsiyonunda fenol konsantrasyonunun zamana bağlı olarak değiĢimi
Yapılan çalıĢmalar sonucunda, Aspergillus niger mikroorganizmasının otomotiv yan sanayi
atıksuyundan fenolün uzaklaĢtırılmasında baĢarılı bir biyosorbent olduğu görülmüĢtür. 38,12
mg/L baĢlangıç fenol konsantrasyonuna sahip atıksuda, belirlenen optimum koĢullar altında 60
dakikalık arıtım sonucunda biyosorbentin fenolü biyosorplama kapasitesi 59.76 mg/g olarak
belirlenmiĢtir. Bu çalıĢma, otomotiv yan sanayi atıksuları gibi endüstriyel atıksulardan fenolün
uzaklaĢtırılmasında biyosorbentlerin verimli Ģekilde kullanılabileceğini göstermektedir.
Kaynaklar
Aksu, Z., Kutsal, T., Gün, S., Hacıosmanoğlu, N. and Gholaminevad, M. (1991). Investigation of Biosorption of
Cu(II), Ni(II) ve Cr(VI) Ions to Activated Sludge Bacteria, Environ. Technol., 12, 915-921.
Böke Özkoç, H. ve Büyükgüngör, H. (1994). Petrol Atıksuyundan Fenolün Aktif Çamur ve Phenobac Kültürü ile
Biyodegredasyonu, II. Ulusal Biyoteknoloji Sempozyumu, Ankara, sf.60.
Denizli, A., Cihangir, N., Tüzmen, N. and Alsancak, G. (2005). Removal of Chlorophenols from Aquatic Systems
Using the Dried and Dead Fungus Pleurotus sajor caju, Bioresource Technology, 96, 59-62.
EPA, (2000). Toxicological Review, Phenol, In Support of Summary Information in Integrated Risk Information
System (IRIS), Washington, D.C.
Gürel, A.C. and Büyükgüngör, H. (2004). Phenol Removal Using Phenobac Bacterıa, Bioremediation of Soils
Contaminated with Aromatic Compounds, NATO ARW, Tartu/Estonia, sf. 27.
Rao, J. R. and Viraraghavan, T. (2002). Biosorption of Phenol from an Aqueous Solution by Aspergillus niger
Biomass, Bioresource Technology, 85, 165-171.
Üstün Kurnaz, S. ve Büyükgüngör, H. (2006). Su Ortamında Aspergillus Niger Biyokütlesi ile Fenol Biyosorpsiyonu,
Türkiye‘de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri Sempozyumu V, Gebze Yüksek Teknoloji Enst., Gebze, 286-290.
Üstün Kurnaz, S. and Büyükgüngör, H. (2007). Removal of Phenol from Aqueous Solutions Using Various Biomass,
Journal of Biotechnoloy, ECB 13, 13th European Congress on Biotechnology, vol-131 (2), Supplement 1, p. s75.
Yıldız, ġ.Y., Bingül, Z., Demircioğlu, N. ve Ġrdemez, ġ. (2004). Aktif Karbon Kullanılarak Atıksulardan Fenol
Giderimi, I. Ulusal Çevre Kongresi, 13-15 Ekim 2004, Sivas, 473-478.
11-13 Haziran 2008
Ağır Metal İçeren Atıksuların Elektrokoagülasyon Yöntemi İle
Arıtılması
Selva Camcı1, Feryal Akbal1, Mehtap Yağan2
1
2
Ondokuz Mayıs Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Kurupelit, Samsun.
Ondokuz Mayıs Üniversitesi, Kimya Bölümü, Kurupelit, Samsun.
Öz Bu çalıĢmada elektrokoagülasyon yöntemi ile metal kaplama atıksuyundan nikel, bakır ve
krom giderimi incelenmiĢtir. Elektrokoagülasyon deneylerinde atıksu bileĢimi, elektrot tipi ve
elektroliz süresinin giderim verimine etkisi araĢtırılmıĢtır. Bu amaçla demir ve alüminyum
elektrotlar kullanılarak farklı konsantrasyonlarda ağır metal içeren atıksuların
elektrokoagülasyon yöntemi ile arıtımı incelenmiĢtir. Bakır (Cu), Krom (Cr) ve Nikel (Ni) içeren
üç farklı atıksuda iletkenlik, pH ve akım yoğunluğu değerleri sabit tutularak deneyler
gerçekleĢtirilmiĢtir. Her iki elektrot çifti için enerji tüketimleri de hesaplanmıĢtır.
Elektrokoagülasyon yönteminin Cu, Cr ve Ni gideriminde etkili olduğu bulunmuĢtur.
Anahtar Kelimeler elektrokoagülasyon; elektroliz;metal kaplama atıksuyu
1. Giriş
Metal kaplama atıksuları genellikle izin verilen seviyelerden çok daha yüksek metal
konsantrasyonları içerirler. Yüksek toksisiteleri nedeniyle, ağır metal içeren atıksuların
deĢarjdan önce arıtılması zorunludur. Ağır metallerin arıtımı için çöktürme, adsorpsiyon, iyon
değiĢimi, ters osmoz gibi yöntemler kullanılmaktadır [Kurniawan ve diğ., 2006]. Çöktürme bu
teknikler arasında en ekonomik ve uygulanabilir olanıdır. Çöktürme pH‘yı yükseltmek üzere
kireç ve koloidal maddeleri gidermek üzere alüminyum tuzlarının kullanıldığı kimyasal
koagülasyona dayanmaktadır. Endüstriyel atıksuların arıtılmasında etkili olmasına rağmen,
kimyasal koagülasyon kullanılan kimyasal maddeler nedeniyle, ikincil kirliliğe neden
olmaktadır [Adhoum ve diğ., 2004; Heidman ve Calmano, 2007].
Elektrokoagülasyon koagülant maddenin genellikle demir ya da alüminyum anotun elektrooksidasyonu sonucunda oluĢtuğu basit ve etkili bir yöntemdir. Bu yöntemde arıtım herhangi bir
kimyasal koagülant ya da flokülant kullanılmaksızın yapılır, bu bertaraf edilmesi gereken çamur
miktarını azaltır. Elektrokoagülasyon prosesinde uygulanan akım nedeniyle anotun korozyonu
sonucu oluĢan çeĢitli koagülant türler ve hidroksitler askıdaki partikülleri destabilize ve koagüle
etmekte ve çözünmüĢ kirleticileri çöktürmekte ve adsorplamaktadır [Mollah ve diğ., 2004;
Heidman ve Calmano, 2007]. Elektrokoagülasyon yöntemi yağ, boyar madde, askıdaki
partiküller içeren atıksuların, kimyasal ve mekanik parlatma atıksularının, sızıntı sularının,
sentetik deterjan atıksularının, maden atıksularının, ağır metal içeren atıksuların arıtılmasında
baĢarıyla uygulanmıĢtır [Mollah ve diğ., 2001]. Bu çalıĢmada metal kaplama atıksuyunun demir
ve alüminyum elektrotlar kullanılarak elektrokoagülasyon yöntemi ile arıtımı incelenmiĢ ve
metal konsantrasyonu, elektrot tipi ve elektroliz süresinin metal giderimine etkisi araĢtırılmıĢtır.
S. Camcı, F. Akbal, M. Yağan
460
ÇalıĢmada kullanılan atıksu bir metal kaplama tesisinden farklı zamanlarda alınmıĢtır. Cu, Cr ve
Ni konsantrasyonları birinci atıksuda sırasıyla 45, 44,5, 394 mg/L iken ikinci atıksuda 155,4,
116,5 ve 452 mg/L ve üçüncü atıksuda 334,7 mg/L, 193 mg/L ve 526 mg/L dir.
Elektrokoagülasyon deneyleri 650 ml hacminde reaktöre 10 mm aralıkla yerleĢtirilmiĢ ve
atıksuya daldırılmıĢ 6 adet paralel elektrot kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. Demir ya da
alüminyumdan yapılan elektrotlar (75mmx45mmx2mm) bir DC güç kaynağına (GW-GPC
3060D) bağlanmıĢtır. Arıtımın izlenmesi amacıyla reaktörden belirli zaman aralılarıyla 10 ml
atıksu numunesi alınmıĢ ve elektroliz sırasında oluĢan çamurun ayrılması için filtre edilmiĢtir.
Metal konsantrasyonları atomik absorbsiyon spektrofotometresi (ATI-UNĠCAM 929) ile tayin
edilmiĢtir.
3. Bulgular ve Değerlendirme
3.1. Metal Kaplama Atıksuyunun Demir Elektrotlar Ġle Elektrokoagülasyonu
Demir elektrotlar ile yapılan elektrokoagülasyon deneylerinde 10 mA/cm2 akım yoğunluğunda,
atıksuyun kendi pH‘sı olan pH 3 değerinde ve 4 mS/cm iletkenlik değerinde, birinci atıksuda 15
dk elektroliz süresinde %99,9 Cu giderim verimi elde edilirken ikinci ve üçüncü atıksularda
aynı verim 40 ve 60 dk elektroliz sürelerinde elde edilmiĢtir. Bu sürelerde enerji tüketimleri
sırasıyla 3,63 kWh/m3, 11,92 kWh/m3 ve 23,65 kWh/m3‘dür. Demir elektrotlar ile Cu giderimi
ġekil 1‘de verilmiĢtir.
Cu giderim verimi (%)
100
80
60
45 mg/L
40
155,4 mg/L
20
334,7 mg/L
0
0
10
20
30
40
50
60
Zaman (dakika)
Şekil 1. Metal kaplama atıksuyundan demir elektrotlar ile Cu giderimi
Cr gideriminde %99,9 giderim verimi için birinci atıksuda 5 dk elektroliz süresi yeterli
olmuĢtur. Ġkinci atıksuda 15 dk elektroliz süresinde %99,9 Cr giderim verimi elde edilirken
üçüncü atıksuda 20 dk sonunda aynı verime ulaĢılmıĢtır. Ni için ise 20 dk elektroliz süresinde
birinci atıksuda %99,9, ikinci atıksuda %94,5, üçüncü atıksuda %76 giderim verimi
sağlanmıĢtır. Bu verimlerin elde edildiği sürede enerji tüketimleri sırasıyla 4,85 kWh/m3, 6,06
kWh/m3 ve 6,37 kWh/m3 olarak hesaplanmıĢtır. Demir elektrotlar ile Cr ve Ni giderimi ġekil 2
ve ġekil 3‘de verilmiĢtir.
Ağır Metal İçeren Atıksuların Elektrokoagülasyon Yöntemi İle Arıtılması
461
Cr giderim verimi (%)
100
80
60
44,5 mg/L
40
116,5 mg/L
20
193 mg/L
0
0
5
10
15
20
Zaman (dakika)
Şekil 2. Metal kaplama atıksuyundan demir elektrotlar ile Cr giderimi
Ni giderim verimi (%)
100
80
60
40
394 mg/L
452 mg/L
20
526 mg/L
0
0
10
20
30
40
50
60
Zaman (dakika)
Şekil 3. Metal kaplama atıksuyundan demir elektrotlar ile Ni giderimi
3.2. Metal Kaplama Atıksuyunun Alüminyum Elektrotlar Ġle Elektrokoagülasyonu
Alüminyum elektrotlar ile yapılan elektrokoagülasyon deneylerinde 10 mA/cm2 akım
yoğunluğunda, atıksuyun kendi pH‘sı olan pH 3 değerinde ve 4 mS/cm iletkenlik değerinde, her
üç atıksu 60 dk süreyle elektrolize tabi tutulmuĢtur. Birinci atıksuda %99,9 Cu giderim verimi
için 10 dk yeterli olmuĢtur ve bu sürede enerji tüketimi 3,18 kWh/m3 olarak hesaplanmıĢtır.
Ġkinci atıksuda %99,9 Cu giderim verimine 60 dk elektroliz süresi sonunda ulaĢılmıĢtır. Aynı
sürede üçüncü atıksuda %99,7 Cu giderimi sağlanmıĢtır ve bu süre sonundaki enerji tüketimi
21.83 kWh/m3‘dür. Alüminyum elektrotlar ile Cu giderimi ġekil 4‘de verilmiĢtir.
Cu giderim verimi (%)
100
80
60
40
45 mg/L
20
155,4 mg/L
334,7 mg/L
0
0
10
20
30
40
50
60
Zaman (dakika)
Şekil 4. Metal kaplama atıksuyundan alüminyum elektrotlar ile Cu giderimi
Alüminyum elektrotlar ile gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyon iĢleminde Cr giderimi için her üç
atıksuda da 20 dk elektroliz süresi yeterli olmuĢtur. Ni giderim verimi birinci atıksuda 30 dk
sonunda %99,9, ikinci atıksuda 40 dk sonunda %99,8 ve üçüncü atıksuda 60 dk elektroliz
S. Camcı, F. Akbal, M. Yağan
462
süresinde %97,9 olarak tespit edilmiĢtir. Bu sürelerdeki enerji tüketimleri birinci atıksu için 9,85
kWh/m3, ikinci atıksu için 22,83 kWh/m3, üçüncü atıksu için 21,83 kWh/m3 olarak
hesaplanmıĢtır. Alüminyum elektrotlar ile Cr ve Ni giderimi ġekil 5 ve ġekil 6‘da verilmiĢtir.
Cr giderim verimi (%)
100
80
60
44,5 mg/L
40
116,5 mg/L
20
193 mg/L
0
0
5
10
Zaman (dakika)
15
20
Şekil 5. Metal kaplama atıksuyundan alüminyum elektrotlar ile Cr giderimi
Ni giderim verimi (%)
100
80
60
394 mg/L
40
452 mg/L
20
526 mg/L
0
0
10
20
30
40
Zaman (dakika)
50
60
Şekil 6. Metal kaplama atıksuyundan alüminyum elektrotlar ile Ni giderimi
4. Sonuçlar
Elektrokoagülasyon yönteminin metal kaplama tesisi atıksuyundan Cu, Cr ve Ni gideriminde
etkili olduğu bulunmuĢtur. Demir ve alüminyum elektrotlar ile gerçekleĢtirilen deneylerde metal
konsantrasyonunun artıĢına bağlı olarak giderim veriminin azaldığı ve metal konsantrasyonu
yüksek olan atıksularda daha yüksek elektroliz sürelerine ihtiyaç olduğu görülmüĢtür. Metal
konsantrasyonunu artıĢına bağlı olarak enerji tüketiminin de arttığı gözlenmiĢtir.
Kaynaklar
Ahdoum, N., Monser, L., Bellkahal, N., Belgaied, J-E. (2004). Treatment of electroplating wastewater containing
Cu+2, Zn+2 and Cr(IV) by electrocoagulaton, Journal of Hazardous Materials, B112, 207-213.
Heidmann, I., Calmano, W. Removal of Zn(II), Cu(II), Ni(II), Ag(I) and Cr(VI) present in aqueous solution by
aluminium electrocoagulation, Journal of Hazardous Materials, in press.
Heidmann, I., Calmano, W. (2007). Removal of Cr(IV) from model wastewaters by electrocoagulation with Fe
electrodes, Seperation and Purification Technolgy, 61, 15-21.
Kurniawan, T.A., Chan, Y.S., Lo, W.H., Babel, S. (2006). Physico-Chemical Treatment techniques for wastewater
laden with heavy metals, Chemical Engineering Journal, 118, 83-98.
Mollah, M.Y., Schennach, R., Parga, J.R., Cocke, D.L. (2001). Electrocoagulation (Ec)-science and applications,
Journal of Hazardous Materials, B84, 29-41
Mollah, M.Y., Morkovsky, P., Gomes, J.A.G., Kesmez, M., Parga, J., Cocke, D.L. (2004). Fundamentals present and
future perspectives of electrocoagulation, Journal of Hazardous Materials, B114, P:199-210.
11-13 Haziran 2008
Sulardan Boyarmaddelerin Alt - Sınıf Kömür ile Giderilmesi
Eras Eraslan ve Ayşegül Latifoğlu
Hacettepe Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06800, Beytepe, Ankara
E-posta:[email protected]; [email protected]
Öz Bu çalıĢmanın amacı, alt-sınıf kömür grubunda yer alan Leonardit‘in sulardan boyarmadde
giderim potansiyelini araĢtırmaktır. Organik sedimanter bir kayaç olan Leonardit, bitki ve
hayvan kalıntılarının sucul ortamlarda ve bataklıklarda çökelerek bozunması sonucunda
oluĢmaktadır. DüĢük kalorifik değeri nedeni ile enerji amaçlı kullanımlarda verimliliği düĢük bir
yakıttır ve ucuz bir malzeme olarak piyasadan temin edilebilmektedir. Bu çalıĢmada Elbistan
bölgesinden elde edilen Leonardit kullanılmıĢtır. Kayaç olarak temin edilen Leonardit
laboratuarda öncelikle kırılmıĢ, daha sonra elekten geçirilerek 0.125-0.180 mm aralığında
partikül boyutları oluĢturulmuĢtur. Yapılan karakterizasyon çalıĢmaları sonucunda birim kütlesi
2.16 g/cm3 olan Leonardit örneğinin nem oranı % 5 olarak tespit edilmiĢtir. Humik asit oranı %
25‘dir. Karboksil ve hidroksil grupların miktarları sırası ile 4.85 ile 3.52 meq/g olarak
belirlenmiĢtir. Spesifik yüzey alanı 13 m2/g olarak ölçülmüĢtür. Leonarditin sudan kirletici
giderim potansiyeli metilen mavisi boyarmaddesi için araĢtırılmıĢtır. Metilen mavisinin giderim
verimlilikleri 90 ile 1011 mg/l baĢlangıç deriĢimleri için incelenmiĢtir. BaĢlangıç boyarmadde
deriĢimlerinin sudaki giderim verimliliklerini etkilediği, deriĢimin fazlalaĢması ile birlikte
giderimlerin azaldığı belirlenmiĢtir. En düĢük deriĢimde, giderim oranı % 90 iken bu miktar en
yüksek deriĢimde % 38 olarak tespit edilmiĢtir. Leonardit‘in metilen mavisi için doygunluk
kapasitesi 94 mg/g seviyelerinde olduğu belirlenmiĢtir.
Anahtar Kelimeler adsorpsiyon; alt-sınıf kömür; bazik boya; leonardit; metilen mavisi
1. Giriş
Endüstriyel tesisler, üretimleri sırasında yüksek miktarlarda zararlı kirleticilerin oluĢumuna
neden olmaktadırlar. Bu kirleticiler arasında yer alan boyarmaddeler, tekstil ve ilaç
endüstrilerinin baĢlıca atıkları olarak bilinmektedir. Boyarmaddelerin, dünyada, yüz binlerce
tona varabilen yıllık üretimleri ve buna paralel olarak yüksek miktarlardaki endüstriyel
kullanımları, atıkları ile ilgili önemli sorunları da beraberinde getirmektedir. Boyama iĢlemleri
sırasında oluĢan ve boyarmadde içeren atıksuların doğrudan su alıcı ortamlara verilmesi
canlılar üzerinde zehirli ve kanserojenik etkilere neden olmaktadır (Willcock ve diğ., 1992).
Boyarmaddelerin kompleks ve sentetik kimyasal yapıları nedeni ile su ortamında doğal
etkenlerle arıtılması zordur. Ayrıca, çok farklı kimyasal yapılara sahip olan boyarmaddelerin,
örneğin;asidik, bazik, reaktif, dispers ve azo boyarmaddeler gibi, konvansiyonel evsel atıksu
arıtım tesislerinde aerobik koĢullarda arıtılması mümkün olamamaktadır (Willmott ve diğ.,
1998). Endüstriyel atıksulardaki ve sucul ortamlardaki boyar maddelerin giderilmesi amacı ile
adsorpsiyon, membran filtrasyonu, elektrokinetik koagulasyon, katalitik oksidasyon gibi çeĢitli
fizikokimyasal yöntemler araĢtırılmıĢtır (Robinson ve diğ., 2001). Aktif karbon
adsorpsiyonunun sulardan boyar maddelerin uzaklaĢtırılmasında etkili olduğu gösterilmiĢtir (
Forgacs ve diğ., 2004). ÇalıĢmalarda, yaygın olarak kömür, odun, petrol koku ve taĢ
kömüründen üretilen ticari aktif karbonun kullanılmasının yanı sıra, bitki atıklarından, uçucu
464
E. Eraslan, A. Latifoğlu
küllerden ve kil minerallerinden üretilen aktif karbon sulardan boyar madde giderimi için
araĢtırılmıĢtır (Gupta ve diğ., 2004; Guo ve diğ., 2005, Ravikumar ve diğ., Tan ve diğ., 2007;
Chandra ve diğ., 2007; Tsang ve diğ., 2007). Ancak, aktivasyon iĢlemi maliyeti yüksek bir
iĢlemdir. Bu nedenle, çeĢitli doğal kaynaklar; zeolit, kil mineralleri, kömür bazlı sorbentler ham
adsorban olarak araĢtırılmaktadır (Meshko ve diğ., 2001, Choy ve diğ., 2005; Mohan ve diğ.,
2005, Karagözoglu ve diğ., 2007).
Kömür bazlı adsorplayıcılar kapsamında yer alan Leonardit, bitki ve hayvan kalıntılarının
çökelerek milyonlarca yılda parçalanıp bozunması, huminifikasyonu ve oksidasyonu sonucu
oluĢmuĢ organik sedimanter bir kayaçtır. Yüksek derecede oksitlenmiĢ kömür olan Leonardit‘in
ısıtma kapasitesi düĢüktür. Leonardit çok miktarda karboksil, hidroksil ve karbonil fonksiyonel
gruplara sahip humik asit içermektedir (Olivella ve diğ., 2002). Leonardit‘in yüksek miktarda
humik asit içermesi nedeni ile tarımsal faaliyetlerde
gübre ve Ģartlandırıcı olarak
kullanılmaktadır. Leonardit‘in sulardan sorpsiyon verimliliği ağır metaller (Sole ve diğ., 2003;
Lao ve diğ., 2005) ve PAH (Zeledon-Toruna ve diğ., 2007) için araĢtırılmıĢ ve etkili bir
adsorbent olduğu açıklanmıĢtır. Bu çalıĢmada ham Leonardit bazik boyarmadde giderimi için
araĢtırılmıĢtır. AraĢtırmada, bazik bir boyar madde olan metilen mavisi (MM) kullanılmıĢtır.
Bu çalıĢmada kullanılan Leonardit, Elbistan Bölgesi kömür yataklarlarından temin edilmiĢtir.
Birim kütlesi 2.16 g/cm3 olan Leonardit‘in nem oranı % 5 olarak tespit edilmiĢtir. Humik asit
oranı % 25‘dir. Karboksil ve hidroksil grupların miktarları sırası ile 4.85 ile 3.52meq/g olarak
belirlenmiĢtir. Leonardit örneği, deneylerde kullanılmadan önce kırılarak, 0.125-0.180mm
partikül boyutları olacak Ģekilde elekten geçirilmiĢtir. Bu boyutlardaki spesifik yüzey alanı 13
m2/g olarak ölçülmüĢtür.
Adsorpsiyon deneyleri tam karıĢımlı kesikli reaktörlerde gerçekleĢtirilmiĢtir. Çözeltiler
manyetik karıĢtırıcı ile 360 rpm hızla karıĢtırılmıĢtır. Reaktör içersinde belirli deriĢimlerde
hazırlanan MM çözeltileri stok çözeltilerin seyreltilmesi ile oluĢturulmuĢtur. Çözeltideki MM
deriĢimlerinin
değiĢimleri spektrofotometrik olarak tayin edilmiĢtir. Spektrofotometrik
okumalar, MM‘nin ıĢığı maksimum absorpladığı 665 nm dalga boyunda yapılmıĢtır. Yapılan
deneylerde boyarmadde çözeltilerinin pH değeri 7‘ye ayarlanmıĢtır. Çözeltilere ilave edilen
Leonardit dozajı 5 g/l‘dir. Belirli konsantrasyonlarda boyarmadde içeren çözeltilerin pH
ayarlanması yapıldıktan sonra Leonardit ilave edilmiĢ ve reaksiyon baĢlatılmıĢtır. Belirli zaman
aralıklarında reaktörden alınan örnekler 4000 rpm‘de 5 dakika santrifüj edilerek partiküller
karıĢımdan ayrılması sağlanmıĢtır. Daha sonra, örnekler spektofotometrede boyar madde
deriĢimleri için analiz edilmiĢtir. Örneklerin alınması ve analizleri sistem dengeye ulaĢıncaya
kadar devam etmiĢtir.
3. Sonuçlar
Leonardit içeren çözeltilerde MM‘nin zamana karĢı değiĢimi farklı MM deriĢimleri için ġekil
1‘de verilmiĢtir. Deneysel sonuçlar, uygulanan bütün deriĢimlerde çözeltide kalan MM
deriĢiminin zamanla azaldığını, daha sonra sabitlenerek sistemin dengeye ulaĢtığını göstermiĢtir.
Sistemin dengeye ulaĢma süresi boyarmadde deriĢimi ile birlikte bir miktar fazlaĢlaĢmıĢtır.
DüĢük deriĢimde 20 dakika içersinde gerçekleĢen dengelenme, yüksek deriĢimlerde 200
dakikanın üzerine çıkmıĢtır. Sudaki MM moleküllerinin fazlalaĢması ile birlikte gözenek
giriĢlerindeki yığılmaların moleküllerin hareketini yavaĢlattığı düĢünülmektedir. Dolayısı ile
deriĢimin artması ile birlikte dengeye ulaĢma hızıda yavaĢlamıĢtır. Ayrıca, artan MM deriĢimleri
Sulardan Boyarmaddelerin Alt - Sınıf Kömür ile Giderilmesi
465
ile birlikte sudan MM giderimi azalmıĢtır. MM giderim oranlarının artan deriĢimler ile birlikte
% 99‘larden %38‘lere düĢtüğü görülmüĢtür.
1200
[MM] (mg/lt)
1000
800
90mg/lt
408mg/lt
600
622mg/lt
1011mg/lt
400
200
0
0
200
400
600
800
t(dak)
Şekil 1. Farklı baĢlangıç deriĢimlerinde MM‘nin zamana karĢı değiĢimi; pH=7,
[Leonardit]= 5g/l.
Aynı MM deriĢimler için, denge koĢullarında, birim Leonardit ağırlığı üzerinde MM tutunma
miktarları (qe) hesaplanmıĢ ve sonuçlar Tablo.1‘de sunulmuĢtur. Boyarmadde deriĢimi ile
birlikte qe‘nın artıĢ gösterdiği ancak bu artıĢın yüksek deriĢimlerde yavaĢladığı görülmüĢtür.
qe‘nin değeri, 1011 mg/l için 94 mg/g olarak hesaplanmıĢ ve adsorbanın doygunluk
kapasitesinin bu seviyelerde olduğu belirlenmiĢtir.
Tablo 1. Farklı baĢlangıç deriĢimleri için qe(mg/g) değerleri; pH=7, [Leonardit]= 5g/l.
MM (mg/l)
qe (mg/g)
89
18
408
80
622
86
1011
94
Leonardit‘in metilen mavisi için kapasitesi diğer adsorbanlarla karĢılaĢtırıldığında, bitkisel
kaynaklı aktif karbon için 278 mg/g (Tan ve diğ., 2007), ısıl veya kimyasal iĢlem uygulanmıĢ
diatomite minerali için sırası ile 19 mg/g (Khraisheh ve diğ., 2005) ve 64 mg/g (Al-Ghouti ve
diğ., 2005), Na-doyurulmuĢ kil minerali için 85mg/g (hajjaji ve diğ., 2006) olarak açıklanmıĢtır.
Teşekkür
Yazarlar Leonardit‘in temin edilmesi ve karakterizasyonu çalıĢmaları sırasında göstermiĢ
oldukları yardımlardan dolayı; Maden Teknik ve Arama Genel Müdürlüğü, Hacettepe
Üniversitesi Maden Mühendisliği Bölümü, TAEK Sarayköy Nükleer AraĢtırma Merkezi
Uygulama Bölümüne teĢekkür ederler.
466
E. Eraslan, A. Latifoğlu
Kaynaklar
Al-Ghouti M., Khraisheh M.A.M.,, Ahmad a, S. Allen. (2005). Thermodynamic behaviour and the effect of
temperature on the removal of dyes from aqueous solution using modified diatomite: A kinetic study. Journal of
Colloid and Interface Science 287, 6–13.
Chandra T. C., Mirna M.M., Sudaryanto Y., Ismadji S. (2007). Adsorption of basic dye onto activated carbon
prepared from durian shell: Studies of adsorption equilibrium and kinetics, Chemical Engineering Journal 127,
121–129.
Choy K. K.H., Allen S. J., Mckay G., (2005). Multicomponent Equilibrium Studies for the Adsorption of Basic Dyes
from Solution on Lignite, Adsorption 11, 255–259.
Conxita Lao, Zoraida Zeledón, Xavier Gamisans, Montserrat Solé. (2005). Sorption of Cd(II) and Pb(II) from
aqueous solutions by a low-rank coal (leonardite), Separation and Purification Technology 45, 79–85.
Daniel Tsang C. W., Jing Hu, Mei Yi Liu, Weihua Zhang, Keith C. K. Lai, Irene M. C. Lo. (2007). Activated Carbon
Produced from Waste Wood Pallets: Adsorption of Three Classes of Dyes, Water Air Soil Pollut, 184, 141–155.
Esther Forgacs, Tibor Cserha´ti, Gyula Oros, (2004). Removal of synthetic dyes from wastewaters: a review,
Environment International 30, 953– 971.
Guo Y., Zhao J., Zhang H., Yang S., Qi J., Wang Z., Xu H., 2005, Use of Rice Husk- Basd Porous Carbon for
Adsorption of Rhodamine B from Aqueous Solutions, Dyes And Pigments, 66, 123-128.
Gupta V.K., Mittal A, Krishnan L, Gajbe V. (2004). Adsorption kinetics and column operations for the removal and
recovery of malachite green from wastewater using bottom ash, Separation and Purification Technology, ????
Hajjaji M., Alami A, El Bouadili A., (2006). Removal of methylene blue from aqueous solution by fibrous clay
minerals, Journal of Hazardous Materials B135, 188-192.
Karagozoglu, B., Tasdemir, M., Demirbas, E., Kobya M. (2007). The adsorption of basic dye (Astrazon Blue FGRL)
from aqueous solutions onto sepiolite, fly ash and apricot shell activated carbon: Kinetic and equilibrium studies,
Journal of Hazardous Materials 147, 297–306.
Khraisheh M.A.M., Al-Ghouti M.A., Allen S.J., Ahmad M.N. (2005). Effect of OH and silanol groups in the removal
of dyes from aqueous solution using diatomite, Water Research 39, 922-932.
Meshko, V., Markovska, L., Mıncheva M. ve Rodrıgues, A. E. (2001). Adsorptıon Of Basıc Dyes On Granular
Acıvated Carbon And Natural Zeolıte, Wat. Res. 35, (14), 3357–3366.
Montserrat Solé, Josep M. Casas And Conxıta Lao. (2003). Removal Of Zn From Aqueous Solutıons By Low-Rank
Coal, Water, Air, and Soil Pollution 144, 57–65.
Olivella M.A., Del Rıó J.C., Palacios J., Murthy A. Vairavamurthy, F.X.C. de las Heras, (2002). Characterization of
humic acid from leonardite coal: an integrated study of PY-GC-MS, XPS and XANES techniques, Journal of
Analytical and Applied Pyrolysis 63, 59–68.
Ravikumar K., Deebika B., Balu K., (2005). Decolourization of aqueous dye solutions by a novel adsorbent:
Application of statistical designs and surface plots for the optimization and regression analysis, Journal of
Hazardous Materials B122, 75–83.
Tan, I.A.W., Hameed, B.H., Ahmad, A.L. (2007). Equilibrium and kinetic studies on basic dye adsorption by oil
palm fibre activated carbon, Chemical Engineering Journal 127, 111–119.
Tim Robinson, Geo McMullan, Roger Marchant, Poonam Nigam, (2001). Remediation of dyes in textile e.uent: a
critical review on current treatment technologies with a proposed alternative, Bioresource Technology 77, 247255.
Venkata Mohana, S,. Chandrasekhar Rao, N., Karthikeyan J. (2002). Adsorptive removal of direct azo dye from
aqueous phase onto coal based sorbents: a kinetic and mechanistic study, Journal of Hazardous Materials B90,
189–204.
Willcock A., Brewster M., Tincher W., American Dye Stuff Reporter (1992). 15_/22.
Willmott, N., Guthrie, J., Nelson, G., (1998). The biotechnology approach to colour removal from textile e.uent.
JSDC 114, 38-41.
Zeledoń-Torunõ Z. C., Conxita Lao-Luque, F. Xavier C. de las Heras, Montserrat Sole-Sardans (2007). Removal of
PAHs from water using an immature coal (leonardite), Chemosphere 67, 505–512.
11-13 Haziran 2008
Elektro-Fenton Prosesi Kullanılarak Katı Atık Sızıntı Suyundan
Kimyasal Oksijen İhtiyacı Gideriminin İncelenmesi
Merve Oya Orkun ve Ayşe Kuleyin
Ondokuz Mayıs Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Kurupelit , 55139, Samsun.
Öz Bu çalıĢmada, elektrokimyasal yöntemle fenton prosesi bir arada uygulanıp, katı atık sızıntı
suyundan kimyasal oksijen ihtiyacı (KOĠ) giderimi üzerine etkilerinin incelenmesi
amaçlanmıĢtır. Bu amaç için sisteme dıĢarıdan değiĢik konsantrasyonlarda hidrojen peroksit
eklenip, demir elektrotların demir iyon kaynağı olarak kullanılmıĢtır ve KOĠ giderim verimi
üzerine etkileri araĢtırılmıĢtır. Elde edilen verilere göre artan H 2O2 konsantrasyonuyla KOĠ
giderim verimi de artmıĢtır. Aynı Ģartlar altında, H2O2 yokluğunda giderim verimi %25 iken;
artan hidrojen peroksit ilavesinde giderim verimi giderek yükselmiĢ ve %66‘ lara ulaĢmıĢtır.
Elektro-fenton prosesle katı atık sızıntı suyu içerisindeki organik maddeler iki aĢamada
oksidasyon ve koagülasyon ile giderilmiĢtir. Fenton Reaksiyonunun etkinliği meydana geldiği
ortamda radikallerin oluĢması ile ortaya çıkar. Çok aktif yapılara sahip olan kimyasal radikaller,
en hızlı reaksiyonları verirler ve organik maddeleri parçalarlar. Fenton proseslerin bu
etkilerinden dolayı verim kısa sürede çok fazla artmıĢtır. Bu sonuçlardan hareketle;
elektrofenton prosesin deponi sızıntı suyundan kimyasal oksijen ihtiyacı giderimi için baĢarılı
bir Ģekilde uygulanabileceği görülmüĢtür.
Anahtar Kelimeler e-fenton prosesi; kimyasal oksijen ihtiyacı; sızıntı suyu
1. Giriş
Sızıntı suyu katı atıkların içinden süzülerek bir takım kimyasal, biyolojik ve fiziksel olaylara
maruz kalarak oluĢur ve sızıntı suyu toplama sistemleri ile dıĢarı alınır (Yıldız, 2000). BaĢka bir
ifadeyle sızıntı suyu; katı atıklardan kaynaklanan çözünmüĢ, askıda ve karıĢık materyallerin
uzaklaĢtırılması sonucunda ortaya çıkan veya katı atıklardan süzülerek oluĢan sıvılar olarak
tanımlanır (Anonymous, 2003). Katı atıkların içinden süzülen sızıntı suyu, katı atıkların
muhtevasından kaynaklanan çok sayıdaki element ve bileĢiği içerir. Ġleri oksidasyon prosesi
olan Fenton Reaksiyonu elektron alıĢ veriĢine dayanan bir redoks tepkimesidir (Kurt ve diğ.,
2000; Zhang ve diğ., 2005). Genellikle kuvvetli organik madde içeren atıksuların arıtılmasında
bir ön arıtım ya da destek arıtım olarak uygulanmaktadır (Zhang ve diğ., 2005). Sistemin
etkinliği meydana geldiği ortamda radikallerin oluĢması ile ortaya çıkar. Çok aktif yapılara
sahip olan kimyasal radikaller, en hızlı reaksiyonları verirler. Çoğu metaller katalitik etki ile
oksidasyon olayını hızlandırma ve verimli kılma özelliğine sahiptir. Demir iyonunun varlığında
H2O2 oksidantı, ortama hidroksil radikalleri (•OH) vermektedir. Bu radikal, flor gazından (F 2)
sonra gelen en kuvvetli oksitleyici özelliği taĢımaktadır (Kurt ve diğ., 2000). Sucul ortamda
hidroksil radikalinin ortaya çıkmasına neden olan Fenton Reaksiyonu, genelde sularda bulunabilen
demir iyonlarının katalitik etkisi ile EĢitlik 1‘deki gibi meydana gelir (Zhang ve diğ., 2006).
Fe+2+ H2O2 → Fe+3 + OH- + •OH
(1)
468
M. O. Orkun, A. Kuleyin
Fenton uygulamasında, hidroksil radikallerinin direkt olarak organik maddelerle EĢitlik 2. ve
EĢitlik 3.‘de görüldüğü gibi tepkime vermesi istenir.
•OH + C6H6 → (OH) C6H6•
(2)
Organik bileĢikleri okside edecek olan hidroksil radikalleri doğal olarak kendiliğinden
oluĢmamaktadır. Bu tür arıtma prosesi için laboratuardaki uygulamalarda zincirleme oluĢan
reaksiyonların profili açıklayıcı olabilmektedir. Buna göre tipik bir uygulamada; EĢitlik 3.‘de
gösterilen reaksiyon profiline göre reaksiyonlar cereyan edecektir.
Organik madde → OksitlenmiĢ ‖A‖ ara ürünü →
OksitlenmiĢ "B" ara ürünü → OksitlenmiĢ "C" ara ürünü →
OksitlenmiĢ"D"ara ürünü →OksitlenmiĢ"E"ara ürünü → CO2 (3)
Fenton reaksiyonunu etkileyen faktörler arasında; kirlilik yüküne bağlı olarak Fe +2/H2O2 oranı,
sıcaklık, pH, reaksiyon süresi, oksijen, UV ıĢınları vb. sayılabilir (Kurt ve diğ., 2000). Ayrıca
fenton oksidasyon reaksiyon hızı iki önemli faktörden etkilenmektedir. Bunlar; hidrojen
peroksit dozu ve demir konsantrasyonudur (. Demir konsantrasyonu reaksiyon kinetiği
açısından önemli olmasına karĢın, peroksit dozu da daha iyi bir oksidasyon verimi sağlanması
açısından önemlidir (Chamarro ve diğ., 2001; Aydın ve diğ., 2002). Fenton oksidasyonu,
reaksiyon esnasında yüksek oksitleme kapasitesine sahip hidroksil radikallerinin (OH•)
oluĢumunu destekleyen ve aĢağıdaki denklemle ifade edilen kimyasal mekanizmalar
içermektedir (Chamarro ve diğ., 2001; Aydın ve diğ., 2002).
Fe 2+ + H2O2 → Fe 3+ + OH − + OH•
(4)
Ortamdaki Fe hidroksil radikallerinin diğer bir reaksiyonu ile Fe 'e yükseltgenir.
+2
3+
OH• +Fe2+ → OH− + Fe3+
...................
(5)
Fe+3 'ün katalitik etkisiyle aĢağıda belirtilen hidroksil ve hidroperoksil (HO2•) radikal oluĢum
mekanizmaları ile H2O2 bozunur.
Fe+3 + H2O2 ↔ Fe -OOH2+ + H+
Fe - OOH
2+
→ HO2•+ Fe
2+
(6)
(7)
Fe2+ + HO2•→ Fe+3 + HO2 −
(8)
Fe + HO2• → Fe
(9)
3+
2+
+
+ H + O2
OH• + H2O2 → H2O + HO2•
(10)
Fenton oksidasyonu prosesi genel olarak 4 ana bölümde gerçekleĢtirilir. Bunlar sırasıyla; pH
ayarlama, oksidasyon reaksiyonu, nötralizasyon-koagülasyon ve çöktürmedir. Bu Ģekilde
organik maddeler iki aĢamada oksidasyon ve koagülasyon ile giderilmektedir (Bidga, 1995;
Birgül ve diğ., 2007). Son yıllarda, fenton proseslerle elektrokimyasal metot uygulamaları bir
arada denenmektedir ki bu da elektrofenton (E-fenton) metot olarak adlandırılır. Bu çalıĢmalar
değiĢik Ģekilde uygulanabilirler. Demir ve hidrojen peroksit sisteme dıĢarıdan ilave edilebilir ya
da hidrojen peroksit dıĢarıdan eklenip; tükenen demir elektrotlar demir iyon kaynağı olarak
kullanılabilirler (Zhang ve diğ., 2006; Lin ve diğ.,2000). Bununla birlikte yüksek elektrofenton
prosesler çok kirli atıksuların arıtımında da kullanılabilirler (Zhang ve diğ., 2006; Lin ve
diğ.,2000; Chou ve diğ., 1999).
Elektro-Fenton Prosesi Kullanılarak Katı Atık Sızıntı Suyundan Kimyasal Oksijen İhtiyacı
Gideriminin İncelenmesi
469
2. Materyal - Metot
2.1. Materyal ve Deney Düzeneği
Denemelerde Samsun Canik Belediyesi sınırları içerisinde bulunan Yılanlıdere Çöplüğü‘nden
temin edilen sızıntı suları kullanılmıĢtır. Elektro-fenton deneyleri ġekil 1‗de gösterilen deney
düzeneğinde gerçekleĢtirilmiĢtir. Akım ve voltaj kontrollü dijital bir güç kaynağı kullanılmıĢtır.
ÇalıĢma düzeneği olarak kullanılan elektrokoagülatör 11*9.8*11 cm boyutlarında preksiglasdan
yapılmıĢ olup, üç anot ve üç katot olmak üzere toplam altı adet paralel bağlı elektrotdan
oluĢmuĢtur. Bu elektrotlar sistem içerisine 1cm aralıklarla yerleĢtirilmiĢtir. Elektrot materyali
olarak 6.7*4.3*0.2 cm boyutlarında, 172.86 cm2 aktif yüzey alanına sahip %90 saflıkta demir
plakalar kullanılmıĢtır.
Şekil 1. Deney düzeneği
2.3. Analitik Metot
Elektrotlar reaktöre yerleĢtirildikten sonra hücreye 850 ml elektrolit (sızıntı suyu) konulmuĢ,
güç kaynağı üzerinde istenilen akım ve voltaj ayarlaması yapılarak çalıĢmalar
gerçekleĢtirilmiĢtir. Fe elektrotlarla gerçekleĢtirilen elektro-fenton prosesi denemelerinde %33‘
lük H2O2 kullanılmıĢtır. Belirlenen H2O2 dozu elektrolite deneyin baĢlangıcında tek adımda
eklenip, elektrolitin pH‘ sı 3.5‘a ayarlanıp elektrokoagülasyon iĢlemine tabi tutulmuĢtur.
Elektrolit sıcaklığı 250C‘de sabit tutulmaya çalıĢılmıĢtır. Burada tükenen demir elektrotların
demir iyon kaynağı olarak kullanılması amaçlanmıĢtır. ĠĢlem bittikten sonra pH 10‘a
yükseltilerek çökme sağlanmıĢ ve KOĠ analizleri gerçekleĢtirilmiĢtir. Ayrıca deney sırasında
tükenen anot ve katot miktarını hesaplamak için, elektrotlar deneyden önce ve sonra hassas
terazide tartılmıĢtır. Bu denemelerde de KOĠ giderim verimi üzerine H2O2 konsantrasyonun ve
elektrokoagülasyon zamanının etkisi araĢtırılmıĢtır. KOĠ ölçümleri NOVA 60 marka
termoreaktör ve MERCK TR 620 marka fotometre kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir ve standart
metotlarda belirtildiği Ģekilde, kapalı reflux metoduyla kolorimetrik olarak belirlenmiĢtir.
Bu aĢamada sisteme dıĢarıdan değiĢik konsantrasyonlarda H2O2 eklenip KOĠ giderim verimi
üzerine etkisi araĢtırılmıĢtır. Bunun için sisteme deney baĢlangıcında tek adımda 250, 500, 750,
1000, 3000, 5000 ve 10000 ppm konsantrasyonlarında H2O2 ilave edilmiĢ, pH 300-4.00
aralığına ayarlanmıĢ, 20 mA/cm2 akım yoğunluğunda 30 dk elektrokoagülasyon uygulanmıĢtır.
Elde edilen sonuçlar ġekil 2‘de gösterilmiĢtir. Buradan görüldüğü gibi artan H2O2
konsantrasyonuyla KOĠ giderim verimi de artmıĢtır. Aynı Ģartlar altında (20 mA/cm2, pH 3.00,
470
30 dk), H2O2 yokluğunda giderim verimi %25 iken; 250, 500, 750, 1000, 3000, 5000 ppm H2O2
ilavesinde giderim verimi sırasıyla %35.62, %39.06, %45.62, %46.68, %49.68 ve %66‘e
yükselmiĢtir, 10000 ppm H2O2 ilavesinde ise verim çok fazla değiĢmemiĢ 5000 ppm ile yaklaĢık
aynı verimler elde edilmiĢtir. Optimum KOĠ giderim verimi 5000 ppm H2O2 ilavesinde %66
olarak elde edilmiĢtir. Bu dozda kg KOĠ/kg Fe ve enerji tüketimi değerleri de sırasıyla 2.011,
0.930‘dir (ġekil 3., ġekil 4.).
80
KOİ Giderim Verimi (%)
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
H2 O2 Miktarı (ppm)
7000
8000
9000
10000
Şekil 2. H2O2 Konsantrasyonun KOĠ Giderim Verimine Etkisi
3.0
kg KOİ / kg Fe
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
0
10
20
30
40
50
60
70
Zaman (dk)
Şekil 3. H2O2 Ġlavesinde Zamanla Demirin KOĠ Giderme Kapasitesindeki DeğiĢim
1.8
1.6
KWh / kg KOİ
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
H2 O2 miktarı (ppm)
7000
8000
9000
10000
Şekil 4. H2O2 Konsantrasyonun Enerji Tüketimine Etkisi
Bu nedenle en uygun H2O2 dozu 5000 ppm olarak belirlenmiĢtir ve bu dozda 15 dk ile 60 dk
arasında zaman denemeleri yapılmıĢtır. Elde edilen sonuçlar ġekil 5. ‘de verilmiĢtir. Ġlk 15
dk‘da bile %56.25‘lik bir giderim verimi elde edilmiĢtir ve verim 30 dk‘da %66, 45 dk‘da %70,
60 dk‘ da %74.21‘e yükselmiĢtir. Organik maddeler iki aĢamada oksidasyon ve koagülasyon ile
giderilmiĢtir.
Elektro-Fenton Prosesi Kullanılarak Katı Atık Sızıntı Suyundan Kimyasal Oksijen İhtiyacı
Gideriminin İncelenmesi
471
80
KOİ Giderim Verimi (%)
70
60
50
40
30
20
10
0
0
10
20
30
40
50
60
Zaman (dk)
Şekil 5. Zamanın KOĠ Giderme Verimine Etkisi
Demir elektrotlarla 20 mA/cm2 akım yoğunluğunda yapılan elektrokoagülasyon deneyinde en
yüksek verim 180 dk‘da %58.10, enerji tüketimi 44.802 kWh/m3, kg KOĠ giderimi için enerji
tüketimi 6.120 kWh/kg KOĠ ve demirin KOĠ giderme kapasitesi 0.621 kg KOĠ/kg Fe olarak elde
edilmiĢtir. Tablo 7.36.‘dan da görülebileceği gibi; 180 dk‘da elde edilen bu verim değerine çok
yakın bir değere elektrofenton proseste 15 dk‘da ulaĢılmıĢ ve verim giderek yükselerek 60 dk‘da
%74.21‘e artmıĢtır. Buna karĢılık enerji tüketimi 20.96 kWh/m3‘e, kg KOĠ giderimi için enerji
tüketimi 1.765 kWh/kg KOĠ düĢmüĢ ve demirin giderim kapasitesi de 1.943 kg KOĠ/kg Fe‘e
yükselmiĢtir (ġekil 3.).
4. Sonuçlar
Bu çalıĢmada sızıntı suyundan KOĠ giderimi için daha yüksek giderim verimleri elde etmek ve
maliyeti düĢürmek için elektrokoagülasyon prosesiyle fenton prosesi bir arada uygulanmıĢtır.
Daha yüksek KOĠ giderim verimlerine demir elektrotlarla yapılan elektrokoagülasyon prosesi
denemelerinde gerçekleĢen süreden çok daha kısa sürelerde ulaĢılmıĢtır. 5000 ppm H2O2 ilavesi
ile verim 1 saatte %74.21‘e yükselmiĢtir. Buna karĢılık enerji tüketimi demir elektrotta
gerçekleĢen enerji tüketiminin sekizde birine düĢmüĢtür. Yine H2O2 ilavesiyle demir elektrotun
KOĠ giderme kapasitesi 1.943 kg KOĠ/kg Fe‘e yükselmiĢtir. Bu sonuçlardan; elektrofenton
prosesinin; giderim verimi, enerji tüketimleri, elektrotların giderim kapasiteleri ve maliyet
dikkate alınarak sızıntı suyundan KOĠ giderimi için baĢarıyla uygulanabildiği görülmüĢtür.
Kaynaklar
Anonymous (2003). Criteria for Municipal Solid Waste Landfills. The Environmental Protection Agency Code of
Federal Regulations (CFR). 40,I, 258. U.S.A
Aydın, A. F., Sarıkaya, H. Z., (2002). Biyolojik proseslerle arıtılmıĢ afyon alkaloidleri endüstrisi atıksularının fenton
oksidasyonu ile ileri arıtımı. İTÜ Dergisi/D Mühendislik Cilt:1 Sayı:1.
Bidga, R. J., (1995). Consider fenton's chemistry for wastewater treatment. Chem. Eng. Prog., 91 (12), 62-66.
Birgül, A., Akal Solmaz, S. K. (2007). Tekstil endüstrisi atıksuları üzerinde ileri oksidasyon ve kimyasal arıtma
prosesleri kullanılarak KOĠ ve renk gideriminin araĢtırılması. Ekoloji, 15 (62), 72-80.
Chamarro, E., Marco, A. ve Esplugas, S., (2001). Use of fenton reagent to improve organic chemical
biodegradability. Water Research, 35 (4), 1047- 1051.
Chou, S.S., Huang, Y.H., Lee, S.N., Huang G.H., Huang C.P., (1999). Treatment of high strength hexaminecontaining wastewater by electro-Fenton method, Water Research, 33, 751–759.
472
Kurt, U., Gönüllü, M. T., (2000). Sızıntı sularının fenton reaksiyonu ile arıtılabilirliğinin araĢtırılması. I.Ulusal Katı
Atık Kongresi. Ġzmir, 18-21 Nisan 2001, 23-35.
Lin, S.H., Chang, C.C., (2000). Treatment of landfill leachate by combined electro-Fenton oxidation and sequencing
batch reactor method. Water Research, 34, 4243–4249.
Yıldız, ġ., (2000). Katı Atık Depolama Sahalarında OluĢan Çöp Sızıntı Suları ve Arıtılması. Yüksek Lisan Tezi.
Gebze Ġleri Teknoloji Enstitüsü. Mühendislik ve Fen Bilimleri Enstitüsü. Gebze.
Zhang, H. , Zhang, D., Zhou, J., (2006). Removal of COD from landfill leachate by electro-fenton method. Journal of
Hazardous Materials, B135, 106–111.
Zhang, H., Choi, H.J., Huang, C. P., (2005). Optimization of fenton process for the treatment of landfill leachate. J.
Hazard. Mater., 125, 166–174.
11-13 Haziran 2008
Atıksulardaki Ni2+ ve Cd2+ İyonlarının Valeks Tanin Reçinesi
Üzerine Adsorpsiyonu
Meral Evci Yurtsever ve İ. Ayhan Şengil
Sakarya Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Esentepe Kampüsü, 54187, Sakarya.
Öz Bu çalıĢmada amaç, doğada hemen hemen tüm bitkilerin kök, gövde, kabuk ve/veya
meyvelerinde bol miktarda bulunan tanin maddesinin bazik ortamda formaldehit ile
muamelesiyle geliĢtirilen bir adsorbent üzerinde, Cd2+ ve Ni2+ iyonlarının adsorpsiyon
davranıĢlarını irdelemektir. Valeks tanin reçinesi ile yapılan kesikli adsorpsiyon deneylerinde
tanecik boyutu, karıĢtırma hızı, ilk pH, sıcaklık ve metal iyon konsantrasyonu gibi değiĢkenlerin
adsorpsiyona etkileri incelenmiĢtir. Reçinenin yapısal özelliklerini açıklayabilmek için, SEM
görüntüsü, FTIR spektrumu, BET yüzeyi ve zeta potansiyeli ölçülmüĢtür. Adsorpsiyon
deneyleri sonucunda Cd2+ ve Ni2+ iyonlarının ikisi için de en uygun pH değerinin 4 civarında
olduğu görülmüĢ ve bu iyonlar için pH 4 değerinde gerçekleĢtirilen adsorpsiyon için izoterm
eĢitlikleri ve kinetik modeller hesaplamıĢtır. Cd2+ iyonunun adsorpsiyon dengesi Langmuir, Ni2+
iyonunun adsorpsiyon dengesi ise Freundlich izotermine uymaktadır. Partikül içi difüzyon
modeli, Pseudo birinci mertebe modeli, Pseudo ikinci mertebe modeli, ve Elovich denklemi gibi
kinetik modeller kullanılarak, adsorpsiyon kinetiği incelenmiĢtir. Adsorpsiyon kinetiğinin, en iyi
ikinci mertebe hız kinetiğine uyduğu diğer kinetik modellerin ise adsorpsiyon kinetiğini
tanımlamadığı görülmüĢtür. Bu çalıĢmalardan elde edilen sonuçlara göre, sulu çözeltilerdeki
Cd2+ ve Ni2+ iyonlarının valeks tanin reçinesi ile giderilebileceği söylenebilir.
Anahtar Kelimeler adsorbent; izoterm; kadmiyum; kinetik; nikel; tanin reçine
1. Giriş
Toksik etkileri, besin zincirinde birikmesi ve dolayısıyla insan vücudunda birikmesinden dolayı
ağır metal kirliliği çok önemli bir çevresel problemdir (Kowalski, 1994). Sulardaki Ni 2+ ve
özellikle Cd2+ gibi ağır metaller de, ekosistemdeki tüm canlılar için yüksek toksisiteye sahiptir.
Cd genellikle, nikel-kadmiyum pillerde, boya-pigment sanayiinde, alaĢımlarda ve elektronik
malzeme bileĢenlerinde kullanılır. Nikelin kullanım alanları ise; metal kaplama endüstrisi, pil
sanayii, alaĢımlar, pigmentler, madeni para, kaynak ürünleri, mıknatıslar, elektrotlar, elektrik
fiĢleri, makine parçaları ve tıbbi protezlerdir (internet). Eser halde Ni, bitkiler ve hayvanlar için
gerekli temel element özelliği taĢır. Fakat yüksek konsantrasyonu, bitkiler ve hayvanlar için
toksiktir. Ni tuzları ise kanser yapıcı olarak bilinir (Pradhan, 2005). Nikel‘ in sağlık açısından en
yaygın olan kötü etkisi; insanlar üzerinde alerjik reaksiyonlara sebep olmasıdır, nikelin yüksek
miktarları akciğer ve nazal sinüs kanserlerine sebep olur. Kronik olarak yüksek seviyelerde Cd‘
a maruz kalmanın; böbrek yetersizliği, kemik yapısının bozulması, karaciğer hasarı ve kan
hücrelerinin tahrip olması gibi sorunlara yol açtığı bilinmektedir. Cd ve Cd bileĢiklerinin
kanserojen bir madde olduğu bir çok sağlık kuruluĢu tarafından açıklanmıĢtır (Sheng, 2004).
Sulu ortamlarda bulunan ağır metallerin giderilmesinde kullanılan konvansiyonel yöntemlerden
bazıları; iyon değiĢtirme, çözücü ekstraksiyonu, kimyasal çöktürme, membran teknolojileri, ters
474
M. E. Yurtsever, İ. A. Şengil
osmoz, filtrasyon ve adsorpsiyon Ģeklinde sıralanabilir. Kullanılan yöntemlerin birçok avantajı
olduğu gibi, yüksek maliyet, etkin giderememe, fazla atık oluĢumu gibi bazı dezavantajları da
mevcuttur. Günümüze kadar ağır metallerin adsorpsiyonla giderilmesi konusunda sayısız
adsorbent ile çalıĢmalar yapılmıĢtır. Bu çalıĢmalar; ekolojik, ekonomik, beslenme ve sağlık
konularıyla yakından iliĢkili olduğundan dolayı ilgi çekicidir (Lawrance, 1996). Literatürdeki
birçok çalıĢmada; zeolitler, klinoptilolit, bentonit, alunit, perlit, sepiyolit, paligorskit, pirit,
dolomit, illit, hematit, montmorillonit, vollastonit, antrasit, kaolin, feldispat, fosfojips, kum,
ponza taĢı vs. gibi tabii maddeler adsorbent olarak kullanılmıĢtır. Günümüzde doğal veya
sentetik olarak elde edilen birçok maddenin adsorbent olarak değerlendirilmesi hakkında çeĢitli
çalıĢmalar mevcuttur. Materyal maliyetini düĢürmek için alternatif adsorbent olarak daha düĢük
maliyetli yer kömürü, odun talaĢı, aktif kil, diatome toprağı, alum çamuru, alüminyum oksitler,
boksit çamuru, arıtma çamuru, odun külü, uçucu kül, fırın külleri, maden eritme ocağı cürufu ve
yünler üzerinde çalıĢılmıĢtır. Literatürde ayrıca; silika jel, aktif alümina, polimerler
(poliakrilamidin vs.), turbalar, çeĢitli bitkilerin kabukları ve/veya çekirdekleri gibi tarımsal ve
orman ürünleri atıkları, tanin jelleri ve diğer biyosorbentler gibi değiĢik örnekler, alternatif
adsorbentler olarak önerilmektedir. Son zamanlarda biyosorpsiyona, sulu çözeltilerden metal
iyonlarını toplayan ve bağlayan hareketsiz, ölü mikrobiyal biyokütle tiplerine giderek artan bir
ilgi vardır (Volesky, 1995; Romero-Gonzalez, 2003). Taninler gibi biyokütle maddeleri nispeten
ucuzdur ve dünya çapında bol miktarda bulunmaktadır. Bitki orijinli olan taninler, molekül
yapılarında büyük miktarlarda polifenolik grupların bulunması sayesinde metallerle
kompleksleĢerek ĢelatlaĢma özellikleri taĢır (Lima, 1998). Taninler; Cd, Cr, Co ve U gibi
elementler için yüksek çekicilik özelliği gösterirler. Taninler adsorbent olarak kullanıldığında
immobilize edilmelidir. Çünkü tanin molekülleri suda çözülebilir. Çözünmez hale getirilmiĢ
tanin; U, Pb, Cr ve Ag gibi bazı metallere karĢı yüksek adsorpsiyon kapasitesi gösterir (Nakano,
2001). Tanin reçinelerle Cr6+ (Nakano, 2000; Nakano, 2001), Au3+ (Parajuli, 2007; Ogata,
2005), Pd2+ (Kim, 2004), Am3+ (Matsumura, 1998), Pb2+ (Zhan, 2003), U (Nakajima, 1999) ve
VO2+, VO3- (Nakajima, 2002), iyonlarının adsorpsiyon yoluyla giderilmesi çalıĢmaları
bulunmaktadır. Ayrıca, Th(IV) (Liao, 2004a), UO22+ (Liao, 2004b), Cu2+ (Liao, 2004c), Pt4+,
Pd2+ (Ma, 2006) ve Bi3+ (Wang, 2006) iyonlarının adsorpsiyonları, üzerinde tanin reçine
sabitlenmiĢ olan membran kullanılarak çok verimli bir Ģekilde gerçekleĢtirilmiĢtir. Biyokütle
maddeleri ile atıksular arıtılabildiğinden dolayı bu maddeler kirlenmiĢ ortamlardaki çevre
kirliliğinin önüne geçilmesinde çare niteliğinde bir potansiyele sahiptir. KirlenmiĢ yeraltı
sularından ve atıksulardan radyoaktif ve ağır metallerin geri kazanılması için biyokütle
maddelerinin kullanılması, arzu edilen iyonlara karĢı seçiciliği ve bu maddelerin bolca
bulunması sebebiyle ucuz ve cazip bir teknolojik alternatiftir (Santana, 2002).
2.1. Tanin Reçinesinin Hazırlanması
Valeks tanini belli bir miktarda tartılarak oda sıcaklığında önce amonyakla karıĢtırıldı, daha
sonra formaldehit ile karıĢtırılarak polimerizasyonu sağlandı ve 70 oC etüve konuldu. 3 saat
boyunca etüvde kurutulduktan sonra ezildi. 0.1 N HNO3 çözeltisi ile yıkandıktan süzüldü ve
daha sonra saf su ile de yıkanarak safsızlıklar giderilmesi sağlandı. Tekrar süzüldükten sonra
105 oC‘ de etüve kondu ve iyice kuruyuncaya kadar bekletildi. Ezildi ve ASTM tipi eleklerde
elenerek 38 μm-150 μm arasında 5 farklı tane boyutuna ayrıldı. Kesikli adsorpsiyon
deneyleriyle; tanecik boyutu, karıĢtırma hızı, ilk pH, sıcaklık ve metal iyon kons. gibi
değiĢkenlerin adsorpsiyon sürecine etkileri incelendi.
Atıksulardaki Ni2+ ve Cd2+ İyonlarının Valeks Tanin Reçinesi Üzerine Adsorpsiyonu
475
2.2. Adsorbent karakterizasyonu
Adsorbentlerin adsorpsiyon iĢlemi için ne ölçüde uygun olduğunu belirlemek açısından
adsorpsiyon karakterizasyonu yapmak çok önemlidir. Bu amaçla; valeks tanininin ve valeks
tanin reçinesinin, Taramalı Elektron mikroskobu (TEM) ile görüntüleri çekilmiĢtir. Tanin ve
tanin reçinelerinin fonksiyonel gruplarındaki titreĢim frekansı değiĢiklikleri FT-IR kullanılarak
ölçülmüĢtür. BET yüzey alanları ve Zeta potansiyelleri ölçülmüĢtür.
Şekil 1. Ham valeks‘ in taramalı elektron mikroskobu ile elde edilen görüntüleri.
Şekil 2. 38µm-53µm tane boyutundaki valeks reçinesinin TEM görüntüleri.
Görüntülerden; ham taninin yapısının, reçine haline gelmesiyle değiĢtiği ve yüzey
pürüzlülüğünün arttığı anlaĢılmaktadır. IR spektrum sonuçlarına göre, ham tanin ve reçinenin
yapısında fenolik -OH gruplarının, aromatik ve alifatik C-H gruplarının varlığı gözlenmiĢtir.
Valeks tanininden elde edilen reçineye ait B.E.T. yüzeyi ölçülmüĢ ve B.E.T.-N2 spesifik yüzey
alanı 3.821 m2/g olarak bulunmuĢtur. Valeks reçinesinin izoelektrik noktası pH=2.2
değerindedir. Reçine, pH=2 değerinin üzerinde negatif bir yüzeye sahiptir.
3. Sonuç ve Öneriler
3.1. Tanecik Boyutu, KarıĢtırma Hızı, Ġlk pH, Sıcaklık ve Metal Ġyon Konsantrasyonu
gibi DeğiĢkenlerin Adsorpsiyona Etkileri
38-150 µm arasında kalan tane boyutlarındaki 5 farklı reçineyle yapılan çalıĢmalar sonucunda
en iyi verim 38-53 µm tane boyutundaki reçineyle elde edilmiĢtir. Bundan dolayı yapılan diğer
çalıĢmaların hepsinde bu tane boyutu kullanılmıĢtır. Ayrıca 130, 250, 350, 450 ve 800 rpm gibi
5 farklı karıĢtırma hızında yapılan deneyler; karıĢtırma hızının, metal iyonlarının adsorpsiyonu
üzerine fazla etkili olmadığını ortaya çıkarmıĢtır. Bundan sonraki çalıĢmalarda, incelenen metal
iyonları için, karıĢtırma hızı, ortalama bir değer olarak 350 rpm seçilmiĢtir. pH ve sıcaklık
konusunda yapılan adsorpsiyon çalıĢmalarından elde edilen sonuçlara göre çizilen grafikler
476
pH=7
pH=4
10
8
6
4
2
0
pH=6
pH=3
pH=5
pH=2
Adsorplanan Ni 2+
miktarı (mg/g)
Adsorplanan Cd 2+
miktarı (mg/g)
aĢağıdaki ġekil 3-4‘ te verilmiĢtir. Sıcaklık parametresi dıĢında yapılan tüm çalıĢmalar 20 oC‘ de
gerçekleĢtirilmiĢtir. Farklı baĢlangıç metal konsantrasyonu konusunda yapılan çalıĢmalar
sonucunda, çözeltinin konsantrasyonu arttıkça adsorbentin yüzeyi doyduğu görülmüĢtür ve
adsorpsiyon kinetikleri ve izotermleri hesaplanmıĢtır. ġekil 3‘ te valeks reçinesinin Cd2+ ve
Ni2+‘i pH=4 civarında iyi adsorpladığı görülmektedir. ġekil 4‘te görüldüğü gibi, valeks
reçinesinin üzerinde Cd2+ ve Ni2+ iyon adsorpsiyonu endotermiktir.
0
30
pH=7
pH=4
10
8
6
4
2
0
0
60 90 120 150 180
Zaman (dakika)
30
pH=6
pH=3
pH=5
pH=2
60 90 120 150 180
Zaman (dakika)
50
Adsorplanan Ni
miktarı (mg/g)
2+
Adsorplanan Cd 2+
miktarı (mg/g)
Şekil 3. Ġlk pH değiĢimine göre Cd ve Ni adsorpsiyonu.
40
30
t=90°C
t=70°C
t=50°C
t=30°C
t=20°C
20
10
0
0
30
40
30
t=90°C
t=70°C
t=50°C
t=30°C
t=20°C
20
10
60 90 120 150 180
Zaman (dakika)
0
0
30
60 90 120 150 180
Zaman (dakika)
ġekil 4. Sıcaklık değiĢimine göre Cd ve Ni adsorpsiyonu.
3.2. Adsorpsiyon Ġzotermleri
Tablo 1‘ de, Cd2+, için Langmuir denkleminin korelasyon katsayısının 0.99‘ dan büyük olduğu
yani çok Langmuir‘ e iyi uyduğu, Ni2+ iyonları için ise adsorpsiyon dengesinin Freundlich
izotermine uyduğu görülmektedir. Cd2+ adsorpsiyonunun Tempkin izotermine de uyum
sağladığı görülmektedir. Dubinin-Radushkevich izotermi ise iki metale de uymamaktadır.
Tablo 1. Metal adsorpsiyonunda izoterm çalıĢmalarına ait sonuçlar
Langmuir izotermi
aL
KL
Q0
(L/mg) (L/g) (mg/g)
Freundlich izo.
R2
KF
(L/g)
n
R2
Tempkin izotermi
B
A
(L/g)
R2
Dubinin-Radush. izo.
qm
β
(mmol/g) (mmol2/j2)
Valeks Cd2+ 0.267 16.920 63.291 0.995 18.793 2.539 0.925 9.029 10.894 0.997 410.141
Valeks Ni2+ 0.110 9.200 83.333 0.982 12.691 1.891 0.996 12.914 3.152 0.937 802.154
R2
-3.E-06 0.839
-1.E-05 0.696
Atıksulardaki Ni2+ ve Cd2+ İyonlarının Valeks Tanin Reçinesi Üzerine Adsorpsiyonu
477
3.3. Adsorpsiyon kinetikleri
Cd2+ ve Ni2+ adsorpsiyonunun daha iyi anlaĢılması için, partikül içi difüzyon modeli, Pseudo 1.
mertebe modeli, Pseudo 2. mertebe modeli, ve Elovich denklemi gibi kinetik modeller
kullanılarak hesaplamalar yapılmıĢ ve elde edilen sonuçlar sırasıyla Tablo 2, 3‘ te verilmiĢtir.
Tablo 2. Cd2+ adsorpsiyonunda kinetik parametreler ve R2 değerleri.
Cd2+
Co
(mg/L)
10
25
50
75
100
150
qe
(mg/g)
9.692
23.862
41.934
49.803
55.160
62.179
Partiküliçi dif. modeli Pse.1. mert. denk Pse. 2. mert. denk.
kint
k1
k2
R2
R2
R2
(mg/g.dak1/2)
(1/dak)
(g/mg.dak)
0.3014
0.891 0.0308 0.957
0.0253
0.9980
0.5713
0.556 0.0297 0.574
0.0454
0.9999
0.5043
0.909 0.0134 0.923
0.0178
0.9997
0.8772
0.808 0.0164 0.850
0.0120
0.9994
1.1457
0.955 0.0302 0.914
0.0049
0.9980
0.2182
0.883 0.0151 0.907
0.0387
1.0000
Elovich denklemi
α
β
R2
(mg/g.dak) (g/dak)
9.149E+02 1.2583 0.962
1.684E+04 0.5676 0.821
2.370E+11 0.7504 0.985
1.221E+07 0.4143 0.949
6.450E+06 0.3709 0.821
7.204E+43 1.7224 0.971
Tablo 3. Ni2+ adsorpsiyonunda kinetik parametreler ve R2 değerleri.
Ni2+
Co
(mg/L)
10
25
50
75
100
150
qe
(mg/g)
9.614
21.858
39.119
52.909
63.991
76.529
Partiküliçi dif. modeli Pse.1. mert. denk Pse. 2. mert. denk.
kint
k1
k2
R2
R2
R2
(mg/g.dak1/2)
(1/dak)
(g/mg.dak)
0.2922
0.681 0.0296 0.845
0.0616
1
0.2969
0.904 0.0205 0.685
0.0343
0.9999
0.1556
0.640 0.009 0.681
0.0408
0.9996
0.1383
0.624 0.0103 0.590
0.1051
0.9999
0.1738
0.768 0.0123 0.776
0.0342
0.9999
0.0829
0.239 0.0091 0.443
0.0903
1
Elovich denklemi
α
β
R2
(mg/g.dak) (g/dak)
6.571E+02 1.1617 0.917
6.676E+09 1.2775 0.975
1.216E+39 2.4913 0.661
1.250E+59 2.6846 0.703
5.639E+60 2.2989 0.747
2.367E+141 4.3573 0.285
Tablo 2-3‘ te Cd2+ ve Ni2+ metal iyonlarının valeks reçinesi üzerindeki adsorpsiyonunun, pseudo
ikinci mertebe hız kinetiğine çok iyi uyduğu görülmektedir. Diğer kinetik modellerin ise
adsorpsiyon kinetiğini tanımlamadığı görülmektedir.
Bu çalıĢmalardan elde edilen sonuçlara göre, sulu çözeltilerdeki Cd2+ ve Ni2+ iyonlarının valeks
tanin reçinesi ile verimli bir Ģekilde giderilebileceği söylenebilir. Literatüre bakıldığında da
tanin reçinelerin, ağır ve değerli metal gideriminde kullanıĢlı bir adsorbent olacağı
beklenmektedir. Böyle ucuz ve kolay temin edilebilen ve doğada bol miktarda bulunan doğal
malzemeleri kullanarak alternatif arıtma tekniklerinin geliĢtirilmesi yolunda daha fazla
çalıĢmalar yapılmalıdır.
Teşekkür
Bu çalıĢma, Türkiye Bilimsel ve Teknolojik AraĢtırma Kurumu (TÜBĠTAK) tarafından
desteklenmiĢtir. Desteklerinden dolayı, TÜBĠTAK‘ a Ģükranlarımızı sunarız.
Kaynaklar
http://www.metalurji.org.tr/dergi/dergi137/d137_4651.pdf
Kim, Y. H., Nakano, Y. (2005). Adsorption mechanism of palladium by redox within condensed-tannin gel, Wat.
Res. 39, 1324–1330.
478
Kowalski, Z., (1994). Treatment of chromic tannery wastes, J. Hazard. Mater. 37 137–144.
Lawrence, R., Rayson, G. D. (1996). Anal. Chem., 1, 23.
Liao, X., Li, L., Shi, B. (2004). Adsorption Recovery of thorium(IV) by Myrica rubra tannin and larch tannin
immobilized onto collagen fibres, J.Radioana. Nucl.Chem., 260 (3), 619-625.
Liao, X., Lu, Z., Zhang, M., Liu, X., Shi, B. (2004). Adsorption of Cu(II) from aqueous solutions by tannins
immobilized on collagen, J. Chem Technol Biotechnol, 79:335–342.
Liao, X., Ma, H., Wang, R., Shi, B. (2004). Adsorption of UO 22+ on tannins immobilized collagen fiber membrane,
Journal of Membrane Science 243, 235–241.
Lima, L., Olivares, S., Martinez, F., Torres, J., De La Rosa, D., Sepulveda, C. (1998). Use of immobilized tannin
adsorbent for removal of Cr(VI) from water, J. of Radi. Nuc. Chem., 231, 35-40.
Ma, H.W., Liao, X., Liu, X., Shi, B. (2006). Recovery of platinum(IV) and palladium(II) by bayberry tannin
immobilized collagen fiber membrane from water solution, J. of Membrane Sci., 278: 373–380.
Matsumura, T., Usuda, S. (1998). Applicability of insoluble tannin to treatment of waste containing Americium,
Journal of Alloys and Compounds, ???, 244–247.
Nakajima, A. (2002). Electron Spin Resonance Study on the Vanadium Adsorption by Persimmon Tanin Gel,
Talanta, 57, 537-544.
Nakajima, A., Sakaguchi, T. (1999). Recovery of uranium from uranium refining waste water by using immobilized
persimmon tannin‖, Journal of Radioanaly. Nuc.Chem., 242, (3), 623-626.
Nakano, Y., Miyazaki, A., Yamazaki, K. (2001). Recovery of silver from metal scraps bygel/liquid extraction‖, In:
Sixth World Congress of Chemical Engineering, Melbourne, Australia.
Nakano, Y., Takeshito, K., Tsutsumi, T. (2001). Adsorption Mechanism of Hexavalent Chromium by Redox within
Condensed-Tannin Gel, Wat. Res., 35(2), 496-500.
Nakano, Y., Tanaka, M., Nakamura, Y., Komo, M. (2000). Removal and Recovery System of Hexa. Chromium from
Wastewater by Tannin Gel Particles, J. Chem. Eng. Japan, 33(5), 747-752.
Ogata, T., Nakano, Y. (2005). Mechanisms of gold recovery from aqueous solutions using a novel tannin gel
adsorbent synthesized from natural condensed tannin, Wat. Res., 39, 4281-4286.
Parajuli, D., Kawakita, H., Inoue, K., Ohto, K., Kajiyama K. (2007). Persimmon peel gel for the selective recovery of
gold, Hydrometallurgy, 87, 133-139.
Pradhan, S., Shukla, S.S., Dorris, K.L. (2005). Removal of nickel from aqueous solutions using crab shells, J.
Hazard. Mater., B125 201–204.
Romero-Gonzalez, M.E., Williams, C.J., Gardiner, P.H.E., Gurman, S.J., Habesh, S. (2003). Spectroscopic studies of
the biosorption of gold(III) bydealginate d seaweed waste, Environ. Sci. Techn. 37, 4163–4169.
Santana, J. L., Lima, L., Torres, J., Martinez, F., Olivares, S. (2002). Simultaneous metal adsorption on tannin resins,
J. of Radioanalytical and Nuclear Chem., 251, (3), 467–471.
Sheng, P.X., Ting, Y.P., Chen, J.P., Hong, L. (2004). Sorption of lead, copper, cadmium, zinc, and nickel by marine
algal biomass: characterization of biosorptive capacity and investigation of mechanism, J. Colloid Interf. Sci.
275, 131–141.
Volesky, B., Holan, Z.R. (1995). Biosorption of heavy metals, Biotechn. Progr. 11, 235–250.
Wang, R., Liao, X., Zhao, S., Shi, B. (2006). Adsorption of bismuth(III) by bayberry tannin immobilized on collagen
fiber, J.Chem Technol Biotechno, 81:1301–1306.
Zhan, X.M., Zhao, X. (2003). Mechanism of lead adsorption from aqueous solutions using an adsorbent synthesized
from natural condensed tanin, Water Research, 37, 3905-3912.
11-13 Haziran 2008
Vişne Çekirdeğinden Elde Edilen Aktif Karbonun Sulu
Çözeltiden Boyarmadde Gideriminde Kullanılması
Özgül Gerçel1ve Ferdi Gerçel2
1
2
Çevre Mühendisliği Bölümü, Mühendislik Mimarlık Fakültesi, Anadolu Üniversitesi, Iki Eylül
Kampus 26555, Eskişehir
Kimya Mühendisliği Bölümü, Mühendislik Mimarlık Fakültesi, Anadolu Üniversitesi, Iki Eylül
Kampus 26555, Eskişehir
Öz ViĢne çekirdeğinden elde edilen aktif karbonun, sulu çözeltiden bazik tekstil boyasının
gideriminde etkinliği araĢtırılmıĢtır. Çözelti sıcaklığının, aktif karbon deriĢiminin ve
boyarmadde deriĢiminin yüzde giderim üzerine oldukça etkili olduğu görülmüĢtür. Langmuir
izoterm eĢitliği kullanılarak aktif karbonun adsorpsiyon kapasitesi belirlenmiĢtir.
Anahtar Kelimeler vişne çekirdeği;aktif karbon;adsorpsiyon
1. Giriş
1880‘li yıllarda, gözenekli karbonlar genellikle odunun karbonlaĢtırılması ile elde edilmekte ve
daha çok tıpta, koku giderici olarak ve silah sanayinde kulanılmaktaydı. II. Dünya SavaĢından
sonra sanayileĢmenin ve benzinli araçların kullanımının artması ile karbon kullanımı pekçok
alana yayılmıĢ ve üretimi de artmıĢtır (Marsh ve Rodriguez-Reinoso, 2006). Karbon içeren
pekçok madde aktif karbon üretimi için kullanılmaktadır. Ancak üretilen karbonun özellikleri,
üretildiği hammaddeye ve üretiliĢ yöntemine bağlı olarak değiĢmektedir.
Aktif karbon sıvı ortamda pekçok kullanım alanına sahiptir. Bunlardan bazıları, içme suyundan
tat, koku ve renk veren kirleticilerin giderimi, endüstriyel ve evsel atıksuların arıtımı, ilaç
endüstrisinde kullanılacak yüksek saflıkta suyun üretilmesi, yiyecek, içecek ve yağ
endüstrisinde istenmeyen koku ve tat giderimidir.
Üretilen yaklaĢık 450.000 ton boyanın 40.000 tonunun kullanılmadan atıksulara deĢarj edildiği
tahmin edilmektedir. Boyar maddeler asidik, bazik, reaktif, direkt, dispers, sulfur ve metalik
boyalar gibi pek çok çeĢite sahiptir. En düĢük kayıp akrilik liflerin boyanması sırasında (%5) ve
en büyük kayıp ise reaktif boyaların kullanımı sırasında (%50) oluĢmaktadır (Cooney, 1999).
Aktif karbon adsorpsiyonu ile boyar maddelerin sulardan uzaklaĢtırılması son yıllarda özellikle
üzerinde yoğunlaĢılan bir konudur.
Bu çalıĢmada viĢne çekirdeklerinden potasyum karbonat kullanılarak gerçekleĢtirilen kimyasal
aktivasyonu sonucu elde edilen aktif karbonun sulu çözeltiden boyarmadde giderimindeki
etkinliği araĢtırılmıĢtır. Bu amaçla bazik boya seçilmiĢ ve belirli deriĢimlerde sulu çözeltileri
hazırlanmıĢtır. Boyar madde giderimi üzerine adsorban madde deriĢiminin, baĢlangıç
boyarmadde deriĢiminin, sıcaklığın etkisi incelenmiĢtir. Ayrıca izoterm çalıĢması yapılmıĢtır.
Elde edilen sonuçlar, elde edilen karbonun sulu çözeltiden bazik boyar madde gideriminde
baĢarı ile kullanılabileceğini göstermiĢtir.
480
O.Gerçel ve F.Gerçel
2. Deneysel Çalışmalar
2.1. Aktif Karbonun Hazırlanması
Aktif karbon hazırlanmasında hammadde olarak kullanılan viĢne çekirdekleri Aroma Meyve
Suları ve Gıda Sanayi A.ġ.den temin edilmiĢtir. Çekirdekler distile su ile yıkanarak üzerinde
bulunan toz ve diğer kirlerden temizlendikten sonra etüvde kurutulmuĢtur. Kapsüllere boĢaltılan
potasyum karbonatlı viĢne çekirdekleri 850 °C fırında karbonlaĢtırılmıĢtır. Aktif karbon
soğuduktan sonra fırından alınmıĢ ve distile su ile yıkanarak üzerindeki kimyasallar
uzaklaĢtırılmıĢtır. Etüvde 24 saat bekletilen aktif karbon eleklerden geçirilerek deneylerde
kullanılmak üzere hazırlanmıĢtır.
2.2. Kesikli Adsorpsiyon Deneyleri
Kesikli adsorpsiyon deneyleri çoklu magnetik karıĢtrıcılar kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir.
Sıcaklık, termostatlı su banyoları kullanılarak sabit tutulmuĢtur. ÇalıĢmada 1000 mg/L
deriĢimde stok (Bazik Sarı 1) boya çözeltisi hazırlanmıĢ istenilen diğer deriĢimler bu çözeltiden
seyreltilerek elde edilmiĢtir. Farklı deriĢimlerdeki boya çözeltileri ve aktif karbon dengeye
ulaĢılıncaya
kadar
karıĢtırılmıĢtır. Santrifüj
iĢleminden
sonra
örnekler
UVspektrofotometresinde okunarak daha önceden hazırlanmıĢ kalibrasyon eğrisine göre deriĢimleri
belirlenmiĢtir.
3.1. Aktif Karbon DeriĢiminin Bazik Sarı 1 Yüzde Giderimi Üzerine Etkisi
Bu çalıĢmada, viĢne çekirdeğinden kimyasal aktivasyon uygulanarak hazırlanan aktif karbonun
sulu çözeltiden bazik boyar madde giderimindeki etkinliği araĢtırılmıĢtır. Aktif karbon
deriĢiminin sulu çözeltiden boyar madde giderimi üzerine etkisinin incelendiği bu grup
çalıĢmalarda 200 mg/L baĢlangıç Bazik Sarı 1 deriĢimi seçilmiĢtir. Aktif karbon deriĢimi 0.2 ile
1.0 g/L arasında değiĢtirilerek deneyler yapılmıĢtır. Çözeltideki son deriĢim belirlenerek yüzde
giderim değerleri hesaplanmıĢtır. Elde edilen veriler ġekil 1‘de görülmektedir.
Giderim (%)
100
80
60
40
20
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1
1,1
Aktif Karbon Derişimi (g/L)
Şekil 1. Aktif karbon deriĢimi ile Bazik Sarı 1 giderim yüzdesinin değiĢimi
3.2. BaĢlangıç Bazik Sarı 1 DeriĢiminin Yüzde Giderim Üzerine Etkisi
ÇalıĢmanın bu bölümünde BaĢlangıç Bazik Sarı 1 deriĢiminin giderim yüzdesi üzerine etkinliği
araĢtırılmıĢtır. Bu amaçla baĢlangıç boyarmadde deriĢimi 250, 300, 350 ve 400 mg/L olan
Vişne Çekirdeğinden Elde Edilen Aktif Karbonun Sulu Çözeltiden Boyarmadde Gideriminde
Kullanılması
çözeltiler hazırlanmıĢ 0.8 g/L aktif karbon deriĢiminde
gerçekleĢtirilmiĢtir. Elde edilen sonuçlar ġekil 2‘de verilmiĢtir.
adsorpsiyon
481
deneyleri
200
ÇıkıĢ deriĢimi (mg/L)
160
Giderim (%)
120
80
40
200
250
300
350
400
450
Başlangıç Basic Yellow 1 derişimi (mg/L)
Şekil 2. BaĢlangıç Bazik Sarı 1 deriĢimi ile giderim yüzdesinin değiĢimi
ġekilden görüldüğü gibi Bazik Sarı 1 deriĢiminin artması, çıkıĢ deriĢiminin artmasına ve
giderim yüzdesinin düĢmesine sebep olmaktadır. 250 mg/L baĢlangıç derĢiminde giderim %80
iken, 400 mg/L deriĢiminde %52 olmaktadır.
3.3. Sıcaklığın Bazik Sarı 1 Yüzde Giderimi Üzerine Etkisi
ViĢne çekirdeğinden potasyum karbonat kimyasal aktivasyonu ile elde edilen aktif karbonun
sulu çözeltilerden bazik boyar madde giderimi üzerindeki etkinliğinin araĢtırıldığı bu çalıĢmada
sıcaklığın Bazik Sarı 1 adsorpsiyonu üzerine etkinliği de araĢtırılmıĢtır. Bu amaçla 350 mg/L
baĢlangıç Bazik Sarı 1 deriĢimine sahip çözelti ve 0.8 g/L karbon deriĢimi seçilmiĢtir. Sıcaklığın
etkisi çözelti sıcaklıkları 25, 35 ve 45°C lerde sabit tutularak incelenmiĢtr. Çözelti sıcaklığı ile
Bazik Sarı 1 giderim yüzdesinin değiĢim grafiği ġekil 3‘de verilmiĢtir.
ġekilden de görüldüğü gibi laboratuvar ortamında elde edilen aktif karbon üzerinde Basic
Yelow 1 adsorpsiyonu çözelti sıcaklığındaki değiĢimlerden etkilenmektedir. Sıcaklık 25°C‘de
35°C‘ye yükseltildiğinde giderim yüzdesi %57 den %70‘e yükselmektedir. Sıcaklık 25°C‘de
45°C‘ye yükseltildiğinde Basic Yelow 1 çıkıĢ deriĢimi 148 mg/L‘den 93mg/L‘ye düĢmektedir.
Giderim yüzdesi ise %57 den %73 yükselmektedir. Basic Yelow 1 adsorpsiyonunda çözelti
sıcaklığının 25°C‘de 35°C‘ye yükseltilmesinin, sıcaklığın 35°C‘de 45°C‘ye yükseltilmesinden
daha etkili olduğu görülmektedir.
482
O.Gerçel ve F.Gerçel
160
140
ÇıkıĢ derĢimi (mg/L)
120
Giderim(%)
100
80
60
40
20
25
30
35
40
45
50
Sıcaklık (oC)
Şekil 3. Çözelti sıcaklığı ile Bazik Sarı 1 giderim yüzdesinin değiĢimi
3.4. Adsorpsiyon Ġzotermleri
Adsorpsiyon izotermleri adsorpsiyon sisteminin anlaĢılmasına yardımcı olan en önemli
verilerdir. Bu çalıĢmada denge verilerinin Langmuir ve Freundlich izoterm eĢitliklerine
uygunlukları araĢtırılmıĢtır.
Langmuir adsorpsiyon izotermi adsorpsiyonun belirli homojen bölgelerde gerçekleĢtiğini
varsaymaktadır. Langmuir izoterm eĢitliğinin lineer hali aĢağıdaki gibi verilebilir.
Ce
1
C

 e
qe qmax K L qmax
(1)
Burada qmax denge adsorpsiyon kapasitesi (mg/g), Ce çözeltideki denge boya deriĢimi (mg/L)ve
KL Langmuir adsorpsiyon sabiti (L/mg)‘dir.
Ce/qe (g/L)
Ce/qe karĢılık Ce değerlerinin grafiğe geçirilmesi ile elde edilen doğrunun eğimi 1/q max ve kesim
noktası 1/qmaxKL‘dir. ViĢne çekirdeğinden elde edilmiĢ aktif karbon ile Bazik Sarı 1 adsorpsiyonunda elde edilen grafik ġekil 4‘de verilmiĢtir. Yapılan hesaplamalar sonucunda Langmuir
izoterm parametrelerinden qmax değeri 263 mg/g ve KL değeri 3.1 L/mg olarak bulunmuĢtur.
1,6
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
0
100
200
Ce (mg/L)
Şekil 4. Langmuir izoterm grafiği
300
400
Vişne Çekirdeğinden Elde Edilen Aktif Karbonun Sulu Çözeltiden Boyarmadde Gideriminde
Kullanılması
483
Freundlich izoterm eĢitliği ise aĢağıdaki Ģekilde lineer hale getirilebilmektedir.
1
ln qe  ln K F  ln Ce
n
(2)
burada KF (L/g) ve n (boyutsuz) Freundlich adsorpsiyon izoterm sabitleridir. ViĢne
çekirdeğinden elde edilmiĢ aktif karbon ile Bazik Sarı 1 adsorpsiyonunda lnqe karĢılık lnCe
grafiği çizilerek adsorpsiyon izoterm sabitleri araĢtırılmıĢ ancak bu adsorpsiyon sisteminin
Freundlich izoterm eĢitliğine uymadığı sonucuna varılmıĢtır.
4. Sonuç
Bu çalıĢmada meyve suyu fabrikası atıklarından, viĢne çekirdeklerinin aktif karbon üretiminde
kullanılabilirliği araĢtırılmıĢtır. Bu amaçla potasyum karbonat kullanılarak kimyasal aktivasyon
uygulanan aktif karbon elde edilmiĢtir. Elde edilen aktif karbonun sulu çözeltilerdeki etkinliği
bazik boyarmadde kullanılarak araĢtırılmıĢtır. ÇeĢitli parametrelerin boya adsorpsiyonuna
etkinliği incelenmiĢtir. Sonuç olarak elde edilen karbonun sulu çözeltilerden bazik boyar madde
gideriminde kullanılabileceği görülmüĢtür.
Kaynaklar
Marsh, H., Rodriguez-Reinoso, F. (2006). Activated carbon, , Elsevier Science&Technology books.
Cooney, D. O., (1999). Adsorption design for wastewater treatment , Lewis Publishers
11-13 Haziran 2008
Spesifik Metanojenik Aktivite Testinin Optimizasyonu
S. Semih Sağlam, S.Yasin Özdemir, Mustafa Işık*
*Aksaray Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 68100 Aksaray
Öz Son yıllarda enerjinin maliyetinin artması ile atıksuların arıtılmasında anaerobik arıtım baĢta
düĢük enerji maliyeti olmak üzere bir çok avantajı nedeniyle yaygın olarak kullanılmaya
baĢlamıĢtır. Anaerobik reaktörlerin iĢletilmesinde pH, bikarbonat alkalinitesi, uçucu yağ asitleri,
metan miktarı ve yüzdesi gibi parametrelerin yanında spesifik metanojenik aktivite (SMA) testi
sıkça kullanılan bir testtir. Test için standardize bir yöntem olmaması değiĢik çalıĢmalarda elde
edilen değerlerin birbirleri ile karĢılaĢtırılmasını zorlaĢtırmaktadır. Yukarı akıĢlı çamur yatak
reaktöründen alınan çamurun SMA testi için optimizasyon çalıĢması yapılarak elde edilen
sonuçlardan pratik kullanımı olan bir test iĢlemi önerilmiĢtir. Optimizasyon çalıĢmasında
optimum glikoz-KOĠ‘si ve NaHCO3 deriĢimleri sırası ile
15 g/l ve 7.5 g/l bulunmuĢtur.
Anahtar Kelimeler aktivite; anaerobik; metanojenik; optimizasyon
1. Giriş
Günümüzde anaerobik arıtım sistemlerine olan ilgi artmaktadır. Bunun en büyük nedeni klasik
aerobik arıtma sistemlerinde etkin iĢletme için gerekli olan oksijenin sisteme verilmesinin
maliyetidir. Anaerobik sistemlerde oksijen kullanılmadığı gibi, sistemden temiz ve yenilenebilir
enerji kaynağı olarak metan gazı elde edilerek büyük avantaj sağlanır. Anaerobik arıtımın son
yıllarda tercih edilmesi bu reaktörlerin iĢletilmesi esnasında izlenmesi gereken parametrelerde
bir standardizasyonu ihtiyaç haline gelmiĢtir. Anaerobik sistemlerin kararlı bir Ģekilde
iĢletilmesi için sürekli Ģekilde izlenilmesi gerekli parametreler arasında pH, sıcaklık, alkalinite,
gaz üretimi ve gaz bileĢimi, organik madde giderimi ile oluĢan uçucu yağ asitleri miktarı ve
bileĢimi gelmektedir. Anaerobik reaktörlerde istenen verimi elde etmek için reaktör içerisindeki
aktif metanojenik bakteri popülasyonu çok büyük önem göstermektedir. Anaerobik
mikroorganizmaların spesifik büyüme hızları aerobik mikroorganizmalara nazaran düĢük
olduğundan reaktör içerisinde çamur yaĢının büyük olması istenir. Uzun çamur alıkonma
süreleri reaktör içerisindeki mikroorganizma deriĢiminin maksimum seviyede tutulması ile
mümkündür. Mikroorganizma deriĢiminin fazla olması reaktörün verimi açısından önemlidir.
Çamur yaĢının büyük olması reaktör içerisindeki uçucu askıdaki katı maddenin (UAKM)
yüksek olması ile sağlanır. Ancak reaktör içerisindeki uçucu katı madde her zaman aktif
mikroorganizmayı temsil etmemektedir. GiriĢ atıksuyundaki organik maddelerde UAKM olarak
ölçülür. Dolayısıyla, reaktör içerisinde bulunan birim UAKM‘nin metanojenik aktivitesi büyük
önem taĢımaktadır (Ġnce ve diğ., 1995). Birim zamanda birim UAKM‘nin maksimum ürettiği
metan veya tükettiği metan eĢdeğeri kimyasal oksijen ihtiyacına (KOĠ) spesifik metanojenik
aktivite ismi verilmektedir. Burada çamurun ürettiği maksimum metan miktarı dikkate
alındığından test maksimum spesifik metanojenik aktivite olarak da isimlendirilmektedir.
486
S. S. Sağlam, S.Y. Özdemir, M. Işık
Bu test günümüze kadar; anaerobik reaktörün Start-up periyodunu baĢlatmak için uygun aĢı
seçimi (James ve diğ., 1990) (i), potansiyel inhibitör maddelerin etkisini değerlendirilmesi
(Harada ve diğ., 1994; Perle ve diğ.,1995) (ii), değiĢik atıksu ve maddelerin parçalanabilirliğinin
test edilmesi (Stewart et al., 1995) (iii), anaerobik iĢlem sırasında çamur aktivitesindeki
değiĢimin gözlenmesi (Jawed ve Tare, 1999) (iv), belirli bir anaerobik çamura uygulanabilecek
maksimum organik yüklemenin tespit edilmesi (Ġnce ve diğ., 1995) (v) ve kesikli kinetik
parametrelerin belirlenmesi (Jawed ve Tare, 1999) (vi) amaçları ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Test için
standardize bir yöntem olmaması değiĢik çalıĢmalarda elde edilen değerlerin birbirleri ile
karĢılaĢtırılmasını zorlaĢtırmaktadır. Bu çalıĢmada anaerobik reaktörden alınan çamurun SMA
değeri, uygun substrat ve alkalinite deriĢimini tespit etmek için önerilen pratik bir test iĢlemi ile
gerçekleĢtirilmiĢtir.
2. SMA Testinin Akış Şeması, Kullanılan Aşı Çamuru, Mineral Ortam
Teste baĢlamadan önce glikoz, NaHCO3, mineral ortam ve SMA denemesi yapılacak anaerobik
çamur için uygun stok çözeltilerinden Ģu bileĢim tavsiye edilmektedir. Glikoz-KOĠ (20 g/l),
NaHCO3 (7500 g/l), mineral bileĢim (mg/l) NH4Cl (400); MgSO4.7H2O (400); KCl (400);
(NH4)2HPO4 (80); CaCl2.2H2O (50); FeCl2.4H2O (40);CoCl2.6H2O (10); KI (10); (NaPO3)6 (10);
Cysteine-C6H12N2O4S2 (10); AlCl3.6H2O (0.5); MnCl2.4H2O (0.5); CuCl2 (0.5); ZnCl2 (0.5);
KH2PO4 (0.5); NH4VO3 (0.5); Na2MoO4.2H2O (0.5); H3BO3 (0.5); NiCl2.6H2O (0.5);
Na2WO4.2H2O (0.5); Na2SeO3.5H2O (0.5) (Speece, 1996) ve çamur (~2 gAKM/l). Stok
çözeltilerden istenilen deriĢimleri elde etmek için 115 ml hacimli siyah renkli ĢiĢeler içerisine
etkin sıvı hacmi 80 ml olacak Ģekilde gerekli ilaveler yapılmıĢtır. Gaz ölçümünün sağlıklı
yapılması için oluĢacak biyogazın toplanacağı ve dolayısıyla gaz ölçümünün doğru bir Ģekilde
yapılmasına imkân sağlayacak bir boĢluk hacmi gerekmektedir. 80 ml etkin sıvı hacmi olarak
seçilmiĢ 35 ml boĢluk bırakılmıĢtır. Az boĢluk bırakıldığında oluĢacak metan gazı kapalı ĢiĢe
ortamında artan miktarı nedeni ile fazla basınç oluĢturacağı için sıvı içerisindeki çözünürlüğü
artacak ve ölçümde hata oluĢacaktır. Eğer boĢluk hacmi ölçümü yapılacak gaza kıyasla büyük
hacimli ise metan ölçümünün doğruluğu ve hassasiyeti azalır (Owen ve diğ., 1979).Test
bileĢiminin içine koyulan ĢiĢeler kauçuk tıpa ile kapatılır. Kauçuk tıpa ve kapak kapatıldıktan
sonra ĢiĢe içerisindeki oksijen gazını almak için biri atmasfore açık biri basınçlı N 2 gazı ya da
%30 CO2 ve %70 N2 karıĢımlı gaz tüpüne bağlı Ģırınga iğnesi yardımıyla 3-5 dakika gazdan
geçirilir. ġiĢeler 1 saat inkübasyon ortamında (35°C) tutulduktan sonra gaz basıncı Ģırınga
iğnesinin kauçuk tıpaya batırılması ile atmosfer basıncına eĢit hale getirilir. Ölçüm sırasında gaz
basıncı yüzünden gaz sızmasının önüne geçmek için gaz ölçümü ĢiĢe ile atmosfer basıncı
arasında 0.5 atm fark aĢılmadan yapılmalıdır (Owen ve diğ., 1979). Gaz ölçüm düzeneği ġekil
1‘de verilmektedir. ÇalıĢmalarda kullanılan aĢı çamuru Ġzmir ilinde bulunan PAKMAYA
fabrikasının atıksularını arıtan anaerobik reaktörlerden temin edilmiĢtir. Çamur kullanıma kadar
+4°C de saklanmıĢtır.
Spesifik Metanojenik Aktivite Tesitinin Optimizasyonu
487
inkubasyon ĢiĢesi (115 ml)
Çamur (~2 g/L)
KarıĢımlı sıvı (80 ml)
Kauçuk tıpa
Delikli kapak
ġırınga iğnesi
Hortum
Ölçüm çözeltisi (Timol mavisi içeren % 10 luk KOH ya da
NaOH çözeltisi)
9. Ölçüm çözeltisi toplama kabı
10. Sıvı yer değiĢtirme sistemi
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
Şekil 1. SMA testinde kullanılan sıvı yer değiĢtirme düzeneği
3.1. SMA Testi Ġçin Uygun Substrat DeriĢimi
SMA testinin amaçlarından biri çamurun metan üretme potansiyelinin tespit edilmesidir. Bu
nedenle metan üretimi için diğer Ģartların (sıcaklık, alkalinite, pH, mineral ortam vs.) optimum
olması gerekmektedir. Anaerobik mikroorganizmalar için uygun sıcaklık olan 35°C de, substrat
dıĢında verilen bileĢim hazırlanarak test gerçekleĢtirilmiĢtir. Optimum KOĠ deriĢimini tespit
etmek için Glikoz-KOĠ‘si deriĢimi 0 – 20 arasında değiĢen örnekler hazırlanıp metan üretimleri
izlenmiĢtir. Elde edilen sonuçlar zamana bağlı kümülatif metan (a) ve SMA sonuçları (b) olarak
ġekil 2‘de verilmiĢtir. Sonuçlar ideal gaz denklemi kullanılarak 0°C ve 1 atm standart koĢullar
için düzeltilerek verilmiĢtir.
0 .5
120
SMA, g CH4-KOI/g AKM.gün
Kümülatif metan, ml
SMA testlerinde teste kullanılan substrat deriĢimi için literatürde genel kabul, substrat
sınırlandırması olmaması için, spesifik substrat için yarı doygunluk sabiti olan Ks değerinin 10
katı deriĢimde substrat eklenmesidir. ġekil 2‘de 15 g/l glikoz-KOĠ‘si deriĢiminde SMA değeri
0.446 g CH4-KOĠ/ g AKM.gün olarak bulunmuĢtur. 20 g/l deriĢiminde KOĠ içeren örnekte
baĢlangıçta diğer örneklere kıyasla daha fazla metan üretimi olmuĢsa da daha sonra metan
üretimi azalmıĢtır. Glikozdan oluĢan uçucu yağ asitleri ve CO 2 nedeni ile ortam pH‘ının metan
bakterileri için aĢırı düĢüĢünden kaynaklanmıĢ olabilir. Bu örneklere sabir olarak verilen
NaHCO3, 15 g/L KOĠ den oluĢan uçucu yağ asitleri (UYA) ve CO2 nin neden olduğu pH
düĢüĢünü tamponlayabilmiĢtir.
100
(a)
80
60
40
20
0
0
10
20
30
40
50
60
70
İ nkubas yon s üres i, s aat
0 .4
(b)
0 .3
0 .2
0 .1
0 .0
7
17
22
33
44
56
İ nkubas yon s üres i, s aat
20
15
10
7 .5
5
0
Şekil 2. SMA testine glikoz-KOĠ etkisi
20
15
10
7 .5
5
0
S. S. Sağlam, S.Y. Özdemir, M. Işık
488
3.2. SMA Testi Ġçin Uygun Alkalinite DeriĢimi
Metan üretimi için uygun pH aralığı anaerobik reaktörlerde çok önemlidir. Asit üreten
asidojenik mikroorganizmaların µmak değerleri metan üretenlere oranla daha büyük olduğundan
ortamda UYA ve CO2 birikir. Ortam pH‘ının düĢmesine neden olan bu ara ürünlerin kararlı bir
Ģekilde metana dönüĢmesi için ortamda yeterli sayıda metan üreten bakterilerin olması
gereklidir. Bu nedenle reaktörde her iki tür bakteri için kararlı bir denge oluĢuncaya kadar pH‘ın
tamponlanması gereklidir. Dolayısıyla anaerobik sistemlere bikarbonat alkalinitesi ilavesi
yapılmaktadır. Uygun NaHCO3 miktarını tespit için yapılan testte glikoz KOĠ‘si 5000 mg/L‘de
sabit tutularak farklı NaHCO3 karĢılık elde edilen kümülatif metan değerleri ve değiĢik zaman
dilimlerinde elde edilen SMA değerleri verilmiĢtir. 7500 mg/L NaHCO3 değerinde (4464 mg
CaCO3/l) en büyük SMA değeri 0.184 g
CH4-KOĠ/g AKM.gün bulunduğundan bu deriĢim
en uygun NaHCO3değeri olarak kabul edilebilir. Alkalinitenin tamponlayacağı CO2 ve
UYA‘lerinin miktarı da KOĠ deriĢime bağlı olduğundan uygun alkaliniteden ziyade uygun
B.Alk./KOĠ değeri (0.90 mg CaCO3/mgKOĠ) verilmektedir. Speece, (1996) tarafından bu değer
1.2 mg CaCO3/mg KOĠ verilmektedir. Alkalinite NaHCO3 olarak verildiği için 7.5 g/l den
büyük değerlerinde Na toksisitesi SMA değerini düĢürmüĢ olabilir. Na iyonu için orta derecede
inhibisyon değeri 3500-5500 mg/l (Malina ve Pohland, 1992) verilmektedir.
SMA g CH4 -KOI/g AKM.gün
Kümülatif metan, ml
35
30
(a)
25
20
15
10
5
0
0
10
20
20
30
40
50
Ġnkubasyon süresi, saat
15
10
7.5
60
0.20
0.18
0.16
0.14
0.12
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
20
0
10
7.5
5
0
(b)
7
5
15
17
22
33
44
56
inkubasyon süresi, saat
Şekil 3. SMA testine NaHCO3 etkisi
ġekil 4‘te inkubasyon sonrası örneklerdeki pH değerleri görülmektedir. DüĢük NaHCO3 ve
yüksek KOĠ değerlerinde pH değerleri tamponlanamadığı için düĢük elde edilmiĢtir. Fazla H+
iyonunun metan üreten bakterilerin üzerinde toksik etki yaptığı bilinmektedir. DüĢük KOĠ
değerlerinde ise mikroorganizmalar Monod kinetiğine göre düĢük substrat değerlerinden dolayı
µmaks değerlerinde çalıĢmadığı için maksimum metan üretim hızı elde edilememiĢtir. Yüksek
NaHCO3 değerlerinde ise pH‘ın uygun olmasına rağmen (6.5<optimum pH<8.2)düĢük metan
üretim hızı Na toksisitesine bağlanabilir.
Spesifik Metanojenik Aktivite Tesitinin Optimizasyonu
489
8.5
Glikoz-KOI
8
NaHCO3
pH
7.5
7
6.5
6
5.5
5
0
5
10
15
20
25
Glikoz-KOI ve NaHCO3 deriĢimi, mg/l
Şekil 4. Ġnkübasyon sonrası pH değerleri
Teşekkür
Bu çalıĢma TUBĠTAK-ÇAYDAG 105Y262 ve DPT- 2006K120880-1 nolu projelerle
desteklenmiĢtir.
Kaynaklar
Harada, H., Uemura S ve Momonoi, K. (1994). Interaction between sulfate-reducing bacteria and methane-producing
bacteria in uasb reactors fed with low strength wastes containing different levels of sulfate. Water Res. 28 (2),
355-367.
Ince, O., Anderson, G.K., Kasapgil B., (1995). Control of organic loading rate using the specific methanogenic
activity test during Start-Up of an anaerobic digestion system. Water Res, 29(1), 349-355.
James, A, Chernıcharo C.A.L ve Campos, C.M.M., (1990). The development of a new methodology for the
assessment of specific methanogenic activity. Water Res. 24 (7) 813-825.
Jawed, M. ve Tare V. (1999). Microbial composition assessment of anaerobic biomass through methanogenic activity
tests, Water SA, 25(3), ????.
Malina ,J.F., Pohland, F.G., (1992). Design of anaerobic processes for the treatment of industrial and municipal
wastes., Water Quality Management Library, Volume 7, CRC press, USA.
Owen W.F., Stuckey, D.C, Healy, J.B, Young L.Y., ve McCarty P.L. (1979). Bioassay for monitoring biochemical
methane potential and anaerobic toxicity. Water Res. 13, 485-492
Perle, M., Kimchie, S. ve Shelef, G. (1995). Some biochemical aspects of the anaerobic degradation of dairy
wastewater. Water Res. 29 (6), 1549-1554.
Seghezzo, L., Zeeman, G., van Liel J.B., Hamelers, H.V.M. ve Lettinga G. (1998). A Review: The anaerobıc
treatment of sewage in UASB and EGSB reactors, Bioresource Technology, 65, 175-190.
Speece, R.E. (1996). Anaerobic Biotechnology for industrial wastewaters, Nasville, Tennesse, USA.
Stewart, J.M., Bhattacharya S.K., Madura R.L., Mason, S.H. ve Schonberg, J.C. (1995). Anaerobic treatability of
selected organic toxicants in petrochemical wastes. Water Res. 29 (12), 2730-2738.
.
11-13 Haziran 2008
Atıksuların Arıtılmasında Jet Loop Biyoreaktörler
Handan Ucun, Ergün Yıldız ve Alper Nuhoğlu
Atatürk Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 25240, Erzurum
Öz Evsel ve endüstriyel atıksu arıtımında uzun yıllardan beri kullanılmakta olan klasik arıtma
sistemleri, artık istenilen miktarda ve verimde kütle transferine olanak sağlayamamaktadır. Son
yıllarda özellikle biyoreaksiyon mühendisliğinde geliĢtirilen yeni ve modern reaktörler daha
etkin ve düĢük maliyette atıksu arıtımı sağlamaktadır. Yeni geliĢtirilen biyoreaktörler ve giderek
çok daha yaygın olarak kullanılmaya baĢlanan membran teknolojisi sayesinde, birçok temel
iĢlem ve prosesi gerektiren klasik arıtma sistemleri yerine, çok daha az yer kaplayan, daha az
enerji tüketen, otomasyonu basit ve kolaylıkla geniĢleyebilir sistemler yapılmaktadır. Kimya ve
biyoteknoloji endüstrisinde pek çok proseste katıların ve gazların sürekli sirkülasyonu ve
homojen dağılımı gereklidir (örneğin heterojen kataliz, mikroorganizmaların immobilizasyonu).
Loop (çevrim) reaktörler üzerindeki ilgi özellikle fermantasyon, biyoteknoloji ve atıksu arıtım
sistemleri alanlarında oldukça artmıĢtır. Loop reaktörlerin farklı bir tipi olan jet loop reaktörler
performansları artırılmıĢ loop reaktörlerdir. Jet loop reaktörler yüksek kütle transfer
performansı, iyi dispersiyon etkisi ve nispeten düĢük enerji gereksinimiyle kimya ve
biyokimyasal proseslerde yaygın Ģekilde kullanılmaktadır.
Anahtar Kelimeler atıksu; arıtım; biyoreaktör; jet loop biyoreaktör
1. Giriş
Biyoreaktörler; mikroorganizmaların veya enzimlerin rol aldığı biyolojik reaksiyonlarla
hammaddelerin, son ürünlere dönüĢtürüldüğü sistemler olarak tanımlanabilir. Biyolojik arıtımda
kullanılan biyoreaktör tipleri, mekanik olarak karıĢtırılan, hava ile karıĢtırılan (kabarcık
kolonlar, hava kaldırmalı reaktörler, jet loop reaktörler) ve karıĢtırılmayan (paket yatak, akıĢkan
yatak, membran reaktörler) biyoreaktörlerdir (Sajc et al. 2000). Biyolojik dönüĢümün sürekli
olması için mikroorganizmaların ihtiyaç duyduğu besin maddelerinin, sıcaklık, pH gibi çevre
Ģartlarının iyi ayarlanması gerekmektedir. Ayrıca biyoreaktörde oluĢturulan biyokütlenin
ortamda kalıĢ süresi de kontrol altına alınması gereken önemli bir parametredir. Biyoreaktörler
arasında mukayese yapılmak istendiğinde; sistemlerin kütle transfer katsayılarına bakılması
gerekir. Bunun yanında geliĢen modellerin daha avantajlı olmaları sadece kütle transfer
katsayıları ile değil, daha az alan kaplamaları, modüler olmaları ve düĢük enerji tüketmeleri ile
de sağlanmaktadır (Schügerl 1991).
2. Biyoreaktör Tipleri
Askıda sistemler için modern biyoreaktörlerin göze çarpanları ―hava kaldırmalı‖ (airlift) ve
kompakt reaktörler olarak bilinen ―jet loop‖ reaktörlerdir. Bu reaktörlerin ―kabarcık‖ (bubble)
kolonlar ile baĢlayan geliĢimleri; gaz sirkülasyon reaktörleri, hava kaldırmalı ve aĢağı veya
yukarı akıĢlı jet loop reaktörler ile devam etmektedir. Kabarcık kolonlar, günümüzde hali
hazırda kullanılan ince kabarcıklı havalandırma sistemleri gibi, reaktörün altından hava
492
verilmek suretiyle, hem oksijen transferinin hem de karıĢımın sağlandığı reaktörlerdir (Sajc et
al. 2000; Dhotre et al. 2004). Hava kaldırmalı reaktörler, kabarcık kolonların bir sonraki
adımıdır. Hava kaldırmalı reaktörler yüksek kirlilik içeren kentsel ve endüstriyel atıksu
arıtımında ve biyoteknoloji endüstrisinde oldukça fazla dizayn avantajlarına sahiptirler (Quan et
al. 2004; Kermanshahi pour et al. 2005). Yeni tip reaktörlerin üçüncü versiyonunu jet loop
reaktörler oluĢturmaktadır. Bu reaktörlerin hava kaldırmalı reaktörlerden en önemli farkı,
sisteme verilen enerjinin sıvının kinetik enerjisinden sağlanmasıdır.
2.1. Jet Loop Reaktörler
Jet loop reaktörlerin kare veya dairesel yapıları yanında su çıkıĢının alttan veya üstten olduğu
farklı modifikasyonları mevcuttur. Ancak en yaygın olanı dairesel kesitli, emme tüplü,
püskürtme baĢlığının reaktörün üstüne yerleĢtirildiği ve çıkıĢın yine üstten yapıldığı tipleridir
(Fakeeha et al. 1999; Farizoglu et al. 2004; Fadavi and Chisti 2005; Flores-Cotera and GarciaSalas 2005; Yildiz et al. 2005).
Kimya sanayinde özellikle kütle transferini artırmak ve kimyasal dönüĢümleri verimli Ģekilde
gerçekleĢtirebilmek için jet loop reaktörler kullanılmıĢtır.
Möller et al. (1999), metanolün olefine dönüĢümü için jet loop reaktör kullanmıĢlar (sıvı jeti) ve
bu iĢlem için kullanılan diğer reaktörlerle sonuçları karĢılaĢtırmıĢlardır. Jet loop reaktörlerin,
sabit yatak reaktörlerin aksine kinetik deneylere oldukça uygun ortamı sağladığını
göstermiĢlerdir.
Meier et al. (1997), polimer dispersiyonunda uçucu organik maddelerin kütle transferini
modelledikleri çalıĢmalarında jet loop reaktörü kullanmıĢlardır. Bu reaktörü, iyi bir karıĢımın
sağlandığı kararlı bir reaktör olması sebebiyle kullanmıĢlardır. Elde ettikleri sonuçlara göre
yeterli bir sıyırma prosesinin özellikle hidrodinamik özeliklere ve operasyon Ģartlarına bağlı
olduğunu ortaya koymuĢlardır.
Kimya sanayi gibi biyoteknoloji endüstrisinde de pek çok proseste katıların ve gazların sürekli
sirkülasyonu ve homojen dağılımını sağlama yeteneğine sahip jet loop reaktörler kullanılmıĢtır.
Salehi et al. (2005) katı-sıvı enzim reaksiyonuna bir örnek olarak immobilize glukoz izomeraz
ile glukozun fruktoza izomerizasyonunu aĢağı akıĢlı jet loop reaktörde çalıĢmıĢlar ve kesikli bir
reaktörde elde edilen sonuçlarla karĢılaĢtırmıĢlardır. Jet loop reaktörün performansının
geleneksel reaktörlerden oldukça yüksek olduğunu göstermiĢlerdir.
Kimya ve biyoteknoloji sanayisinde son yıllarda kullanılan ―jet loop reaktörler‖ (JLR), klasik
karıĢtırmalı reaktörlerle karĢılaĢtırıldığında büyük avantajlar sağlamaktadır. Bu avantajlar, basit
inĢaat, düĢük yatırım ve iĢletme maliyetleri, aynı enerji girdisiyle klasik reaktörlere göre daha
fazla sirkülasyon, çok iyi seviyede gaz dispersiyonu,mekanik karıĢtırıcı kullanılmadan, büyük
spesifik ara yüzey alanları ve yüksek kütle ve ısı transferi sağlanabilmesi reaktör içerisinde
hareketli hiçbir parçanın bulunmaması ve pilot tesis ölçekten endüstriyel ölçeğe rahat geçiĢ
olarak sıralanabilmektedir (Schügerl 1991; Prasad and Ramanujam 1995; Yıldız 1999; Fadavi
and Chisti 2005). Bu avantajları sağlamaları nedeniyle atıksu arıtımında kullanılmaya baĢlanmıĢ
ve geliĢtirilmiĢlerdir.
JLB‘ler membran prosesleri yardımıyla elde edilen biyokütlenin, karıĢtırma ve oksijen ihtiyacını
fazlasıyla karĢılayabilecek konumdadır. JLB‘lerde, reaktöre aktarılan güce bağlı olarak örneğin
5 kw/m3 güç tüketimi ile 500 saat-1 gibi yüksek KLa değerleri elde edilebilmektedir (Yıldız
1999). Bu değer klasik havalandırma sistemlerinde 12 saat-1 civarındadır. Endüstriyel atıksu
Atıksuların Arıtılmasında Jet Loop Biyoreaktörler
493
arıtımında halihazırda kullanılan yüksek performanslı reaktörlerin ve kullanıldıkları ülkelerin
listesi Tablo 1‘de verilmektedir (Vogelpohl 2000).
Tablo 1. Endüstriyel atıksu arıtımında kullanılan yüksek performanslı reaktörler
Endüstri
Atıksu
Konsantrasyon
(mg/L)
Yük
(kg/gün)
Reaktör
Hacmi
KOİ
BOİ5
KOİ
BOİ5
(m3)
Ülke
Gıda
Süt
1200
1100
33,0
-
1
Almanya
Gıda
Süt
3700
2000
55,0
30
0,5
Almanya
Gıda
Maya
11 000
8000
1,80
1,5
25+10
Almanya
Cam
Proses
11 000
25
Almanya
Evsel
Evsel
600
300
720
25
Almanya
Baskı Tesisleri
Boya
30 000
12 000
450
12
Almanya
Et
Proses
2250
1500
15 000
5x40
Almanya
Kağıt
Proses
2500
8,8
5x30
Almanya
Kimyasal
Proses
4200
600
33
12
1
Norveç
Gıda
Yağ
4000
2000
550
270
5x3
Ġtalya
Gıda
Yağ
4000
2000
550
270
3x3
Ġtalya
Çöp alanı
Sızıntı Suları
3500
1720
970
480
3x10
Almanya
Kağıt
Proses
14 000
2x250
Norveç
Kağıt
Proses
1900
300
Kanada
Kağıt
Proses
3600
2x150
Fransa
Evsel
KarıĢık
450
220
4x1000
Çin
Çiftlik
Hayvan Gübresi
5000
2750
40
Güney Kore
2,65
360
35
850
12
11,5
200
5,3
Tablo 1‘den yeni nesil reaktörlerin özellikle yüksek miktarda KOĠ yükü içeren atıksulara
uygulandıkları görülmektedir. Biyolojik atıksu arıtımında organik yüklerin karĢılanabilmesi için
oksijen transfer kapasiteleri yüksek reaktörlerin kullanılması zorunludur. Dolayısıyla JLB‘ler
yüksek kütle transfer özelliklerinden dolayı endüstriyel atıksuların arıtılmasında rahatlıkla
kullanılabilmektedir (Yenkie et al. 1992; Bloor et al. 1995; Lübbecke et al. 1995).
3. Sonuçlar
Jet loop membran biyoreaktörlerde klasik sistemlere göre çok yüksek mikroorganizma deriĢimi
ve KLa değerlerine ulaĢmak mümkündür. Jet loop reaktörler yüksek kütle transfer yetenekleri ile
günümüzde Ģiddetli kirli atıksuların arıtılmasında kullanım potansiyeli giderek artan bir
konumdadır. Özellikle membran ayırma prosesleri ile birlikte kullanıldıklarında reaktör
içerisinde 40 g/L‘ye kadar mikroorganizma konsantrasyonu sağlanabilmekte ve bu durum
yüksek oranda organik yüklere rağmen baĢarılı bir Ģekilde biyolojik arıtımı gerçekleĢtirmeye
olanak tanımaktadır (Yenkie et al. 1992; Bloor et al. 1995; Lübbecke et al. 1995; Yıldız 1999;
Petruccioli et al. 2002).
494
Kaynaklar
Bakopoulos, A. (2006). Multiphase fluidization in large-scale slurry jet loop bubble columns for methanol and or
dimethyl ether production. Chemical Engineering Science 61, 538 – 557.
Bloor, C.J., Anderson, G. and Willey, A.R. (1995). High rate aerobic treatment of brewery wastewater using the jet
loop reactor. Wat. Res., 29 (5), 1217-1223.
Dhotre, M.T., Ekambara, K. and Joshi, J.B. (2004). CFD simulation of sparger design and height to diameter ratio on
gas hold-up profiles in bubble column reactors. Experimental Thermal and Fluid Science 28, 407-421.
Fadavi, A. and Chisti, Y. (2005). Gas–liquid mass transfer in a novel forced circulation loop reactor. Chemical
Engineering Journal 112, 73–80.
Fakeeha, A.h., Jibril, B.Y., Ibrahim, G. and Abasaeed, A.E. (1999). Medium effects on oxygen mass transfer in a
plunging jet loop reactor with a downcomer. Chemical Engineering and Processing, 38, 259-265.
Farizoglu, B., Keskinler B., Yildiz E. and Nuhoglu A. (2004). Cheese whey treatment performance of an aerobic jet
loop membrane bioreactor. Process Biochemistry 39, 2283–2291.
Flores-Cotera, L.B. and Garcia-Salas, S. (2005). Gas holdup, foaming and oxygen transfer in a jet loop bioreactor
with artificial foaming media and yeast culture. Journal of Biotechnology 116, 387–396.
Kermanshahi pour, A., Karamanev, D. and Margaritis, A. (2005). Biodegradation of petroleum hydrocarbons in an
immobilized cell airlift bioreactor. Water Research 39, 3704–3714.
Lübbecke, S., Vogelpohl, A. and Dewjanin, W. (1995). Wastewater treatment in a biological high performance
system with high biomass concentration. Wat. Res., 29 (3), 793-802.
Meier, D., Warnecke and H.J., Prüss, J. (1997). Modelling of mass transfer of volatile organic compounds in polymer
dispersions. Chemical Engineering Journal 67, 45–53.
Möller, K.P., Böhringer, W., Schnitzler, A.E. and Van Steen, E., O‘Connor, C.T. (1999). The use of a jet loop reactor
to study the eVect of crystal size and the co-feeding of olefins and water on the conversion of methanol over
HZSM-5. Microporous and Mesoporous Materials 29, 127–144.
Petruccioli, M., Duarte J.C., Eusebio, A. and Federici, F. (2002). Aerobic treatment of winery wastewater using a jet
loop activated sludge reactor. Process Biochemistry, 37 (8), 821-829
Prasad, K.Y. and Ramanujam, T.K. (1995). Gas holdup overall volumetric mass transfer coefficient in a modified
reversed flow jet loop reactor. J. Canadian Chem. Eng., 73, 190-195.
Sajc, L., Grubisic, D. and Vunjak-Novakovic, G. (2000). Bioreactors for plant engineering: an outlook for further
research. Biochem. Eng. Journal 4, 89–99.
Salehi, Z., Sohrabi, M., Kaghazchi, T. and Bonakdarpour, B. (2005). Application of down flow jet loop bioreactors in
implementation and kinetic determination of solid–liquid enzyme reactions. Process Biochem. 40, 2455–2460.
Schügerl, C. (1991). Bioreaction Engineering: Charecteristics Features of Bioreactor, 2. John Wiley Sons, 393 p. UK.
Vogelpohl, A. (2000). Wastewater treatment by the HCR-Process. Acta Biotechnol. 20 (2), 119-128.
Yenkie, M.K.N., Geissen, S.U. and Vogelpohl, A. (1992). Biokinetics of
performance compact reactor (HCR). J. Chem. Eng., 49, B1-B12.
wastewater treatment in the high
Yıldız, E. (1999). Çapraz AkıĢ Mikrofiltrasyon Sistemli Jet loop Reaktörlerde Biyolojik Arıtım. Doktora tezi, Atatürk
Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, Erzurum.
Yildiz, E., Keskinler, B., Pekdemir, T., Akay, G. and Nuhoglu, A. (2005). High strengthwastewater treatment in a jet
loop membrane bioreactor: kinetics and performance evaluation. Chemical Engineering Science 60, 1103 – 1116.
11-13 Haziran 2008
Biyofilm Sistemleri, Özellikleri ve Çevre Mühendisliğindeki
Önemi
Nurgül Başcı ve Erdem Kocadağıstan
Atatürk Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 25090, Erzurum
E- Posta: [email protected]
Öz Bu çalıĢmada son yıllarda Çevre Mühendisliği alanında, sunduğu çeĢitli avantajlardan dolayı
tercih edilen biyofilm sistemler ele alınmıĢ, avantajları, dezavantajları ve özelliklerinden
bahsedilmiĢtir. ÇalıĢmanın oluĢturulmasında çeĢitli literatürler ve tezler değerlendirilmiĢtir.
Biyolojik arıtım, Çevre Mühendisliğinde oldukça önemli ve temel konulardan birisidir. Bu
arıtım yönteminde atık sular, baĢlıca bakterilerden oluĢan birtakım mikroorganizmalar
tarafından zararsız bileĢiklere dönüĢtürülmektedir. Atık su arıtımı için kullanılan temel biyolojik
prosesler 2 ana kategoriye ayrılmaktadır: (i) Süspanse Büyümeli Prosesler: Mikroorganizmalar
ve ham maddelerin birbiri ile sıvı ortam içerisinde karıĢık halde bulunduğu proseslerdir; (ii)
Bağlı Büyümeli Prosesler (Biyofilm Sistemler): BiyodönüĢümü gerçekleĢtiren
mikroorganizmaların bir ortama bağlı olarak ve sadece tek bir yönden hammaddeler ile temasta
bulundukları proseslerdir. Biyofilm sistemleri diğer biyolojik arıtım sistemlerine göre daha
basit, kullanıĢlı ve birim hacim baĢına düĢen çok büyük yüzey alanına sahip, ucuz elde
edilebilen yeni tip ortamlar ihtiva etmeleri gibi çeĢitli avantajlar sunmaktadırlar. Bu sistemlere
olan ilgi son yıllarda artmıĢ ve özellikle çevre biyoteknolojisinde, damlatmalı filtreler, döner
biyolojik kontaktörler, havalandırmalı filtreler, akıĢkan yatak teknolojiler ve hareketli yatak
biyofilm reaktörleri gibi yeni biyofilm sistemlerin geliĢmesine katkıda bulunmuĢtur (Rodgers ve
diğ., 1999). Biyofilm sistemler, çevre biyoteknolojisinde baĢlıca 3 sebepten dolayı yaygın bir
Ģekilde kullanılmaktadır. 1. Büyük hacimli, seyreltik sulu çözeltilerin arıtılmasında, 2. Doğal ve
karıĢık mikroorganizma topluluklarının biyofilmi kolayca oluĢturduğundan, 3. Proses, biyokütle
alıkoyma ve geri devir için çökelticiye ihtiyaç duyulmaksızın, reaktör içerisinde yüksek
biyokütle konsantrasyonunda iĢletilebildiğinden (Nicolella ve diğ., 2000). ÇeĢitli
konfigürasyonlarda dizayn edilen biyofilm sistemler, özellikle mevsimsel olarak değiĢen debi ve
KOĠ konsantrasyonlarına karĢı daha dirençli olabilmekte, çok çeĢitli endüstri tesislerinin
atıksularının arıtılmasında daha elveriĢli olarak kullanılmaktadırlar. Anaerobik
konfigürasyonları aerobiklere kıyasla, yüksek derecede kirli suların arıtılmasında daha
baĢarılıdır. Ayrıca faydalı enerji üretimi anaerobik sistemlerin bir diğer avantajıdır. Sonuçta
yukarda pek çok avantajlarından bahsedilen biyofilm sistemleri, gelecekte, özellikle çevre
biyoteknolojisi alanında daha çok uygulama alanı bulacaktır.
Anahtar Kelimeler biyofilm; biyokütle; biyolojik arıtım; destek materyal
1. Giriş
Genel olarak biyolojik arıtımda birçok mikroorganizma rol oynayan mikroorganizmalar;
bakteriler, protozoalar, virüsler, mayalar, mantarlar ve rotiferlerdir. Bunların içerisinde
bakteriler, biyolojik arıtımda çok önemli bir paya sahiptirler. Biyofilm sistemler, çevre
biyoteknolojisinde baĢlıca 3 sebepten dolayı yaygın bir Ģekilde kullanılmaktadır.
496
N. Başcı, E. Kocadağıstan
Büyük hacimli, seyreltik sulu çözeltilerin arıtılmasında,

Doğal ve karıĢık mikroorganizma topluluklarının biyofilmi kolayca oluĢturduğundan,
 Proses, biyokütle alıkoyma ve geri devir için çökelticiye ihtiyaç duyulmaksızın, reaktör
içerisinde yüksek biyokütle konsantrasyonunda iĢletilebildiğinden (Nicolella ve diğ., 2000).
2. Genel Bilgiler
2.1. Atıksu Arıtım Proseslerinde Biyofilm Türleri
Atık su arıtım prosesleri, mikrobiyal oluĢum bakımından 3 türe ayrılmaktadır.
 Statik Biyofilmler (örneğin damlatmalı filtreler): Sabit bir katı yüzey üzerine bağlanarak
büyüyen hücreler yapısı ve hücreler ürünleri.
 Partikül Biyofilmler (örneğin akıĢkan yataklı biyofilm, üst akıĢlı anaerobik çamur yataklı,
havalandırmalı süspanse biyofilm reaktörler): Süspanse taĢıyıcılar üzerinde büyüyen çok hücreli
polimerler gibi kompleks yapıĢık hücreler yapısı ve hücreler ürünleri.
 Floklar (örneğin aktif çamur prosesleri): Ortama farklı vasıtaların ilavesinden sonra yada
spesifik reaktör Ģartları altında meydana gelen mikrokolonilerin ve bireysel hücrelerin bir araya
geldiği topluluklar (Nicolella ve diğ., 2000).
2.2. Biyofilmi OluĢturan Mikrobiyal Topluluklar ve Özellikleri
 Organik maddelerin son ürünlere dönüĢümünde, reaktörün hacimsel dönüĢüm kapasitesini
geliĢtirmek için biyokütle alıkonması gerekli olacaktır.
 Substratlar maddelerin mikrobiyal topluluk-sıvı ara yüzeyini geçmesi, biyofilmin
porozitesine, sıvı fazdaki substrat konsantrasyonuna, biyofilm-sıvı ara yüzeyindeki kütle
transferine ve biyofilm içerisindeki reaksiyon hızına bağlı olarak difüzyon mekanizmasıyla
gerçekleĢir.

Substrat konsantrasyon farkından dolayı, dıĢ tarafta en yüksek büyüme hızına sahip, iç
tarafta ise daha düĢük hızla büyüyen mikroorganizmaların bulunacağı, tabakalı yapıya sahip bir
biyofilm oluĢacaktır. Böylece daha düĢük hızla büyüyen mikroorganizmalar dıĢ kesme
kuvvetlerden korunmuĢ olacaklar ve daha az kayıp olacaktır (Nicolella ve diğ., 2000).
2.3. Biyofilm Sistemlerde Kullanılan Destek Materyalleri ve Özellikleri
Biyofilm sistemlerde bu güne kadar, fırınlanmıĢ kil, plastik tüpler, PVC raĢing halkalar, seramik
raĢing halkalar, bilyeler, borular (Kocadağıstan ve diğ., 2005), plastik halkalar, polypropilen
halkalar, midye ve mercan kabukları (Gourari ve diğ., 1997), (Saravanan ve diğ., 2006),
polyüretan köpük (Mechichi ve diğ., 2005), ponza (ġen ve diğ., 2003), (Kocadağıstan ve diğ.,
2005), lifli taĢıyıcılar (Li ve diğ., 2003), polietilen, poliester (Osorio ve diğ., 2002), quartz, kil,
istiridye kabukları, taĢ, polimer köpük, aktif karbon ve kum (Annachhatre, 1996 ) gibi pek çok
farklı destek materyaller kullanılmıĢtır.
2.4. Biyofilm Sistemlerinin Avantajları
DıĢarıdan bir ayırma safhasını ortadan kaldıran yüksek katı son çökelme hızı, yüksek biyokütle
konsantrasyonu, yüksek biyofilm yüzey alanı, yüksek biyokütle konsantrasyonu ve kütle
transfer alanı sonucunda yüksek dönüĢüm oranı, küçük alan ihtiyaçlarına sahip reaktör, yüksek
Biyofilm Sistemleri, Özellikleri ve Çevre Mühendisliğindeki Önemi
497
çamur yaĢı; fazla çamur üretimini en aza indirme biyofilm sistemlerinin avantajlarıdır (Nicolella
ve diğ., 2000).
2.5. Biyofilm Sistemlerinin Dezavantajları
Uzun baĢlangıç zamanlarında taĢıyıcılar üzerindeki biyofilm oluĢum problemleri, biyofilm
kalınlığı kontrolünün güçlüğü, biyofilm aĢırı büyümesi sonucu partiküllerin yıkanması, akıĢkan
sistemlerde, sıvı dağıtımlarının büyük ölçekli reaktörler için maliyet fazlalığı, üniform
akıĢkanlık ve tıkanmayla ilgili problemler biyofilm sistemlerinin dezavantajlarıdır (Nicolella ve
diğ., 2000).
Bu çalıĢmanın
faydalanılmıĢtır.
oluĢturulmasında,
biyofilm
sistemlerle
ilgili
çeĢitli
literatürlerden
AraĢtırmacılar biyofilmin baĢlıca 2 ana bileĢenden oluĢtuğunu bildirmiĢlerdir. Bunlar;
mikrobiyal hücreler ve bu mikrobiyal hücrelerin taĢıyıcı yüzeylere bağlanmasına yardımcı
metabolizma ürünleri (özellikle dıĢ polimerler). Yapılan çalıĢmalar, dıĢ polimerlerin mikrobiyal
bağlanma olayını kolaylaĢtırdığını ve bu olayda anahtar bir öneme sahip olduğunu açıkça
göstermektedir (Ye ve diğ., 2005).
Bütün biyofilm çalıĢmalarında, çözünmüĢ substratların biyofilm içerisine geçiĢi ve reaksiyon
ürünleri Fickian difüzyonuna atfedilmektedir (Gönenç ve diğ., 1990 ). Substrat
uzaklaĢtırılmasındaki önemli olaylar;

Bakterilerin biyofilm oluĢumu içerisine yerleĢmesi
 Reaksiyon ürünlerini indirgemek için biyofilm oluĢumu içerisine substratların geçiĢi
(Gönenç ve diğ., 1990).
Biyofilm kinetik çalıĢmaları, düĢük COD konsantrasyonlarında sistemin 1. derece
reaksiyonlarla, yüksek COD konsantrasyonlarında ise sıfırıncı derece reaksiyonlarla kontrol
edildiğini göstermektedir (Gönenç ve diğ., 1990 ). Biyofilm yapı modelleri substrat indirgeme
ve difüzyon kinetiklerine dayanarak formülize edilmektedir (Saravanan ve diğ., 2006 ).
Kullanılacak destek materyalleri, ucuz olmalı (Gourari ve diğ., 1997), (Kocadağıstan ve diğ.,
2005), iyi bir mekanik dirence sahip olmalı (Gourari ve diğ., 1997), kimyasal olarak inert,
korozif çözünmüĢ maddelere ve ürünlere dirençli olmalı (Gourari ve diğ., 1997), daha iyi
bakteri biyofilm geliĢimi için yüksek bir yüzey pürüzlülüğüne sahip olmalıdır (Gourari ve diğ.,
1997), (Kocadağıstan ve diğ., 2005).
ÇalıĢmalar, filtre yatak materyalinin yüzey durumu, por hacmi ve ortam geometrisinin, arıtım
verimi üzerine spesifik yüzey alanına göre daha önemli parametreler olduklarını göstermiĢtir
(Gourari ve diğ., 1997), (Kocadağıstan ve diğ., 2005).
5. Sonuç
Biyofilm sistemler, yukarda bahsedilen çeĢitli avantajlarından dolayı, gelecekte çevre
biyoteknolojisinde daha büyük bir yere sahip olacaktır.
498
N. Başcı, E. Kocadağıstan
Kaynaklar
Annachhatre A.P., (1996). Anaerobic Treatment Of Industrial Wastewater, Resources, Conservation and Recycling,
16, 161-166.
Gourari S., Begdouri A.A., (1997). Use Of Baked Clay Media As Biomass Support For Anaerobic Filters, Applied
Clay Science, 12, 365-375.
Gönenç Ġ.E., Orhon D., Baykal B.B. (1991). Application of Biofilm Kinetics To Anaerobic Fixed Bed Reactors,
Water Science Technology, 23, 1319-1326.
Kocadağıstan B., Kocadağıstan E., et. al., (2005). Wastewater treatment with combined upflow anaerobic fixed-bed
and suspended aerobic reactor equipped with a membrane unit, Process Biochemistry, 40, 177-182.
Li J., Xing X.H., Wang B.Z., (2003), Characteristics Of Phosphorus Removal From Watewater By Biofilm
Sequencing Bath Reactor (SBR), Biochemical Engineering Journal, 16, 279-285.
Mechichi T., Sayadi S. (2005). Evaluating process imbalance of Anaerobic Digestion Of Olive Mill Wastewaters,
Process Biochemistry, 40, 139-145.
Nicolella C., Van Loosdrecht M.C.M., Heijnen J.J. (2000). Wastewater treatment with particulate biofilm reactors,
Journal of Biotechnology, 80, 1-33.
Osorio F., Hontoria E., (2002). Wastewater Treatment With A Double-Layer Submerged Biological Aerated Filter,
Using Waste Materials As Biofilm Support, Journal of Environmental Management, 65, 79-84.
Rodgers M. (1999). Organic Carbon Removal Using A New Biofilm Reactor, Water Research, 33, 1495-1499.
Saravanan V., Sreekrishnan T.R. (2006). Modelling anaerobic biofilm reactors-A review, Journal of Environmental
Management, 81, 1-18.
ġen S., Demirer G.N. (2003). Anaerobic Treatment Of Real Textile Wastewater With A Fluidized Bed Reactor,
Water Research, 37, 1868-1878.
Ye F., Chen Y., Feng X., (2005). Advanced Start-Up Of Anaerobic Attached Film Expanded Bed Reactor By PreAerotion Of Biofilm Carrier, 96, 115-119.
11-13 Haziran 2008
KOSB Atıksu Arıtma Tesisi Tasarımı İçin Atıksu
Karekterizasyonunun Belirlenmesi
Oktay Özkan 1, Özgür Özdemir2, Yakup Gültekin3, Lütfi Akça4
1
2
3
4
Erciyes Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 38039 Kayseri
E-posta: [email protected],
Kayseri Su ve Kanalizasyon İdaresi (KASKİ) Genel Müdürlüğü, Kayseri
Kayseri Organize Sanayi Bölgesi Müdürlüğü, 38070 Kayseri
Çevre ve Orman Bakanlığı, Çevre Yönetimi Genel Müdürlüğü, Ankara
Öz Bu çalıĢmada, Kayseri Organize Sanayi Bölgesi‘nde (KOSB) yer alan Sanayilerin atıksu
karakterizasyonunu belirlemek üzere, toplam alan dört ana bölgeye ayrılarak çalıĢmalar
yürütülmüĢtür. ÇalıĢma kapsamında Ana kanaldaki atıksu karekterizsayonunu belirlemek için
numune alma programı yapılarak, kanaldan 2 saatlik ve 24 saatlik kompozit numuneler
alınmıĢtır. Ayrıca Kayseri Organize Sanayi Bölgesi‘nde yer alan tesisleri atıksu miktarları ve
kirlilik yükleri açısından değerlendirebilmek amacı ile bir anket çalıĢması yürütülerek yapılacak
olan arıtma tesisinin nasıl bir proses ve ünitelerden oluĢması gerektiğine daha kolay karar
verilmesi amaçlanmıĢtır.
Anahtar Kelimeler Kayseri organize sanayi bölgesi; endüstriyel atıksu
1. Giriş
Kayseri Organize Sanayi Bölgesi (KOSB) Kayseri merkezine ortalama 14 km uzaklıkta zirai
verimi düĢük, yaklaĢık 11 milyon m2‘lik bir alanda geliĢmesine devam etmektedir. Kayseri
Organize sanayi Bölgesinde Sanayi‘den kaynaklı ortalama atıksu debisi 2004 yılında 15.000
m3/gün civarlarında iken Ģuan için 30.000 m3/gün‘e ulaĢmıĢtır. Kurulması planlanan tesisin
tasarıma esas atıksu karekterizsayonunu belirlemek amacı ile bu çalıĢma gerçekleĢtirilmiĢtir.
Böylece arıtma tesisinin nasıl bir proses ve ünitelerden oluĢması gerektiğine daha kolay karar
verilebilecektir.
KOSB‘den oluĢan atıksuların karekterizsayonunu belirlemek için toplam alan 4 ayrı bölgeye
ayrılarak çalıĢma yürütülmüĢtür. Bu bölgelerden Ana Bölge + II Nolu Bölge‘de doluluk oranı
%100 ulaĢmıĢtır. Doluluk oranı, Hacılar bölgesinde %45, I + III Nolu Bölge‘de %94 ve IV Nolu
Bölgede ise %45 civarındadır.
Ana kanaldaki atıksu karekterizsayonunu belirlemek için numune alma programı yapılarak,
kanalda 2 saatlik ve 24 saatlik kompozit numuneler alınmıĢtır. Atıksu analizlerinin
değerlendirilmesi yapılırken, daha önce yapılmıĢ olan 1998, 2002 ve 2005 yıllarındaki
çalıĢmalarda elde edilen değerlerle karĢılaĢtırıldığı zaman atıksu profilinde çok büyük bir
değiĢikliğin olmadığı görülmüĢtür. Tablo 2.‘de KOSB atıksu karekterizasyonunun yıllara göre
değiĢimi verilmiĢtir.
500
O Özkan, Ö Özdemir, Y. Gültekin ve diğ.
Tablo 1. Kayseri OSB‘de yer alan tesislerin ana sektörlere göre dağılımı
Sıra No
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
Sektör
Mobilya
Metal Sanayi
Tekstil
Cam
Makine (tarım ve sanayi makineleri)
ĠnĢaat (seramik, karo, vitrifiye, yapı malzemeleri)
Gıda
Kâğıt
Otomotiv
Reklâmcılık ve Matbaa Sanayi
Elektrik ve Elektronik
Ġthalat ve Ġhracat
TaĢımacılık
Kimya Sanayi
Diğer
Toplam
Toplam
241
169
87
16
25
25
24
41
12
16
17
11
7
15
5
711
Atıksu arıtma tesisine gelecek kirlilik yükleri, 2005–2006 yılında yapılan ana kanal atıksu
analizlerinin %90 değerleri baz alınarak yapılmıĢtır. Bu kanala gelen atıksular Ana Bölge ve II
Nolu Bölgenin atıksularından oluĢmaktadır. Bu da mevcuttaki toplam atıksu oluĢumunun
%67‘sine karĢılık gelmektedir. Bununla birlikte Hacılar ve IV nolu geliĢme bölgelerinin mevcut
ve ileriye dönük yapılarına bakıldığında, kirlilik yükünü artıracak bir profil gözlenmemektedir.
Tablo 2. KOSB atıksu karekterizasyonunun yıllara göre değiĢimi
Parametreler
KOĠ
AKM
BOĠ5
TKN
Top-P
Yağ-Gres
pH
Toplam Cn
Top-Krom
Cr+6
Zn
Civa
KurĢun
Cd
Bakır
Sülfat
1998
(mg/lt)
1750
600
650
35(17)
10(6)
200
0,2
0,8
0,6
2,2
0,4
0,02
3
550
2001
(mg/lt)
700
780
450
23(13)
9(5)
15
6,9-7,3
0,07
0,45
0,33
2
0,00018
0,53
0,3
350
2005
(mg/lt)
1960
600
550
40(27)
12(8)
150
6,4-7,6
0,25
1,2
0,16
6
0,1
1,7
0,25
0,5
600
2006
(mg/lt)
1700
1800
700
25(22)
13(7)
6,5-9
0,55
2
1
2,5
0,065
2
0,18
0,5
600
Ayrıca Kayseri Organize Sanayi Bölgesi‘nde yer alan tesislerin atıksu miktarları ve kirlilik
yükleri açısından değerlendirebilmek amacı ile bir anket çalıĢması yürütülmüĢtür. Atıksu
miktarı ve/veya kirletici düzeyi fazla olan tesisler seçilerek bu anket çalıĢmasına dahil
edilmiĢtir. Bu kapsamda 30 adet tesis yerinde incelenerek ve anket çalıĢması yapılarak
değerlendirilmiĢtir. Ayrıca metal tesislerinden gelebilecek atıksu miktarını ve kirlilik yükünü
daha kapsamlı değerlendirebilmek için 75 tesis ile görüĢülmüĢ bunların içerisinden proses
KOSB Atıksu Arıtma Tesisi Tasarımı İçin Atıksu Karekterizasyonunun Belirlenmesi
501
atıksuyu oluĢan firmalar tespit edilmiĢtir. AĢağıdaki Ģekillerde sırası ile ġekil 1‘de askıda katı
madde (AKM), ġekil 2‘de kimyasal oksijen ihtiyacı (KOĠ) ve ġekil 3‘de biyokimyasal oksijen
ihtiyacı (BOI5) parametrelerinin yığınsal dağılım grafikleri verilmiĢtir.
2005-2006 Yılı AKM Dağılımı
2500
2000
AKM(mg/l)
1536
1500
1305
1000
500
0
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
80%
90%
100%
80%
90%
100%
Şekil 1. 2005–2006 Yılı birleĢik AKM dağılım değerleri
2005-2006 Yılı KOİ Dağılımları
2500
1848
KOİ(mg/l)
2000
1755
1500
1000
500
0
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
Şekil 2. 2005–2006 Yılı birleĢik KOĠ dağılım değerleri
2005-2006 Yılı BOİ5 Dağılımı
800
690
700
KOİ(mg/l)
600
620
500
400
300
200
100
0
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
Şekil 3. 2005–2006 Yılı birleĢik BOĠ5 dağılım değerleri
70%
502
O Özkan, Ö Özdemir, Y. Gültekin ve diğ.
3. Sonuç
Kayseri Organize Sanayi Bölgesi‘nde (KOSB) kurulması planlanan merkezi atıksu arıtma
tesisinin tasarımına esas olacak atıksu karekterizsayonunu belirlemek amacı ile bu çalıĢma
gerçekleĢtirilmiĢtir. Buradan elde edilecek sonuçlar, tesisin hangi proseslerden ve ünitelerden
oluĢması gerektiği konusuna ıĢık tutacaktır.
Kayseri OSB için yapılacak Merkezi Atıksu Arıtma Tesisinin nihai kapasitesi bölgenin %100
doluluk oranına ulaĢması sonucunda oluĢacak atıksu miktarı olarak öngörülmektedir. Bu
bölgelerdeki mevcut sanayi profilinin ve buna bağlı olarak da atıksu oluĢumunun ileride nasıl
değiĢebileceğinin tahmin edilmesi güç olduğu için, ortalama hektar baĢına atıksu oluĢumu oranı
gelecek tahminleri için kullanılmıĢtır.
KOSB‘de yapılan atıksu analizleri ve değerlendirmeler sonucunda, atıksu arıtma tesisine
gelebilecek ağır metallerin az sayıda bulunan metal kaplama tesislerinden kaynaklandığı tespit
edilmiĢtir.
Kaynaklar
Akça L., Özkan O. (2007). ―Kayseri Organize Sanayi Bölgesi Merkezi arıtma Tesisi fizibilite raporu‖, Kayseri.
Kayseri OSB, (2007), Haber Bülteni, Kayseri.
11-13 Haziran 2008
Kirlenmiş Akiferlerin Pompaj ve Arıtım Yöntemi ile
Temizlenmesi: Teknik Sorunlar, Sebepler ve Çözümler
Gamze Güngör Demirci 1 ve Ayşegül Aksoy 2
1
Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06531, Ankara
2
Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06531, Ankara
Öz Dünya üzerinde mevcut en önemli tatlı su kaynaklarından biri olan yeraltı suları yanlıĢ
ve/veya eksik endüstriyel ve tarımsal uygulamalar ile yetersiz çevre bilinci sonucu her geçen
gün daha fazla kirlenmektedir. KirlenmiĢ akiferlerin temizlenmesi için geliĢtirilen pekçok
yöntemden birisi de pomjaj ve arıtım ile temizlemedir. Uzun yıllardır yaygın kullanılmasına
rağmen uygulamada karĢılaĢılan uzun temizleme süreleri, yüksek maliyet ve istenilen standart
kirletici konsantrasyonuna ulaĢılamama gibi sorunlar bu yöntemin etkinliğini tartıĢılır hale
getirmiĢtir. Bu çalıĢma pompaj ve arıtım ile temizleme sistemlerinin uygulanması sırasında
karĢılaĢılan sorunlar ve sebepleri konusunda bir inceleme olup bu sorunlara karĢı önerilen
potansiyel çözümleri göstermeyi hedeflemektedir.
Anahtar Kelimeler akifer; kirletici; pompaj ve arıtım; temizleme; yeraltı suyu
1. Giriş
Yeraltı suları, dünyadaki toplam tatlı su hacminin %30‘unu oluĢturması sebebiyle, mevcut en
önemli tatlı su kaynaklarından birisidir (USGS, 2008). Ancak bu çok değerli kaynak tıpkı yüzey
suları gibi dünyada ve ülkemizde yoğun kirlenme tehdidi ile karĢı karĢıyadır. Kirli yüzey suları
ve tarımda kullanılan gübre ve ilaçların yeraltı sularına karıĢması, evsel ve endüstriyel
atıksuların arıtılmadan araziye verilmesi, endüstriyel tesislerden çıkan katı ve sıvı tehlikeli
atıkların uygunsuz Ģartlarda toprağa gömülmesi ve/veya dökülmesi, evsel katı atık ve tehlikeli
atıkların depolandığı düzenli depolama tesislerindeki kaçaklar ve sızıntılar, endüstriyel
tesislerdeki kimyasal madde depolarında ve boru hatlarında çesitli sebeplerden dolayı meydana
gelen kaçak ve sızıntılar yeraltı sularına ağır metaller, organik bileĢikler, pestisitler gibi çok
çeĢitli kirleticilerin karıĢmasına ve kirlenmesine sebep olurlar (Simon ve diğ., 2002). Yeraltı
suları bir kez kirlendikten sonra temizlenmesi ve tekrar kullanılabilir hale getirilmesi hayli uzun
ve maliyetli iĢlemler gerektirir. KirlenmiĢ yeraltı sularının temizlenmesi için halihazırda bir çok
seçenek mevcuttur. Pompaj ve arıtım ile temizleme bu seçenekler içinde en yaygın kullanılan
yöntemlerden biridir. Ancak bugüne kadar pompaj ve arıtım ile temizleme sistemlerinin iĢletimi
sırasında karĢılaĢılan bazı sorunlar hedeflenen sonuçlara ulaĢılmasını engellemiĢ, bu yöntemin
etkinliği ve kullanılmasına devam edilip edilmemesi konusunda tartıĢmalara yol açmıĢtır. Bu
çalıĢma pompaj ve arıtım ile temizleme sistemlerinin bugüne kadar karĢı karĢıya kaldığı
sorunlar ve bu sorunların sebepleri konusunda bir inceleme olup aynı zamanda bu sorunlara
karĢı önerilen potansiyel çözümleri göstermeyi hedeflemektedir.
2. Pompaj ve Arıtım ile Temizleme
Pompaj ve arıtım ile temizleme kirlenmiĢ yeraltı sularının temizlenmesi için yıllardır yaygın
olarak kullanılan yöntemlerden biridir. Hem kirleticinin daha fazla yayılmasını engellemek
amacıyla hidrolik çevrelemeye imkan vermesi hem de akabinde mevcut kirlenmiĢ yeraltı
suyunun temizlenmesini sağlaması dolayısıyla diğer temizleme yöntemlerinden farlılık gösterir.
504
G. G. Demirci, A. Aksoy
Ancak sık tercih edilmesine rağmen, dünyadaki uygulamaları sırasında karĢılaĢılan bazı sorunlar
bu yöntemin etkinliğini tartıĢma konusu yapmıĢtır (Travis ve Doty, 1990). Diğer yandan mevcut
pekçok alternatif arasında, akifer içinde geniĢ bir alana yayılmıĢ kirleticileri temizleme
konusunda pompaj ve arıtımdan daha üstün olduğu kanıtlanan baĢka bir yöntem de yoktur
(Hoffman, 1993). 1982 ile 2005 yıllları arasında, Amerika BirleĢik Devletleri‘nde, uygulanan
veya uygulanması planlanan pompaj ve arıtım ile temizleme sistemleri, Ulusal Öncelik
Listesindeki ―Superfund‖ sahalarındaki tüm temizleme giriĢimlerinin %68‘ini teĢkil etmektedir
(USEPA, 2007). Bu rakam pompaj ve arıtımın karĢılaĢılan sorunlara rağmen halen tercih edilen
bir yöntem olduğunu açıkça göstermektedir.
Pompaj ve arıtım ile temizleme, kirlenmiĢ akiferin seçilen noktalarına pompaj kuyuları açılması
ve kirlenmiĢ yeraltı suyunun pompalar vasıtasıyla yerüstüne çekilmesi ile gerçekleĢtirilir.
Yerüstündeki arıtma tesisinde aktif çamur gibi biyolojik veya aktif karbon adsorpsiyonu,
havayla sıyırma gibi fiziksel/kimyasal yöntemlerle arıtılan yeraltısuyu, kuyular aracılığıyla
akifere geri verilir veya yakındaki bir alıcı ortama deĢarj edilir (Eastern Research Group, 1996).
3. Pompaj ve Arıtım ile Temizlemede Karşılaşılan Sorunlar ve Sebepleri
Pompaj ve arıtım ile temizleme sistemlerinin en önemli sorunlarından biri istenilen temizlemeyi
sağlamak için gerekli olabilecek uzun iĢletim süreleridir. Diğer yandan yüksek kurulum
maliyetlerine, iĢletim sürelerinin uzaması nedeniyle yüksek iĢletim maliyetlerinin de eklenmesi
pompaj ve arıtım ile temizlemeyi oldukça pahalı bir yöntem haline getirebilmektedir. Amerika
BirleĢik Devletleri‘ndeki 32 pompaj ve arıtım ile temizleme sahasında yapılan araĢtırma
sonuçları bu sistemlerinin kurulum maliyetinin 290 bin dolar ile 19 milyon dolar arasında
değiĢtiğini, ortalamasının ise 4.9 milyon dolar olduğunu ortaya çıkarmıĢtır. Diğer taraftan yıllık
iĢletim maliyetinin 110 bin dolar ile 4.6 milyon dolar arasında olduğu ve yıllık ortalama iĢletim
mailyetinin 770 bin dolar olduğu görülmüĢtür (USEPA, 2001). Bu rakamlar pompaj ve arıtım
sistemlerinin karĢı karĢıya oldukları sorunların sebeplerinin tanımlanması ve çözümü ve
maliyetlerin düĢürülmesi için harcanılan çabanın ne kadar anlamlı olabileceğini ortaya
koymaktadır.
Uzun temizleme sürelerinin ana sebeplerinden biri temizleme süresinin ileri aĢamalarında
çözünmüĢ kirletici konsantrasyonundaki düĢüĢ hızının azalması, pompaj sona erdirilip pompalar
kapatıldıktan sonra akiferdeki kirletici konsantrasyonunun tekrar hızla yükselmesidir. Bu durum
literatürde kuyruk etkisine bağlı geri tepme etkisi olarak adlandırılır.
Kuyruk ve geri tepme etkisini tetikleyen faktörler kirleticinin, akiferin ve yeraltı suyunun
fiziksel ve kimyasal özelliklerine bağlıdır. KirlenmiĢ pekçok sahada kirleticiler suda çözünmüĢ
olma durumunun yanında ayrı sıvı fazında (NAPL), toprağa adsorplanmıĢ veya katı çökelek
olarak bulunurlar. Pompaj ve arıtım ile temizleme sırasında kirletici kütlesinin bu fazlardan
yeraltı suyuna transferindeki yavaĢlık kuyruk etkisine yol açar ve temizleme süresini uzatır.
(Cohen ve diğ., 1994). Kuyruk etkisinin bir diğer sebebi akiferlerin hidrolik iletkenlik, porosite
gibi fiziksel özelliklerindeki heterojenliktir. Heterojen akiferlerde yeraltı suyunun hızı ve akıĢ
yolları çok fazla değiĢkenlik gösterir ve bu temizleme performansını etkiler. Ayrıca hidrolik
iletkenliğin düĢük olduğu bölgelerde hapsolup havuzlanan kirleticinin difüzyon yoluyla yavaĢ
yavaĢ yeraltı suyuna karıĢması kuyruk etkisine sebep olur. Bir kirleticinin toprağa ne kadar
tutunacağı kirleticinin özelliklerine bağlı olduğu kadar akiferin kimyasal özelliklerine de
(örneğin, organik karbon içeriği) bağlıdır. Tıpkı fiziksel özellikler gibi akiferin kimyasal
özelliklerindeki heterojenlikler de temizleme sürelerinin uzamasına ve temizlemenin
zorlaĢmasına neden olabilir. Uzun temizleme süreleri bu sayılan faktörler dıĢında kirleticinin
Kirlenmiş Akiferlerin Pompaj ve Arıtım ile Temizlenmesi Teknik Sorunlar, Sebepler ve Çözümler
505
akifer içindeki yayılma alanına, derinliğine ve konsantrasyonuna ve ulaĢılmak istenilen kirletici
konsantrasyonu hedefi ve deĢarj standartlarına da bağlıdır (Berlung, 1995; Berlung, 1997;
USEPA, 1999).
Kuyruk ve geri tepmeye ek olarak pompaj ve arıtım sistemlerinin verimliliğini düĢüren
faktörlerden biri de akifer içindeki hidrolik olarak durgun bölgelerdir. Bu durgun bölgeler
pompalama ve/veya akifere suyu geri verme iĢlemleri sırasında düĢük hidrolik eğim ve buna
bağlı olarak düĢük yeraltı suyu akıĢ hızlarına sebep olur. Eğer sahada birden fazla pompaj veya
enjeksiyon kuyusu mevcutsa birden fazla durgun bölge meydana gelebilir (Eastern Research
Group, 1996).
4. Çözüm Önerileri
Pompaj ve arıtım ile temizleme sistemlerinin etkinliğini artırmak için önerilebilecek
çözümlerden biri uygulama yapılacak olan sahanın fiziksel ve kimyasal özelliklerinin mümkün
olan en detaylı biçimde tanımlanmasıdır. Genelde bir pompaj ve arıtım sahasındaki uzayan
temizleme süresine birden fazla faktör (mesela, çözünme, difüzyon ve geri sorpsiyon) sebep
olabilir. Bu yüzden bu etkilerin gerçek sebeplerini bulmak için sadece konsanstrasyonun
zamana karĢı nasıl değiĢtiğini gözlemlemek yeterli olmaz, detaylı bir saha araĢtırması gerekir.
Analitik ve/veya nümerik modellerin kullanılması farklı koĢulların yol açtığı sonuçları görmeye
ve kuyruk ve geri tepmenin sebeplerini tanımlamaya yardımcı olabilir. Temizleme sırasında
sahada oluĢan durgun bölgelerin yerlerini belirlemek için de saha ölçümlerine ve modelleme
çalıĢmalarına ihtiyaç vardır (Cohen ve diğ., 1994). Bir pompaj ve arıtım sistemini tasarlamadan
önce saha tanımlaması ve modelleme çalıĢmalarının yapılması ilerleyen aĢamalarda sistemin
iĢletimi sırasında karĢılaĢılması muhtemel sorunların önüne geçebilmek için ilk adımdır.
Optimizasyon yöntemleri kulllanılarak en uygun tasarımın seçilmesi de en az modelleme
çalıĢmaları kadar gerekli bir diğer ön çalıĢmadır. Optimizasyon modelleri sayesinde pompaj ve
gözlemleme kuyularının yerleri ve sayısı, pompalanacak suyun miktarı, yerüstünde kurulacak
arıtma tesisinin özellikleri belirlenir ve sistem buna göre planlanır (Zheng ve Wang, 2002).
Pompaj ve arıtım sistemlerinin hem inĢası hem de iĢletimi sırasında dinamik bir yönetim tarzı
benimsenmelidir. Sistem inĢaasını aĢamalandırmak, ilk aĢamada açılan kuyulardan elde edilen
verilerle sonraki aĢamaları Ģekillendirmek açısından faydalı bir yöntem olabilir. Aynı Ģekilde
iĢletim sırasında sabit kuyular ve pompaj miktarları kullanmak yerine pompalanan su miktarını
ve çalıĢan kuyuların yer ve sayısını değiĢtirmenin hem daha etkili bir hidrolik çevreleme
sağlaması hem de hidrolik olarak durgun bölgelerin oluĢumunu en aza indirmesi dolayısıyla
sistemin performansını artıracağı literatürde modelleme çalıĢmaları vasıtasıyla kanıtlanmıĢ bir
gerçektir (Hoffman, 1993). DüĢük hidrolik eğimden kaynaklanan bu durgun bölgeler hidrolik
eğimin ve yeraltısuyu akıĢ hızının ölçülmesi ve modelleme çalıĢmaları sayesinde belirlenir.
Durgun bölgelerin yerlerinin belirlenmesi ve oluĢumlarının en aza indirilmesi temizleme
sisteminin verimini artırmak açısından önemlidir (Eastern Research Group, 1996).
Sürekli pompaj yerine fasıla pompaj yöntemini kullanmak akiferden çekilen su hacmi baĢına
düĢen kirletici miktarını artırması açısından sistem performansını artırdığı ve maliyetleri
düĢürdüğü düĢünülen bir diğer yöntemdir (Aksoy ve Culver, 2004). Bu yöntem özellikle düĢük
hidrolik iletkenliğe sahip akiferler ile kütle transfer kısıtı olan akiferlerde etkilidir. Geleneksel
pompaj ve arıtım sistemlerinde pompalar sürekli çalıĢtırılır. Fasılalı pompajda ise temizleme
süresi pompalama ve dinlenme periyotlarına bölünür. Dinlenme sırasında toprağa sorplanmıĢ
durumda bulunan kirleticiler toprak ile su arasında oluĢan konsantrasyon farkı dolayısıyla suya
geçerler. DüĢük hidrolik iletkenliğe sahip bölgelerde hapsolmuĢ kirleticiler difüzyon yoluyla
506
G. G. Demirci, A. Aksoy
suya karıĢırlar. Daha sonra pompalama periyodunda, çözünmüĢ kirletici konsantrasyonu artmıĢ
olan kirli su yerüstüne çekilerek arıtılır.
Pompaj ve arıtımın bioremediasyon, reaktif bariyerler gibi baĢka temizleme metodları ile
birleĢtirilmesi istenilen temizleme hedeflerine ulaĢılmasını kolaylaĢtırabilir. Ayrıca toprağa
sorplanmıĢ veya çözünürlüğü düĢük kirleticilerin suya geçiĢini artıran yüzey-aktif maddelerin
kullanımı pompaj ve arıtım sistemlerinin veriminin artmasına da yardımcı olur (Eastern
Research Group, 1996).
Kaynaklar
Aksoy, A. ve Culver, T.B. (2004). Comparison of Continuous and Pulsed Pump-and-Treat for Mass Transfer-Limited
Aquifers, Turkish J. Eng. Env. Sci., 28, 307-316.
Berlung, S. (1995). The effect of Langmuir remediation of sorption on pump-and-treat a stratified aquifer, J. Contam.
Hydrol., 18, 199-220.
Berlung, S. (1997). Aquifer remediation by pumping: A model for stochastic-advective transport with nonaqueous
phase liquid dissolution, Water Resour. Res., 33(4), 649-661.
Cohen, R.M., Vincent, A.H., Mercer, J.W., Faust, C.R., ve Spalding, C.P. (1994). Methods for Monitoring Pumpand-Treat Performance. Rapor No: EPA/600/R-94/123, 102 sayfa.
Eastern Research Group, Inc. (1996). Pump-and-treat ground-water remediation: A guide for decision makers and
practitioners, Rapor No: EPA/625/R-95/005.
Hoffman, F. (1993). Ground-water remediation using ―Smart Pump and Treat‖, Ground Water, 31(1), 98-106.
Simon, F.G., Meggyes, T. ve Tünnermeier, T. (2002). Groundwater remediation using active and passive processes,
Advanced groundwater remediation: Active and Passive technologies, Editörler: Simon F.G., Meggyes T.,
McDonald C., Thomas Telford Ltd.
Travis, C.C. ve Doty, C.B. (1990). Can contaminated aquifers at Superfund sites be remediated?, Environ. Sci. Tech.,
24(10), 1464-1466.
U.S. Environmental Protection Agency (USEPA) (1999). Groundwater Cleanup: Overview of Operating Experience
at 28 Sites, Solid Waste and Emergency Response, Rapor No: EPA- 542-R-99-006.
USEPA (2001). Cost Analyses for Selected Groundwater Cleanup Projects: Pump and Treat Systems and Permeable
Reactive Barriers, Solid Waste and Emergency Response, Rapor No: EPA-542- R-00-013.
USEPA (2007). Treatment Technologies for site cleanup: Annual status report (Twelfth Edition), Solid Waste and
Emergency Response, Rapor No: EPA-542-R-07-012.
USGS
(2008).
United
States
Geological
http://ga.water.usgs.gov/edu/waterdistribution.html.
Survey
Resmi
Web
Sitesi,
Zheng, C.M. ve Wang, P.P. (2002). A field demonstration of the simulation optimization approach for remediation
system design, Ground Water, 40(3), 258-265.
11-13 Haziran 2008
Bakır Zenginleştirme Tesisi Atıklarınca Kirlenmiş Topraklarda
Ağır Metal Gideriminin İncelenmesi
E. Burcu Özkaraova Güngör
Ondokuz Mayıs Üniversitesi, Müh. Fak., Çevre Müh. Böl. 55139 Kurupelit, Samsun
Özet: Samsun Tekkeköy mevkiinde, Karadeniz Bakır Samsun ĠĢletmesi‘nin zenginleĢtirme
faaliyetleri sonucu oluĢan izabe ve flotasyon atıklarının açık arazide depolanmaları nedeniyle
ağır metal kirliliğine rastlanmıĢtır. Bitkilerin bulunduğu bölgeye yakın yerlerden üst 0-25 cm
kısımdan alınan toprak örneklerinde yaklaĢık olarak bakırın 2400 mg/kg, çinkonun 700 mg/kg,
kadmiyumun 6 mg/kg‘a kadar yükselebildiği ve Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliğinde
pH 5-6 topraklar için verilen sınır değerleri aĢtığı anlaĢılmıĢtır. Söz konusu ağır metal giderim
çalıĢmasında aminopolikarboksilik asitlere örnek olarak etilen diamin tetra asetik asit ve dietilen
triamin penta asetik asit kullanılmıĢtır. ÇalıĢmalar, toprak-çözelti oranının 1/50 veya 1/25
olmasının giderim veriminde önemli bir farklılık oluĢturmadığını ortaya koymuĢ, yine bakır ve
çinko gideriminde 240 dakikalık bir reaksiyon süresinin yeterli olduğunu göstermiĢtir. Bakır ve
çinko giderim verimlerinin kimyasalın konsantrasyonunun artmasıyla arttığı, ancak toprak
numune özelliklerine (dane boyutu dağılımı, vs.) ve numunedeki kirletici konsantrasyonuna
bağlı olarak ağır metal türüne göre yaklaĢık olarak % 20 ile % 80 arasında değiĢim gösterdiği
saptanmıĢtır.
Anahtar Kelimeler ağır metal giderimi; flotasyon atığı; şelat oluşturucu bileşikler
1. Giriş
Yirminci yüzyılın baĢlarında flotasyon tekniğinin maden zenginleĢtirme iĢlemlerinde uygulanması
dolaysıyla düĢük tenörlü cevherlerin geniĢ çapta iĢlenebilmesi, bakır, kurĢun, çinko, nikel, kobalt,
civa, antimuan, vs. gibi cevherlerin sanayi ve teknoloji geliĢmelerine paralel artıĢ gösteren
taleplerinin karĢılanmasını sağlamıĢtır. Ancak, flotasyon gibi maden zenginleĢtirme iĢlemleri
sonucunda katı ve sıvı atıklar oluĢmaktadır. Atıkların özellikle sızdırmazlığın bulunmadığı
alanlarda kontrolsüzce depolanması, endüstriyel faaliyetler sırasında sızıntı gibi sebepler
sonucunda toprakta meydana gelen ağır metal kirliliğinin kontrolü ve giderimi çeĢitli yöntemlerle
yapılmaktadır (Mulligan ve diğ., 2001; Göksu ve Özkaraova Güngör, 2005). Arazi içinde basınçlı
yıkama (soil flushing) ve arazi dıĢında toprak yıkama (soil washing) ağır metal gideriminde
yaygınlık kazanan artım teknolojileri olarak kabul edilmektedir (Peters, 1999; Atay ve diğ., 2007).
Samsun Tekkeköy mevkiinde, 1973 yılında üretime giren Karadeniz Bakır ĠĢletmesi (K.B.Ġ)‘nin
ortalama % 23 Cu tenörlü Murgul, Çayeli, Küre konsantrelerinden flash ergitme yöntemiyle
250000 ton/yıl bakır konsantresi iĢlenerek 38760 ton/yıl blister bakır (% 99) üretimi yanı sıra
280000 ton/yıl % 93 sülfürik asit üretimi kapasitesi bulunmaktadır. Tesiste zenginleĢtirme
faaliyetleri sonucu oluĢan izabe ve % 0,3-0,6 Cu içeren flotasyon atıkları açık arazide
depolanmıĢtır. 2004 yılında özelleĢtirilmiĢ olan Samsun ĠĢletmesi, edinilen bilgilere göre
faaliyetlerini sürdürmektedir. ÇalıĢma, K.B.Ġ. civarındaki arazide muhtemel ağır metal kirliğinin ön
508
E.B. Özkaraova Güngör
incelemesi yapılarak toprak ortamındaki kirletici seviyelerinin tespit edilmesini ve ağır metallerden
bakır ve çinkonun organik asitlerle yıkama yoluyla giderimlerini içermektedir.
2.1. Toprak Örnek ve Analizleri
Deneysel çalıĢmalarda kullanılmak üzere, bakır iĢleme tesisi arazisi civarından çeĢitli noktalarından
0-25 cm yüzey tabakasından birçok toprak örnekleri alınmıĢtır. Havada kurutulmuĢ toprak
örneklerinin dane boyutu dağılımları belirlenmiĢ, toplam ağır metal içerikleri, pH tayinleri ve
giderim çalıĢmaları dane boyutu 2 mm‘den küçük numunelerle yapılmıĢtır.
2.2. Zamana ve Konsantrasyona Bağlı Giderim ÇalıĢmaları
(I) ve (III) no.lu toprak örnekleri kullanılarak zamana bağlı ağır metal giderimleri, 1/25 ve 1/50
oranlarında etilen diamin tetra asetikasit (EDTA) ve dietilen triamin penta asetikasit (DTPA)
çözeltilerinin numunelerle 25±2˚C‘de 5-1440 dakika süreyle reaksiyonu neticesinde incelenmiĢtir.
Santrifüj edilmiĢ ve katısından ayrılan solüsyonların bakır ve çinko içerikleri atomik absorbsiyon
cihazında ölçülmüĢtür. Giderim çalıĢmaları benzer Ģekilde farklı konsantrasyonlar için tekrarlanmıĢtır.
3. Deneysel Çalışma Sonuçları
3.1. Toprak Analizleri
Kalan Kümülatif Toprak, %
K.B.Ġ.‘den alınan toprak örneklerinin ağır metal içeriklerinin, bitkilerin bulunduğu bölgeye yakın
yerlerde bakır için yaklaĢık olarak 2400 mg/kg, çinko için 700 mg/kg, kadmiyum için 6 mg/kg‘a
kadar yükselebildiği görülmüĢtür. Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliğinde pH 5-6 topraklar
için verilen sınır değerleri sırasıyla 50 mg/kg, 150 mg/kg ve 1 mg/kg olduğu göz önüne alınırsa
toprak yüzeyindeki kirlenme daha iyi anlaĢılmaktadır. Numunelerin dane boyutu dağılımları
incelendiğinde toprakların kum ağırlıklı oldukları belirlenmiĢ, III numaralı toprağın ince fraksiyonu
(< 50 μ) yaklaĢık olarak toprağın % 35‘ünü oluĢturarak I numaralı toprağa (%1) göre daha ince
daneli bir bünye sergilediği belirlenmiĢtir (ġekil 1). I ve III numaralı toprakların ağır metal giderim
çalıĢmasında kullanılmasına karar kılınmıĢtır.
Toprak No I
100
Toprak No III
80
60
40
20
0
0.01
0.1
1
10
Tane Büyüklüğü, mm
Şekil 1. I ve III numaralı toprakların dane dağılım eğrileri
3.2. Zamana ve Konsantrasyona Bağlı Giderim ÇalıĢmaları
Giderim çalıĢmalarının en uygun Ģartlarda yapılabilmesi için toprak-çözelti oranı ile optimum
reaksiyon süresinin belirlenmesi gerekmiĢtir. Toprak-çözelti oranının belirlenmesinde zamana bağlı
Bakır Zenginleştirme Tesisi Atıklarınca Kirlenmiş Topraklarda Ağır Metal Gideriminin İncelenmesi
509
farklılıkların olabileceği düĢüncesiyle giderim verimindeki değiĢimler zamana bağlı izlenmiĢtir.
EDTA ile 1/25 ve 1/50 oranlarında yapılan çalıĢmada toprak-çözelti oranının bakır giderimi
üzerinde önemli bir etki yaratmadığı anlaĢıldığından toprak-çözelti oranı 1/25 olarak belirlenmiĢtir.
ġekil 2‘den görüldüğü gibi her iki oran için bakır giderimi 240. dakikadan sonra denge konumuna
ulaĢmaya baĢlamıĢ ve 1440. dakikanın sonunda % 28 mertebesinde gerçekleĢmiĢtir. Di Palma ve
Ferrantelli (2005) tarafından EDTA ile 1/25 oranında yapılan bakır giderim çalıĢmasında 5 saatten
sonra denge konumuna ulaĢıldığı bildirilmiĢtir.
Bakır Giderimi, %
100
Cu-2g
Cu -1g
80
60
40
20
0
0
500
1000
1500
Zaman, dak
Şekil 2. Toprak-çözelti oranının bakır giderim verimi üzerine etkisi
I ve III numaralı topraklardan bakır ve çinkonun EDTA konsantrasyonuna bağlı giderimi
incelendiğinde konsantrasyonun artmasıyla verimin azalan oranlarda artmaya devam ettiği tespit
edilmiĢtir; benzer bir durum Yuan ve diğ. (2007) tarafından tanımlanmıĢtır. Her iki toprak için
çinko giderim verimlerinin ( % 95) bakıra göre ( % 39) genelde daha yüksek seyrettiği
gözlemlenmiĢtir (ġekil 3). Giderim mg/kg olarak değerlendirildiğinde çinkonun bakıra göre az
fazla alındığı (III numaralı toprak için 587 mg Cu/kg ve 624 mg Zn/kg) ancak kirlilik düzeyinin
daha düĢük olması nedeniyle verim yüzdesinin yüksek bulunduğu anlaĢılmıĢtır. Bununla birlikte,
metal-EDTA denge sabitinin bakır için daha yüksek (log KCu = 18,8 > log KZn = 16,5) olmasına
rağmen EDTA/EDTA-Me oranları EDTA‘nın çinko ile daha fazla kompleksleĢmeye gittiğini
gösteriyor. Topraklar kendi aralarında kıyaslandığında ise, III numaralı toprağın bakır içeriğinin
(2298 mg Cu/kg) I numaraya göre çok daha yüksek olması (425 mg Cu/kg) ve EDTA/EDTA-Me
oranlarının düĢmesiyle EDTA‘nın daha çok tüketilmesine bağlı giderim veriminin düĢtüğü
anlaĢılmaktadır (Tsang ve diğ., 2007).
DTPA ile yapılan bakır giderim çalıĢmalarında EDTA‘ya göre oldukça yüksek verimlerin elde
edildiği ve özellikle I numaralı toprak için % 46‘dan % 77‘ye yükseldiği, III numaralı toprak için
ise % 33‘e ulaĢtığı ġekil 4‘de görülmektedir. Khodadoust ve diğ. (2005) DTPA‘nın performansının
EDTA ile kıyaslandığında daha iyi olduğunu belirtmiĢlerdir. Giderim verimlerin genelde daha
yüksek olması beĢ diĢli Ģelat oluĢturucu bir organik asit olarak denge sabitinin bakır için daha
yüksek (log KCu-DTPA = 21 > log KCu-EDTA = 18,8) olmasına bağlanmıĢtır.
4. Sonuç
1973 yılından bu yana Samsun Tekkeköy mevkisinde faaliyet gösteren K.B.Ġ. ait izabe ve flotasyon
atıklarının açık alanda depolanması sonucunda ağır metal kirliliğine yol açtığı tespit edilmiĢtir.
KirlenmiĢ bölgeden alınan toprak numunelerinde etilen diamin tetra asetik asit ve dietilen triamin
penta asetik asit kullanılarak yapılan giderim çalıĢmasında 1/25 oranının ve 240 dakika reaksiyon
süresinin yeterli olduğu saptanmıĢtır. EDTA ile elde çinko giderimi yüzde olarak bakır
gideriminden daha yüksek olarak yansımasına rağmen mg/kg olarak birbirine yakın olduğu
510
E.B. Özkaraova Güngör
görülmüĢtür. EDTA ile bakır gidermi I numaralı toprak için % 46, iki numaralı toprak için % 26,
DTPA ile sırasıyla % 33 ve % 77 verimleri elde edilmiĢtir. DTPA‘nın yüksek verimleri beĢ diĢli
yapısı dolaysıyla denge sabitlerinin daha yüksek olmasına bağlanmıĢtır.
Metal Giderimi, %
100
80
KBT III - Cu
60
KBT I - Cu
KBT III - Zn
40
KBT I - Zn
20
0
0
0.002 0.004 0.006 0.008 0.01 0.012 0.014 0.016
EDTA Konsantrasyonu, mg/L
Şekil 3. EDTA konsantrasyonuna bağlı bakır ve çinko giderimleri
Bakir Giderimi, %
100
80
KBT III -EDTA
60
KBT I-EDTA
40
KBT III-DTPA
20
KBT I-DTPA
0
0
0.002 0.004 0.006 0.008 0.01 0.012 0.014 0.016
EDTA/DTPA Konsantrasyonu, mg/L
Şekil 4. EDTA ve DTPA konsantrasyonlarına bağlı bakır giderimleri
Kaynaklar
Atay, ġ., Özkaraova Güngör, E. B. ve Böke Özkoç, H. (2007). Toprak kirliliği kontrolünde yıkama teknolojilerinin yeri
ve uygulanabilirliliği, VII. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi, 889-895, Ekim 24-27, 2007, Ġzmir, Türkiye.
Di Palma, L. ve Ferrantelli, P. (2005). Copper leaching from a sandy soil: Mechanism and parameters affecting EDTA
extraction, J. Hazard. Mater. B122, 85-90.
Göksu, Ö. ve Özkaraova Güngör, E. B. (2005). Toprak kirliliğinin kontrolü ve giderim teknolojileri, VI. Ulusal Çevre
Mühendisliği Kongresi, Poster Bildiriler Kitabı 179-183, Kasım 24-26, 2005, Ġstanbul, Türkiye.
Khodadoust, A.P., Reddy, K.R. ve Maturi, K. (2005). Effect of different extraction agents on metal and organic
contaminant removal from a field soil, J. Hazard. Mater. B117, 15-24.
Mulligan, C.V., Yong, R.N. ve Gibbs, B.F. (2001). Remediation technologies for metal contaminated soils and
groundwater: an evaluation, Engineering Geology, 60, 193-207.
Peters, R.W. (1999). Chelant extraction of heavy metals from contaminated soils, J. Hazard. Mater. 66, 151-210.
Tsang, D.C.W., Zhang, W. ve Lo Ġ. M.(2007). Copper extraction effectiveness and soil dissolution issues of EDTAflushing of artificially contaminated soils, Chemospher, 68, 234-243.
Yuan, S., Xi, Z., Jiang, Y., Wan, J., Wu, c., Zheng, Z. ve Lu, X. (2007). Desorption of copper and cadmium from soils
enhanced by organic acids, Chemospher, 68, 1289-1297.
11-13 Haziran 2008
Erzurum’da Doğal Gaz Kullanımının Hava Kirliliğine Etkisi
Zeynep Eren
Atatürk Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü,25240 Erzurum.
Öz Bu çalıĢmada Erzurum‘da ısınma amaçlı fosil yakıt tüketiminden doğal gaza geçiĢ dönemi
ile birlikte hava kalite parametreleri değerlendirilerek, doğal gaz kullanımının hava kirliliğine
etkisi incelenmiĢtir.
Bu çalıĢmada Erzurum ilinde doğalgaz uygulamasına geçildikten sonra hava kirliliğindeki SO 2
ve PM değerleri dikkate alınarak önceki yıllara göre azalmalar belirlenmiĢtir. ÇalıĢma Atatürk
Üniversitesi Çevre Sorunları AraĢtırma Merkezi ve Palen (Erzurum) Doğal Gaz Dağıtım
A.ġ.‘deki son dört yıllık veriler dikkate alınarak hazırlanmıĢtır. ÇalıĢma sonunda doğalgaza
geçiĢ oranı ile birlikte hava kirliliğinde kademeli bir azalma meydana geldiği tespit edilmiĢtir.
Erzurum ilinde hava kirliliğine sebep olan fosil yakıt tüketimi 2003 yılına kadar devam etmekte
idi. Doğalgazın temiz yakıt olması ve Ģehrin hava kirliliğini azaltmasında sağlayacağı etkin rolü
düĢünülerek, 2003 yılı Ağustos ayı itibari ile doğal gaz alt yapı çalıĢmaları baĢlamıĢ, 2004 yılı
Kasım itibari ile Ģehirde doğalgaz ısınma amaçlı kullanılmaya baĢlandı. 2007 yılı sonuna
gelindiğinde ise Ģehrin yaklaĢık %40‘ı doğal gaz dönüĢüm projesine dahil olmuĢtur. 2007 yılı
sonu itibari ile hava kirleticilerde; SO2‘de %60‘lık, PM‘de %81‘lik toplam bir azalma meydana
gelmiĢtir.
Anahtar Kelimeler doğal gaz; fosil yakıt; hava kirliliği; SO2; PM
1. Giriş
Hava kirlenmesi ülkemizin bir çok bölgesinde kıĢ aylarının değiĢmez problemi haline gelmiĢtir.
Bu sorunun temelini, plansız kentleĢme ve sanayileĢme, düĢük kaliteli yakıtlar, yakıtlara uygun
olarak projelendirilmeyen yakma sistemleri ve yetersiz çevre bilinci oluĢturmaktadır. ―Hava
Kalitesinin Korunması Yönetmeliği‖ 2 Kasım 1986‘da yürürlüğe girmiĢ olmasına rağmen
(Mevcut Yönetmelik 13/01/2005 tarih ve 25699 sayılı Isınmadan Kaynaklanan Hava Kirliliği
Yönetmeliği olarak değiĢmiĢtir), hava kirlenmesi problemlerinin azalmasını sağlayamamıĢtır.
Hava kirliliğinin kıĢ aylarında belirli bölgelerimizde yönetmelikte belirtilen uyarı kademelerini
aĢması kirlenme boyutunun insan yaĢamını tehdit edecek sınırlara geldiğini göstermektedir.
Hava kirliliğinin önüne geçilebilmesi için yönetmelikte kısa dönemi kapsayan önlemler ve uzun
dönemde uygulanacak önlemler vardır. Kısa dönemde kirletici kaynakların denetimi ve kontrol
altına alınarak, daha temiz yakıtların (hava kirlenmesine daha az etkisi olan) kullanılması
sağlanmalıdır. Uzun dönemde ise; kaynaklarda daha az kirlenme oluĢturacak teknolojiler
kullanılmalı, yeni teknolojiler geliĢtirilerek, kullanılan teknolojilere uygun olarak daha yüksek
verimli kirletici kontrol teknolojileri kullanılmalı, temiz yakıtların üretimi sağlanmalı ve
yakıtlara uygun daha yüksek verimli yeni yakma sistemleri geliĢtirilerek uygulanmalıdır
(Bayram ve Müezzinoğlu, 1996).
512
Z. Eren
Erzurum Ģehir merkezi 1800-2000 m yükseklikte kurulmuĢ olup, 3200 m yüksekliğinde dağlarla
çevrilmiĢtir. Erzurum‘un topoğrafik yapısı ve coğrafik konumu il genelinde Ģiddetli bir karasal
iklim yaratır. Türkiye‘nin sıcaklık ortalaması en düĢük ili olan Erzurum‘da kıĢlar oldukça soğuk
ve sert geçer. Yıllık sıcaklık ortalaması 6oC ve günlük sıcaklığın 5oC‘den düĢük olduğu gün
sayısının 165, ortalama donlu gün sayısı 155 ve karla örtülü gün sayısı 112‘dir. Bu özelliği ile
Erzurum ülkenin en soğuk illerinden birisidir. Kentte ısınmaya ihtiyaç duyulan kıĢ aylarında
etkili rüzgar hızı 2,2 m/s iken, ısınmaya ihtiyaç duyulmayan aylarda 2,9 m/s‘dir. Erzurum, bu
ağır kıĢ Ģartlarından dolayı ısınmak amaçlı en az 6 ay yakıt kullanmakta (Erzurum‘da Ġl Çevre
müdürlüğü verilerine göre 2004-2005 kıĢ döneminde 98254 ton/yıl katı, 20138 ton/yıl fuel-oil
kullanılmıĢtır); Ģehrin topoğrafik ve meteorolojik yapısı da bu kirleticilerin seyrelmesini
güçleĢtirmektedir. Erzurum‘da endüstriyel kuruluĢların yok denecek kadar az sayıda olması
hava kirliliğinin tamamen konutlardan kaynaklanmasına neden olmaktadır. Ayrıca son yıllarda
ısınmada kullanılan yakıtların kalitesizliğinden dolayı özellikle kıĢ aylarında Erzurum‘da hava
kirliliği artmaktadır. GeçmiĢ yıllarda Erzurum bu özelliği ile Türkiye‘de 1. derecede hava kirliliği olan iller listesinde yer almakta idi. (Turalıoğlu ve Bayraktar, 2002; Kocadağıstan v.d., 2002).
Bu yoğun hava kirliliğinin önüne geçmek amacı ile Ģehirde 2003 yılı Ağustos ayı itibari ile
doğalgaz alt yapı çalıĢmaları baĢlamıĢ ve 2004 yılı Kasım itibari ile ısınma amaçlı doğal gaz
kullanımına kademeli olarak geçiĢ baĢlamıĢtır. 2007 yılı sonuna gelindiğinde ise Ģehrin yaklaĢık
%40‘ı doğal gaz dönüĢüm projesine dahil olmuĢtur. Enerji Piyasası Düzenleme Kurumu
(EPDK) tarafından 6 ġubat 2004 tarihinde 30 yıl süre ile Erzurum ve Ilıca‘dan oluĢan dağıtım
bölgesinde Palen Doğalgaz A. ġ.‘ye dağıtım faaliyeti yapmak üzere lisans verilmiĢtir.
Organik teoriye göre, diğer fosil yakacaklar gibi doğal gaz da milyonlarca yıl önce yaĢamıĢ bitki
ve hayvan artıklarından oluĢmuĢtur. Yeryüzü kabukları arasına gömülen bu artıklar, basınç ve
sıcaklık etkisiyle, kimyasal değiĢikliklere uğrayarak doğal gazı meydana getirmiĢtir. Dünyada
bilinen doğal gaz rezervleri 100 trilyon m3 mertebesinde olup, en büyük rezerv % 35 ile eski Sovyetler
Birliği topraklarında bulunmaktadır. Bunu % 34 payla Ortadoğu takip etmektedir. Türkiye'de
tüketime sunulan yıllık doğal gaz miktarı bugün için 16 milyar m3 mertebesinde olup, bu kapasitenin yapımı süren hatlarla ve imzalanan anlaĢmalarla 2010 yılında 55 milyar m3 mertebesine
ulaĢması beklenmektedir. Türkiye'de de sınırlı miktarda doğal gaz çıkmakta ve kullanıma
sunulmaktadır. Türkiye doğal gazı esas olarak Rusya ve Ġran'dan boru hatlarıyla, Cezayir ve
Nijerya'dan sıvılaĢtırılmıĢ olarak deniz yoluyla satın almaktadır. Ayrıca Azerbaycan ve
Türkmenistan ile doğal gaz temini için anlaĢmalar yapılmıĢtır (Dağsöz, 2002).
Doğal gaz esas olarak gaz halindeki parafin, karbon, hidrojen karıĢımından meydana gelir ve
yüzdeleri de doğal gazın kaynağına göre değiĢir. Doğal gaz esas olarak metan (CH4) ve daha az
oranda etan (C2H6) ve propan (C3H8) gibi hidrokarbonlardan meydana gelir. Doğal gaz renksiz
ve kokusuz bir gazdır. Doğal gaz ekonomiktir, doğal gaz özellikle yoğuĢmalı kazan (veya duvar
tipi yoğuĢmalı kazan) ile kullanıldığında kömür ve fuel oil'e göre çok daha ekonomik ısıtma
imkanı sağlar. Kazan verimlerindeki artıĢlar dikkate alındığında doğal gazın diğer yakıtlara göre
en az % 10 mertebesinde yakıt ekonomisi sağladığı söylenebilir. Ġlave olarak temizlik,
depolama, yakıt hazırlama ve kül atma maliyetleri göz önüne alınırsa, doğal gaz yakılmasının
iĢletme maliyetlerinde önemli kazançlar sağladığı söylenebilir.
Doğal gaz çevreyi kirletmeyen bir yakıttır, Çevreyi kirleten üç ana faktör (SO 2, PM ve is)
doğal gaz dumanı içerisinde bulunmamaktadır. Doğal gazın en önemli özelliklerinden birisi
zehirsiz olmasıdır. Doğal gazın solunması halinde zehirleyici ve öldürücü etkisi yoktur. Ancak
ortamda çok fazla birikmiĢse teneffüs edilecek oksijen azaldığından dolayı boğulma tehlikesi
Erzurum’da Doğal Gaz Kullanımının Hava Kirliliğine Etkisi
513
vardır. Yanma ürünü gazlar ortama yayılırsa, diğer yakıtlarda olduğu gibi içerisindeki CO
nedeniyle zehirleme yapabilir (Küçükyalı, 2003).
Tablo 1. Doğal Gazın Isıtmada Kullanımda Diğer Yakıtlarla KarĢılaĢtırılması
Kömür
Fuel- oil
Doğal gaz
Karbon oranı (%)
77,4
84,58
73,98
Hidrojen oranı (%)
1,4
10,90
24,57
Kükürt oranı (%)
1,0
4,00
Kül oranı (%)
8,0
Nem oranı (%)
7,0
Isıl değeri [kj/kg (kcal/kg)]
29.600 (7.080) 39.220 (9.380)
49.085 (11.780)
Baca gazındaki SO2 oranı (ppm) 1,644
5,5
Hava fazlalığı
1 ,4 - 2,0
1 ,2 - 1 ,3
1,05- 1,1
2. Yöntem ve Gereçler
Bu araĢtırma Erzurum il merkezi için 2004 yılı ocak ayından 2008 yılı ocak ayı (23 Ocak‘a
kadar) hava kirliliği ölçümlerinde elde edilen Ģehir ortalaması SO2 ve partikül madde (PM)
değerleri esas alınarak hazırlanmıĢtır. Atatürk Üniversitesi Çevre Sorunları AraĢtırma Merkezi
1986 yılından bu yana Erzurum Ģehir merkezinde farklı noktalara kurulu istasyonlarıyla günlük
hava kalitesi ölçümleri yapmaktadır. 2003 yılı itibariyle (Üniversite Kampusu, Aziziye Ġ.Ö.O,
12 Mart Ġ.Ö.O, Devlet Demiryolları binası, Yakutiye Belediye binası ve Hıfzıssıhha binasında
kurulu olmak üzere) 6 adet istasyonla hava kalitesi ölçümleri yapılmaktadır. Ölçümler yakmanın
gerçekleĢtiği 1 Ekim-15 Nisan döneminde yapılmaktadır.
3. Bulgular ve Sonuçlar
Doğal gaz kullanımının 2004 yılı sonu itibari ile baĢladığı göz önüne alınırsa Erzurum‘da Aralık
2004‘de ölçülen SO2 ve PM değerlerinin oldukça yüksek olduğu görülür (SO2 ve PM için
sırasıyla 283 ve 215 μg/m3). Çizelge 2‘deki SO2 ve PM için verilen sınır değerler göz önüne
alındığında 2004 yılı Aralık ayında Erzurum‘da ölçülen SO2 ve PM değerleri 283 ve 215 µg/m3
ile Hava Kalite Koruma Yönetmeliği sınır değerlerini aĢmıĢtır. PM değeri ise Dünya Sağlık
TeĢkilatının KVSD değerini aĢmıĢtır.
Tablo 2. SO2 ve PM için Dünya Sağlık Teşkilatına ve Hava Kalite Koruma
Yönetmeliği’ne göre sınır değerler
Standart Değerler
SO2 (µg/m3)
PM (µg/m3)
Dünya Sağlık TeĢkilatına Göre
Hava Kalite Koruma Yönet. göre Standart Değerler
U.V.S.D.= 150
K.V.S. D.= 400
250
U.V.S.D.= 75
K.V.S. D.= 200
200
ġekil 1‘de ise bu dönemdeki SO2 ve PM değerlerindeki azalma gösterilmiĢtir. Doğal gaz
kullanmaya baĢlayan abone sayısı 2007 yılı sonu itibari ile abone sayısı 37.500 adet, gaz
kullanıcısı sayısı ise 34.500 adettir. Bu abonelerin %75 i ısınma amaçlı doğalgaz
kullanmaktadır. ġu anda Ģehirde %40 oranında dönüĢüm mevcuttur. Doğal gaz kullanmaya
baĢlayan abone sayısının 2005 yılı baĢı itibari ile artmasıyla beraber Erzurum‘da ölçülen aylık
ortalama SO2 ve PM değerlerinde kademeli olarak bir azalma görülmüĢtür. 2005 yılı Aralık
514
Z. Eren
ayında Erzurum‘da ölçülen SO2 ve PM değerleri 142 ve 103 µg/m3 olarak Hava Kalite Kontrol
Yönetmeliği‘nde verilen sınır değerlerin altına düĢmüĢtür.
Kirletici konsantrasyonu (µg/m3)
300
250
SO2
PM
200
150
100
50
Oca.08
Eki.07
Tem.07
Nis.07
Oca.07
Eki.06
Tem.06
Nis.06
Oca.06
Eki.05
Tem.05
Nis.05
Oca.05
Eki.04
Tem.04
Nis.04
Oca.04
0
Şekil 1. 2004-Ocak ve 2008-Ocak döneminde ölçülen aylık SO2 ve PM ortalamaları.
2006 yılı Aralık ayında bu değerler daha da azalarak SO2 ve PM 140 ve 70 µg/m3 olarak
kaydedilmiĢtir. 2007 Aralık ayında SO2 ve PM değerleri iyice gerileyerek 113 ve 40 µg/m3‘ye
gerilemiĢtir. 2008 Ocak ayı ortalamalarına bakıldığında ise SO2 ve PM değerleri 106 ve 37
µg/m3‘e düĢmüĢtür. Doğal gazın ilk kullanılmaya baĢlandığı 2004 Aralık ayından 2007 Aralık
ayına kadar olan dönemde SO2 değerinde %60, PM değerinde %81 toplam azalma
kaydedilmiĢtir.
Kaynaklar
Atatürk Üniversitesi Çevre Sorunları AraĢtırma Merkezi yıllık faaliyet raporları.
Bayram, A. ve Müezzinoğlu, A. (1996). Büyük kentler için temiz hava planı, YerleĢim ve Çevre Sorunları:
Çanakkale ili; Dokuz Eylül Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Çevre Mühendisliği Bölümü.
Dağsöz, A. K. (2002). Doğal Gaz ve LPG Devreleri, Cihazları Hesabı, Teknik Yayın No:3, ĠTÜ Makine Fakültesi,
3.Baskı.
Küçükyalı, R. (2003) Doğal Gaz-LPG Tesisatı ve Bacalar, Isısan ÇalıĢmaları, No:345.
Kocadağıstan, M. E., Boncukcuoğlu, R., Keskinler, M. E., Turalıoğlu, S., Kocadağıstan, E. (2002). Erzurum Ģehir
merkezinde kullanılan fosil yakıtlar ile hava kirliliği arasındaki iliĢki, Erzurum.
Turalıoğlu, F.S. ve Bayraktar, H. (2002). Erzurum‘da hava kalitesinin dünü, bugünü ve geleceği, 1. Ulusal Çevre
Sorunları Sempozyumu, Erzurum.
11-13 Haziran 2008
Cep Telefonları ve Baz İstasyonlarının İnsan Sağlığı ve Çevre
Üzerine Etkileri
Tuba Turan ve Meral Toksoy
1
Atatürk Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 25240, Erzurum
Öz Baz istasyonları, mobil telefonlar kullanıcıları ile iletiĢimi sağlayan düĢük güçlü radyo
frekans radyasyonu yayan radyo antenleridir. Baz istasyonları belli bir alan veya hücre içinde
mobil telefon kullanıcıları ile iletiĢimi sağlar. Karakteristik olarak,20-30 cm geniĢlikte ve 1 m
boyunda olan baz istasyonu antenleri, yerden 15-60 m yüksekliğe sahip kulelere, su depolarına
veya bazı özel binaların çatılarına kurulur. Antenin yerden yüksekliği önemlidir.
Elektromanyetik alanların insan sağlığı üzerinde oluĢturduğu riskler, yeni teknolojilerin günlük
yaĢamda giderek daha yoğun biçimde kullanılması sonucunda giderek artmaktadır. Özellikle
son yıllarda hızla artan cep telefonu kullanımı ve buna paralel olarak giderek yaygınlaĢan baz
istasyonları halk sağlığını tehdit edecek boyuta ulaĢmıĢtır. Bu alanda yasal düzenlemelerin
olmaması, kurumsal eksiklikler ve bilinçsizlik konunun önemini daha da arttırmaktadır. Cep
telefonlarının kapsama alanlarını ve iletiĢim olanaklarını geniĢleten baz istasyonlarının Ģehrin
içinde yaĢam alanlarında, hatta binaların üstlerine yerleĢtirilmesi büyük problemlere neden
olmaktadır. Bu istasyonların yaydığı mikrodalgaların insan sağlığına yönelik olumsuz etkileri
daha çok ortaya konuldukça, bu cihazların insanlardan uzak yerlere konulması talepleri
artmaktadır. Yapılan deneysel çalıĢmalar sonucunda, elektromanyetik dalgalara maruz kalan
canlılarda her türlü olumsuz etki görülebilmektedir. Cep telefonlarının taĢınması, gereksiz ve
aĢırı kullanılması sadece kullananlar için değil çevresi için de özellikle sağlık yönünden risk
yarattığı belirtilmektedir. Bu yüzden cep telefonları ve baz istasyonlarının bireysel olarak
ölçülebilir düzeyde olmasa da toplum düzeyinde çok ciddi sağlık riskleri oluĢturabileceği,
önemli sağlık sorunlarının uzun yıllar sonra ortaya çıkabileceği göz önüne alınmalıdır. Bu
nedenle toplumun taĢıyacağı bu risk düzeyinin halk sağlığı değerlendirmelerinde kural olarak
benimsenen önlem ilkesi temel alınarak en aza indirilmesi gereği ortaya çıkmaktadır.
Anahtar Kelimeler baz istasyonaları; elektromanyetik dalga; radyo frekans radyasyonu
1.
Giriş
Celullar baz istasyonları sürekli ve 800-900 mHz frekansa, PCS sistemleri de sürekli ve 18002000 mHz frekansa sahiptir. Celullar baz istasyonlarında çoğunlukla direk veya çubuk gibi
görünen yönlendirilmemiĢ antenler kullanılır. PCS baz istasyonlarında ise dikdörtgen panelleri
halinde görülen çok sayıda sektör antenleri kullanılır. Bir sektör anteninin genel olarak
geniĢliği, 30 cm boyu ise 120 cm dir. Türkiye‘de elektrik frekansı 60 Hz‘dir. 90 mHz ‗e sahip
radyo frekansının dalga boyu 33 cm‘dir.
Cep telefonları düĢük güçte alıcı-verici radyo cihazlarıdır. ĠletiĢim için 900-1800 Mhz aralığında
mikrodalga biçiminde elektromanyetik dalga kullanırlar. Telefon açıkken sürekli olarak
mikrodalga yaymaktadır. ĠletiĢim halinde bu dalgaların dozları biraz daha yükselmekte ve
konuĢma açısından insan vücuduna özellikle de baĢa daha yakın tutulduğu için sağlık açısından
516
T. Turan, M. Toksoy
olumsuz etkileri daha artmaktadır. Bu sırada ortaya çıkan 1 Watt‘lık ısı etkisiyle örneğin beyin
içinin ısısı 0,1 derece yükselmektedir. Cep telefonları konuĢma sırasında baĢa çok yakın bir
noktadan elektromanyetik ıĢınım yayan telefonlar öncelikle baĢ olmak üzere vücut açısından
birçok olumsuzluk yaratmaktadır. Hücre düzeyindeki deneysel çalıĢmalarda hücrenin geliĢimi,
hücre duvarı ve hücrenin madde alıĢveriĢiyle ilgili bozulmalar ortaya konulmuĢtur. Bunlar
arasında kanser yönünden uyarıcı etki yapması ve kanseri tetiklemesi ilk sırada sayılmaktadır.
Mikrodalga ıĢımanın kesin bozulma yarattığı noktalardan birisi de genlerdir. Kromozom
üzerinde ortaya çıkan etkilerle hücrenin ana yapı taĢı olan DNA‘nın gen yapısındaki kırılmalar
ve değiĢmelerin kansere yol açtığı ortaya konulmuĢtur. BaĢa yakın olması nedeniyle beynin
etkilenmesi çok fazladır. Mikrodalga beyindekiler dahil sinir hücrelerinin uyarılmalarını
etkilemektedir. Bu yolla baĢta uyku bozuklukları, bellek sorunları, baĢ ağrısı, bulantı, baĢ
dönmesi, sersemlik hali ve kan basıcının artması beyin ve bu organımızla ilgili olumsuzluklar
ortaya çıkmakta, öğrenme güçlükleri görülebilmektedir.
Cep telefonları ve baz istasyonlarının yaydığı elektromanyetik ıĢınlar sağlık açısından bir çok
olumsuzluğa yol açıyor. Cep telefonu ve bunların iletiĢiminde kullanılan baz istasyonlarının
yaydığı mikrodalga biçimindeki elektromanyetik ıĢımanın insan dokusuna yönelik iki temel
etkisi olduğu belirtilmektedir. Bunlardan birincisi ısı etkisidir. Mikrodalgalar içinde sıvı olan ve
duvarından geçebildiği her tür maddeyi, bu arada da vücut dokularını ısıtmaktadır. Ġkinci tür
etkiyi ise hücrelerin içindeki kimyasal süreçlere yaptığı belirtilmektedir. Uzun süre düĢük
dozun, kısa süreli yüksek doza göre bu kimyasal süreçler bakımından daha zararlı olduğu
kaydedilmiĢtir. Uzun süreli etki hücrelerde büyük moleküllerin bozulmasına, hücre zarlarının
birbirine yapıĢmasına, sinirlerin zarlarının bozulması sonucu insanlarda rüya görmenin azalması
,bunama, Parkinson hastalığı, kas sertleĢmesi ve dejeneratif beyin hastalıkları gibi hastalıkların
ortaya çıkmasına yol açtığı gözlemlenmiĢtir.
Vücudumuzdaki manyetik alanlar, doğal çevremizdeki yerkürenin manyetik alanı ile uyum
içerisindedir. Baz istasyonlarının çevresinde elektromanyetik alan oluĢmaktadır ve oluĢan bu
elektromanyetik alanın insan vücudundaki ve doğal çevredeki elektromanyetik alandan fazla
olması sebebiyle mevcut uyum bozulur. Bu da, elektromanyetik kirlilik adı verilen bir tür çevre
kirliliğine neden olur.
2.
Kuramsal Temeller
Çevre Bakanlığı tarafından çıkarılan Genelge ile, çevre kirliliği yaratan baz istasyonları
hakkında somut yaptırımlar getirilmese de insan sağlığına, insanın sağlıklı çevrede yaĢama
hakkına önem veren bir yaklaĢım getirilmiĢtir. Genelgede, cep telefonları baz istasyonlarının
içerisinde yer aldığı 900 MHz ve 1800 MHz frekansları için Uluslararası ĠyonlaĢtırıcı Olmayan
Radyasyondan Koruma Komitesi (ICNIRP) tarafından getirilen sınır değerler 900 MHz için
elektrik alan Ģiddeti 42 V/m, 1800 MHz için ise elektrik alan Ģiddeti 59 V/m olarak
belirlenmiĢtir. Burada önemli olan nokta çevrede maruz kalınabilecek maksimum değerlerin
dikkate alınacak olmasıdır.
Genelgede cep telefonu baz istasyonlarının kamu binaları, okul, hastane, kreĢ, kıĢla ve park gibi
yapı ve alanlarda kurulmaması gerektiği belirtilerek çok önemli bir hususa değinilmiĢtir.
Genelgenin yayın tarihinden itibaren kurulacak cep telefonu baz istasyonlarının meskun mahal
dıĢına kurulması gerektiği hususu belirtilerek toplum sağlığı öne çıkarılmıĢtır.
Cep telefonu baz istasyonları radyo frekans radyasyon (RFR) yayan bir tür mikro dalgadır.
Mikro dalgalar için eĢik değerin ne olması gerektiği kesin olarak bilinmemekle birlikte bugün
için benimsenen eĢik W/cm2‘ dir. Ancak son epidemiolojik çalıĢmaların ıĢığında sınırdeğer 1
Cep Telefonları ve Baz İstasyonlarının İnsan Sağlığı ve Çevre Üzerine Etkileri
517
W/cm2 düzeyine çekilmesi önerilmektedir. Bugün dünyada pek çok ülkede baz istasyonları için
kabul edilen değerler 900 MHz için 0,5 mw/cm² ve 2000 MHz (3.kuĢak) için 1 mw/cm²‘dir.
Bunun 100 katı kadar bir miktara (100 mw/cm²) maruz kalınmasının insan sağlığı için zararlı
olduğu kesindir.
Ülkemizde baz istasyonları için yayınlanan yönetmelikte kabul edilen sınır değerler Ģimdilik
Avrupa Birliği ile aynı olmakla birlikte, temel sorun yönetmeliğe uyulup uyulmadığının
denetlenmemesidir. Bugün Türkiye‘de hangi tip ve kaç tane baz istasyonu olduğu kamuoyu
tarafından bilinmemektedir. Oysa geliĢmiĢ ülkelerde her baz istasyonunun yaydığı RFR‘u
gösteren haritalar çizilmiĢ ve kamuoyunun bilgisine sunulmuĢtur.
3.
Materyal ve Metod
AraĢtırmanın ortaya çıkmasında, kamu kurum ve kuruluĢlarında yapılmıĢ çalıĢmalar ve mevcut
olan rapor, çalıĢma ile istatistiki bilgilerden yararlanılmıĢtır.
Baz istasyonları konusunda, bir çok akademisyenin ve çeĢitli meslek kuruluĢlarının incelemeler
ve araĢtırmalar yaptığı ve bu konuda toplumu bilgilendirdiği gözlemlenmektedir. Kamu
sağlığını korumakla yükümlü yetkililerin de, elektromanyetik kirlilikle mücadele yönünden tüm
kamuoyunun bilinçlendirilmesi için, bu konuda bilimsel çalıĢmalar yapması, bilimsel çalıĢma
yapan sivil toplum örgütlerini desteklemesi ve elde edilen sonuçlar çerçevesinde yeni bir
mevzuat oluĢturması gerekmektedir.
4.
Sonuç
Baz istasyonlarının yaymıĢ olduğu elektromanyetik ıĢınlarının yoğun olması durumunda
insan sağlığının ciddi boyutlarda zarar göreceği konusunda bilimsel veriler ve belgeler vardır.
Elektromanyetik ıĢınlar sadece baz istasyonlarından değil, radyo, televizyon, bilgisayar, enerji
hatları ve anten gibi bir çok cihazdan çevreye yayılmakta ve ortamda elektromanyetik kirlilik
yaratmaktadır. Baz istasyonlarının, diğer elektromanyetik enerji yayan cihazlara göre çok daha
fazla elektromanyetik enerji yaydığı bilimsel çevrelerce bildirilmektedir. Özellikle son
zamanlarda baz istasyonları Ģehir içinde binaların çatılarına, bahçelerine, hastanelere, iĢ
merkezlerine, kreĢlere gittikçe çoğalarak kurulmaktadır.
Bir çok bilim adamı, baz istasyonlarının ve cep telefonlarının yaymıĢ olduğu elektromanyetik
ıĢınların insanlar üzerinde yaratacağı ciddi sağlık sorunlarının yıllar sonra ortaya çıkabileceği
konusunda hemfikirdir. Toplum sağlığı risk altındadır. Bu durum toplum sağlığını gözetmekle
yükümlü kamu kurumlarınca göz ardı edilmemelidir.
Devlet ve ilgili kamu kuruluĢları, baz istasyonlarının zararlı etkilerinden yurttaĢları korumak
için baz istasyonları konusunda gerekli düzenlemeleri yapmalıdır. Bu konuda her türlü önlemi
almalı, baz istasyonlarının iĢletimi sırasında gerekli denetlemeleri yapmalı ve kurulu bulunan
baz istasyonlarının sayısı ve kurulu bulunduğu yerler konusunda kamuoyunu aydınlatmalıdır.
Elektromanyetik kirlilik konusunda gerekli önlemleri içeren, toplum sağlığının korunması
konusuna önem ve öncelik veren bir yasal düzenlemenin ivedilikle yapılması gerekmektedir.
Yönetmelikte baz istasyonlarının kapatılma nedenleri arasında "sağlığa zarar verme" nedeni yer
almamaktadır. Baz istasyonları hakkında yapılması gereken düzenlemelerin toplum sağlığına
yönelik olması gerektiği düĢünülürse, Yönetmelikte sağlıkla ilgili bir hükmün yer almaması
ĢaĢırtıcıdır.
518
T. Turan, M. Toksoy
Rastgele, düzensiz ve yoğun bir biçimde kurulan baz istasyonlarının zararlı etkilerinin
giderilmesi ancak baz istasyonlarının toplum sağlığı ölçü alınarak yapılan plan ve proje
çerçevesinde, düzenli ve sınırlı sayıda kurulmasıyla mümkündür.
Kaynaklar
Alsan,S., Cep Telefonlarının Sağlığa Zararları.
Sevgi,L., Elektromanyetik Kirlilik, Cep Telefonları ve Baz Ġstasyonları, EMO Ġstanbul ġubesi Bülteni Ocak-Temmuz
2000 sayısı.
Atalay,N., BiliĢim toplumuna Giderken Elektromanyetik Kirlilik Etkileri Sempozyumu Tebliği.
IEGMP (Independent Expert
http://www.iegmp.org.uk)
Group
on
Mobile
Phones)
Raporu,
Mobile
Phones
and
Health,
Akleman,F., Sevgi,L., FDTD Analysis of Human Head – Mobile Phone Interaction in Terms of Specific Absorption
Rate (SAR) Calculations and Antenna Design, Proc. of IEEE-APS, Conference on Antennas & Propagation for
Wireless Comm., pp.85-88, Waltham, MA, USA 1998.
11-13 Haziran 2008
Bilecik Organize Sanayi Bölgesi’nin Şehir Hava Kalitesine
Etkisinin İncelenmesi
Gamze Gökmen Sözak1 ve Arslan Saral2
1
2
Boğaziçi Üniversitesi, Çevre BilimFleri Enstitüsü, Bebek, 34342, İstanbul.
Yıldız Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Beşiktaş, İstanbul.
Öz Bilecik ilinde hava kalitesine etkisi olabilecek sanayi kirletici kaynaklar belirlenerek
emisyon envanteri oluĢturulmuĢ ve bu kirleticilerin Ģehir hava kalitesine muhtemel etkileri
incelenmiĢtir. Emisyon envanterinde yanma kaynaklı bütün temel kirleticiler (SO 2, PM, NOx,
CO, HC) bulunmakla beraber, Ģehir hava kalitesiyle etkileĢimler yalnızca SO2 ve PM
kirleticileri bazında incelenmiĢtir. Zira Ģehirde sadece bu iki kirleticinin ortam havası günlük
konsantrasyonlarının sürekli ölçümü gerçekleĢtirilmektedir. Emisyon veritabanı kullanılarak
dispersiyon modellemesi yapılmıĢ ve Ģehrin mevcut hava kalitesi ölçüm verileri ile kıyaslanarak
sanayi kaynaklı emisyonların hava kalitesine etkisi araĢtırılmıĢtır. Sanayi tesisleri Ģehrin
yaklaĢık 2km kuzeyinde kurulu bulunan Bilecik Organize Sanayi Bölgesinde (BOSB) toplanmıĢ
olup, birkaç tesis de BOSB‘nin dıĢında olarak toplam elli civarında tesis faaliyet göstermektedir.
Uygun meteorolojik Ģartlar oluĢtuğunda (kuzeyli rüzgârların estiği günlerde) ve özellikle yaz
aylarında sanayi kaynaklı emisyonların Ģehir hava kalitesine zaman zaman olumsuz yönde etki
ettiği ve ölçülen SO2 ve PM konsantrasyonlarında artıĢ trendlerine sebep olduğu tespit
edilmiĢtir. Zira Ģehir hava kalitesini temelde karakterize eden ısınma kaynaklı emisyonlar olup,
sadece kıĢ aylarında baskın etki göstermektedirler. Diğer taraftan sanayi kaynaklı emisyonlar
tüm yıl boyunca devam etmektedir. Bunun sonucu olarak yaz aylarında tamamen ortadan kalkan
ısınma kaynaklı emisyonların yerini, hissedilir ölçüde sanayi kaynaklı emisyonlar
alabilmektedir.
Anahtar Kelimeler emisyon envanter; gauss dispersiyon model; PM; SO2
1. Giriş
Kirletici kaynak emisyonlarının atmosferde oluĢturduğu ortam konsantrasyonları, atmosferdeki
kimyasal reaksiyonlardan, meteorolojik ve topografik koĢullara kadar çeĢitli faktörlerden
etkilenir. Söz konusu bu emisyonların bir bölgede sistematik olarak toplanması ve
değerlendirilmesi emisyon envanteri çalıĢmaları olarak bilinmektedir. Kirliliğin önlenmesi veya
azaltılması için gerçeğe olabildiğince yakın emisyon envanterleri ve modellemeler yapılması
gerekmektedir (Kemerdere, 1996).
Bilecik için hava kirleticileri envanteri ve modellemesi ile ilgili ilk defa yapılan bir çalıĢma
olması ve emisyon envanterinin sürekli güncelleĢtirilmesi gerekliliğinden dolayı, bu çalıĢma
ileride bu bölge için yapılacak daha ayrıntılı çalıĢmalara bir temel veri girdisi teĢkil
edebilecektir.
520
G. G. Sözak, A. Saral
Bilecik ilinin hava kalitesi değerleri SO2 ve PM bazında günlük olarak ölçülmektedir (Halk
Sağlığı Laboratuvarı, 2004-2005). ġehir hava kalitesinin periyodik değiĢimi yaz ve kıĢ
mevsimleri bazında oluĢmaktadır. Bu da Ģehir hava kalitesinin temelde kıĢın ısınma maksatlı
yakıt tüketimlerinden etkilendiğini göstermektedir. ġehirde ısınma maksatlı olarak ağırlıkla
kömür tüketilmekte ve oluĢan hava kalitesi değerleri de bu durumu yansıtmaktadır. Sanayi
kaynaklı emisyon envanteri oluĢturulmasında BOSB‘de faaliyette olan tesislerin emisyon
raporlarından faydalanılmıĢtır (B.Ü. Çevre Bilimleri Enstitüsü, 2004). BOSB için SO2 ve PM
bazında oluĢturulan emisyon değerleri, tesislerin faaliyet bazında sınıflandırması ve 2004
yılında kullandıkları yakıtların miktarları Tablo 1 verilmektedir.
Tablo 1. Sanayi kaynaklı yakıt tüketim miktarları ve toplam emisyon değerleri
Sektör
Madencilik
Kimya
Yakıt cinsi
- (Elektrik
enerjisi)
Kalorifer yakıtı
/ doğalgaz
Yakıt tüketimi,
ton/yıl
Kirletici emisyonlar (mg/sn)
SO2
PM
0
0
63,3
120 / 121,3
578,1
39,6
Endüstriyel
ürünler
Kalorifer yakıtı
25
0
0
Kereste
- (Elektrik
enerjisi)
0
0
22,2
Kalorifer yakıtı
700,8
2863,9
177,8
Doğalgaz
3310,9
0
272,2
Organik tarım
ürünleri
Saniteri
seramik
Teknik döküm
Hammadde
Granit seramik
Saniteri ve
turizm
Metal
Kapı kolu
üretim
Alüminyum
Beton
- (Elektrik
enerjisi)
LPG / doğalgaz
Doğalgaz
0
0
47,2
1182,6 / 262,8
5753,6
0
0
258,3
456,9
LPG
504
0
16,7
0,3 / 650
0
87,2
0
0
1148,1
1490,8
15
0
0
3442
55,6
3,1
2648,2
Kalorifer yakıtı
/ odun
- (Elektrik
enerjisi)
Doğalgaz
LPG
TOPLAM
YaklaĢık 50 sanayi tesisinin birkaç adedi dıĢarıda olmak üzere hepsi BOSB içinde kurulu
olduğu için tüm sanayi kaynaklı emisyonları tek bir nokta kaynak olarak değerlendirilmiĢtir.
BOSB Ģehrin tam kuzeyinde yer aldığı için sanayi kaynaklı emisyonların Bilecik üzerindeki
etkisini değerlendirirken, konsantrasyon hesaplarında Ģehir merkezini etkisi altına alan kuzey
yönlü rüzgarların (N, NNE, NNW) getirdiği emisyonlar dikkate alınmıĢtır. Rüzgâr hızı ve
bulutluluk değerlerine göre rüzgârın kuzeyden estiği günlerdeki meteorolojik veriler
incelenerek, Gauss dispersiyon denklemi için gerekli meteorolojik veri tabanı oluĢturulmuĢtur
(Devlet Meteoroloji ĠĢleri Genel Müdürlüğü, 2004-2005). Kaynaktan çıkan kirleticilerin
Bilecik Organize Sanayi Bölgesi’nin Şehir Hava Kalitesine Etkisinin İncelenmesi
521
dispersiyonu için atmosferin kararlılığı önemli bir parametredir. Meteorolojik veriler bu yönde
değerlendirildiğinde Bilecik‘in atmosferik kararlılığının kuzeyli rüzgârların estiği günlerde
genelde A-B-C kategorilerinde olduğu tespit edilmiĢ ve dispersiyon katsayıları olan y ve z
değerleri hesaplanmıĢtır. Her sanayi tesisinin emisyon raporundan, tesis bacalarının fiziksel
yükseklikleri, baca kesit alanı, baca gazı deĢarj hızı, gaz sıcaklığı verileri alınmıĢ ve bu veriler
ile kuzey rüzgarlı her bir gün için baca yüksekliğindeki rüzgar hızı (u), hüzme yüksekliği (Δh)
ve etkin baca yüksekliği (H) değerleri hesaplanmıĢtır. Her bir bacanın ağırlıklı emisyon yükü
dikkate alınarak tüm BOSB için tek bir ortalama yükseklik hesaplanmıĢtır. Böylelikle kuzey
rüzgârlı her bir gün için Gauss dispersiyon denkleminin tüm girdi parametreleri hesaplanmıĢtır.
3. Sonuçlar ve Değerlendirmeler
15
10
5
0
50
0
gauss SO2
100
30
.0
9.
04
15
.1
0.
04
30
.1
0.
04
14
.1
1.
04
29
.1
1.
04
14
.1
2.
04
29
.1
2.
04
13
.0
1.
05
28
.0
1.
05
12
.0
2.
05
27
.0
2.
05
14
.0
3.
05
29
.0
3.
05
gerçek SO2
Kirleticilerin Ģehir merkezine taĢınımı-dispersiyonu ve BOSB ile Ģehir merkezinin coğrafi
konumu ve kuzey yönlü rüzgârların estiği günler dikkate alındığında BOSB kirliliğinin Ģehir
hava kalitesine etkisi, mevsimsel bazda yaz ve kıĢ ayları olarak ve taĢınım bazında da sadece
kuzeyli rüzgârların etkili olduğu günler bazında modelleme yapılarak incelenmiĢtir.
ortamda SO2
gauss SO2
60
40
20
0
6
4
2
0
SO2
SO2
gauss PM
estiği kıĢ günlerinde ortamdaki
ile hesaplanan sanayi kaynaklı
30
.0
9.
04
15
.1
0.
04
30
.1
0.
04
14
.1
1.
04
29
.1
1.
04
14
.1
2.
04
29
.1
2.
04
13
.0
1.
05
28
.0
1.
05
12
.0
2.
05
27
.0
2.
05
14
.0
3.
05
29
.0
3.
05
gerçek PM
Şekil 1. Kuzey yönlü rüzgârların
konsantrasyonları ile Gauss model
konsantrasyonlarının kıyaslanması
ortamda PM
gauss PM
Şekil 2. Kuzey yönlü rüzgârların estiği kıĢ günlerinde ortamdaki PM konsantrasyonları
ile Gauss model ile hesaplanan sanayi kaynaklı PM konsantrasyonlarının kıyaslanması
ortamda SO2
gauss SO2
15
10
5
0
29
.0
3.
04
13
.0
4.
04
28
.0
4.
04
13
.0
5.
04
28
.0
5.
04
12
.0
6.
04
27
.0
6.
04
12
.0
7.
04
27
.0
7.
04
11
.0
8.
04
26
.0
8.
04
10
.0
9.
04
25
.0
9.
04
80
60
40
20
0
gauss SO2
G. G. Sözak, A. Saral
gerçek SO2
522
ortamda PM
gauss PM
6
4
2
0
gauss PM
60
40
20
0
SO2
SO2
29
.0
3.
04
13
.0
4.
04
28
.0
4.
04
13
.0
5.
04
28
.0
5.
04
12
.0
6.
04
27
.0
6.
04
12
.0
7.
04
27
.0
7.
04
11
.0
8.
04
26
.0
8.
04
10
.0
9.
04
25
.0
9.
04
gerçek PM
Şekil 3. Kuzey yönlü rüzgarların estiği yaz günlerinde ortamdaki
konsantrasyonları ile Gauss model ile hesaplanan sanayi kaynaklı
konsantrasyonlarının kıyaslanması
Şekil 4. Kuzey yönlü rüzgârların estiği yaz günlerinde ortamdaki PM konsantrasyonları
ile Gauss model ile hesaplanan sanayi kaynaklı PM konsantrasyonlarının kıyaslanması
Yapılan dispersiyon modellerinin sonuçları ġekil 1–4 arası gösterilen grafiklerde verilmiĢtir.
Tüm grafiklere genel bir yaklaĢımla bakıldığında, model sonuçları Ģehir hava kalitesi
değerlerinin altında kalmaktadır. Görüldüğü üzere yaz aylarında sanayi kaynaklı emisyonların
toplam kirlilik üzerine etkisi, evsel ısınma olmaması nedeniyle kıĢ aylarındakinden daha
yüksektir. Ortam ve model konsantrasyonlarını temsil eden iki çizginin paralel olması
beklenirken bazı noktalarda sapmalar gözlenmektedir. Bunun nedeni kütlesel debilerin
bulunması sırasında yapılan ölçümlerin, o tesisin karakterini bütünüyle temsil edememesi ve
ölçümlerin sürekli alınamamasıdır. Aynı zamanda meteorolojik veriler de gün içerisinde sürekli
alınamadığından o günün karakterini yansıtamamaktadır.
Rüzgâr yönleri incelendiğinde tüm yıl boyunca N yönlü rüzgârların estiği günlerde; ortamdaki
SO2 konsantrasyonu günlük değeri 41,9 µg/m3, model ile hesaplanan sanayi kaynaklı SO2
konsantrasyonu günlük değeri 4,5 µg/m3‘tür ve Bilecik‘in toplam SO2 emisyonuna katkısı
%10,8‘dir. Ortamdaki PM konsantrasyonu günlük değeri 18,7 µg/m3, model ile hesaplanan
sanayi kaynaklı PM konsantrasyonu günlük değeri 2 µg/m3‘tür ve Bilecik‘in toplam PM
emisyonuna katkısı %10,7‘dir. NNE ve NNW yönlü rüzgârların estiği günlerde; ortamdaki SO 2
konsantrasyonu günlük değeri 38,2 µg/m3, model ile hesaplanan sanayi kaynaklı SO2
konsantrasyonu günlük değeri 0,4 µg/m3‘tür ve Bilecik‘in toplam SO2 emisyonuna katkısı
%1,1‘dir. Ortamdaki PM konsantrasyonu günlük değeri 17,5 µg/m3, model ile hesaplanan
sanayi kaynaklı PM konsantrasyonu günlük değeri 0,2 µg/m3‘tür ve Bilecik‘in toplam PM
emisyonuna katkısı %1,1‘dir.
Sonuç olarak, BOSB‘nin Ģehir hava kalitesine etkisi önem arz edecek seviyede
görülmemektedir ve doğalgaz kullanımına geçme çalıĢmaları tamamlandığında BOSB‘den
kaynaklanan SO2 ve PM kirliliğinin ihmal edilebilecek seviyelerde kalacağı aĢikârdır.
Bilecik Organize Sanayi Bölgesi’nin Şehir Hava Kalitesine Etkisinin İncelenmesi
523
Kaynaklar
Bilecik Halk Sağlığı Laboratuarı. (2004-2005). SO2 ve PM Verileri.
Boğaziçi Üniversitesi Çevre Bilimleri Enstitüsü. (2004). BOSB Emisyon Raporları.
Devlet Meteoroloji ĠĢleri Genel Müdürlüğü. (2004-2005). Bilecik meteorolojik verileri.
Kemerdere, N., (1996). Gebze Ġlçesinde Emisyon Envanteri ve Hava Kalitesi Modellemesi Raporu, Enerji Sistemleri
ve Çevre AraĢtırma Enstitüsü, Marmara AraĢtırma Merkezi, Tübitak, Gebze-Kocaeli
11-13 Haziran 2008
Erzurum Kenti Hava Kirliliği Haritalarının Oluşturulması
Sevda Ocak1, Ferruh Ertürk2
1
2
Atatürk Ü. Çevre Sorunları Araştırma Merkezi Müd. Erzurum.
Yıldız Teknik Ü. İnşaat Fak. Çevre Müh. Böl. Beşiktaş İstanbul.
Öz Bu çalıĢmada, Erzurum kent merkezinde 2001-2002 ve 2006-2007 kıĢ sezonu dikkate
alınarak, ısınma amaçlı yakıt tüketiminden kaynaklanan hava kirliliği dağılımının belirlenmesi
ve kirlilik haritalarının oluĢturulması amaçlanmıĢtır. Kent merkezinde SO 2 konsantrasyonları
ATDL (Atmospheric Turbulence Diffusion Laboratory) modelinin kompleks versiyonu
kullanılarak hesaplanmıĢtır. Model tahminleri ölçüm değerleri karĢılaĢtırılmıĢtır. Model
performansı IA ve r istatistiksel sınamalarına göre yapılmıĢtır. IA 0.53-0.62 ve 0.60-0.63 olarak
hesaplanmıĢtır. Model performansı iki istasyon için iyi olarak hesaplanmıĢtır. Ġki kıĢ sezonu için
ölçüm ve model ile bulunan değerler ve Kriging Uzaysal Enterpolasyon Yöntemi kullanılarak
hava kirliliği haritaları oluĢturulmuĢtur. 2006-2007 kıĢ sezonunda doğal gaz kullanımı ile Hava
Kalitesi Korunması Yönetmeliğinde SO2 için belirlenen hedef değere (120μg/m3) ulaĢılmıĢtır.
Anahtar Kelimeler hava kirliliği modellemesi; model performansı; kirlilik haritala; kriging
1. Giriş
Hava kirliliği, Türkiye‘de birçok kentsel alanda endüstrileĢme ve hızlı kentleĢmenin sonucu
olarak görülen büyük çevre problemlerindendir. Özellikle ısınma ihtiyacının yüksek olduğu kıĢ
aylarında birçok kent havasında, hava kalitesi standart değerleri aĢılmaktadır. Yakıt içerisinde
bulunan safsızlıklarla, hava (oksijen) veriliĢ oran ve Ģekline, yanma sıcaklığının gereğinden az
veya çok oluĢuna bağlı olarak tam olmayan yanma nedeniyle oluĢan partikül, gaz ve buharlar
hava kirleticilerdir. Artan hava kirletici seviyelerinin azaltılması halk ve çevre sağlığı açısından
önemlidir. Havadaki kükürt oksitler içerisinde en önemli miktarı kükürt dioksit oluĢturmaktadır.
Kükürt dioksit emisyonları çoğunlukla kükürt içerikli yakıtların yakılmasından ve bazı
madenlerin eritilmesinden kaynaklanmaktadır. Atmosferde oldukça hızlı bir oksitlenmeyle
kükürt trioksit ve hemen ardından sülfatlara dönüĢür ve çökelme yoluyla uzaklaĢırlar (Boubel
v.d.,1994).
Yakıt tüketimi ve buna bağlı olarak hava kalitesindeki değiĢimler, emisyon envanterlerinin
hazırlanması ve hava kalitesi model çalıĢmaları belirlenmektedir. Farklı hava kalitesi modelleri
farklı ölçeklerde ve farklı kirleticiler için uygulanmıĢtır (Karppinen v.d., 2000; Sivacoumar v.d.,
2001; Tırıs v.d., 1997). ATDL hava kalitesi modeli de geçmiĢte ve günümüzde farklı çalıĢmalar
için kullanılmıĢtır (Hanna, 1971; Hanna ve Gifford ,1973; Ertürk, 1986; Gargava, 2001). Hava
kirliliğini önleyici çalıĢmalarda, öncelikle bölgenin mevcut kirlilik haritasının çıkarılması
gerekmektedir. Bu harita yardımıyla kirliliğin yoğun olduğu bölgeler sıkı bir denetime tabii
tutulabilir, gerekiyorsa yeni düzenlemelere gidilebilir ve kirlilik miktarları önceden tahmin
edilebilir. Ġnceleme alanının muhtelif yerlerinde yapılan ölçümlerden elde edilen veriler
kullanılarak, çeĢitli tahmin yöntemleri yardımıyla kirlilik haritaları çıkarılır. Özellikle son
526
S. Ocak, F. Ertürk
yıllarda çeĢitli kirlilik haritalarının çıkarılmasında jeoistatistiksel hesaplama yöntemi geniĢ bir
uygulama alanı bulmuĢtur (Elevli B v.d,1996; Tayanç M, 200; Payan F ve Ertürk F 2002).
Bu çalıĢmanın amacı 2001-2002 ve 2006-2007 kıĢ sezonunda ısınma maksadıyla tüketilen
yakıtın hava kalitesine etkileri incelenmiĢtir. Bu amaçla konut taban alan geniĢliği ve konut
ısınma tipine göre yakıt tüketimi miktarı belirlenerek emisyon envanteri hazırlanmıĢtır. Hava
kalitesi iki kıĢ sezonu için ATDL (Atmospheric Turbulence Diffusion Laboratory) model
kullanılaraktahmin edilmiĢtir. Model sonuçları ölçüm sonuçları ile karĢılaĢtırılmıĢtır. 2001-2002
ve 2006-2007 kıĢ sezonları model tahminleri ve hava kalitesi ölçümleri kullanılarak kirlilik
haritaları oluĢturulmuĢtur.
2.1. Hava Kalitesi Ölçümleri
Erzurum 40o15` ve 42o35` boylamlarında, 40o57` ve 39o10` enlemlerinde Türkiye‘nin
doğusunda bulunan etrafı doğu, kuzey ve güneyden dağlarla çevrili bir kenttir. Kent merkezinde
topoğrafik yapı, kentin nüfus yoğunluğu ve trafik dağılımına göre belirlenen farklı noktalarda
hava kalitesi ölçümleri, Atatürk Ü. Çevre Sorunları AraĢtırma merkezi tarafından yapılmıĢtır.
SO2 ölçümleri WHO tarafından kabul edilen asidimetrik titrasyon metoduna göre yapılmıĢtır
(Elbir, 2003). Ölçüm istasyonları ġekil1a. da gösterilmiĢtir.
2.2. Emisyon Envanteri ve Hava Kalitesi Model Uygulaması
Kent merkezinde (4.35*7.25km) yakıt tüketimi 1.45km grid alanlar için konut taban alan
geniĢliği ve konut ısınma tipine bağlı olarak belirlenmiĢtir. Bu çalıĢmada SO2 emisyon
kuvvetleri, USEPA-AP42 emisyon faktörleri kullanılarak (EPA,1998) hesaplanmıĢtır (Ocak ve
Ertürk, 2007b).
Hanna (1971) ve Gifford ve Hanna (1973) tarafından geliĢtirilen ATDL modeli hem gauss
huzme sınıfı (Arya,1999; Gargava, 2001) hemde kutu model sınıfında (Juda-Rezler,1989)
değerlendirilmektedir. Koordinat sistemi merkezinde olduğu düĢünülen alıcı grid için ortalama
yüzeysel konsantrasyon aĢağıdaki gibi hesaplanır:
C


n n
(2 /  )1 / 2 (x / 2)1b 
1b
1b 
Q0,0    Qi, j  f i, j  2r  1  2r  1 
ua(1  b)
i  1 j  1


(1)
C=kirleticinin yer konsantrasyonu(μg/m3), X =grid uzunluğu(m), n=çalıĢma alanının rüzgar
üstü sınırı ile merkez grid arasındaki grid sayısı, Q(0,0)= merkez griddeki emisyon
Ģiddeti(μg/m2sn), u=rüzgar hızı(m/sn), r = (i,j). grid ile merkez grid arasındaki grid sayısıdır, a
ve b atmosferik stabiliteye bağlı sabitler.
2.3. Ölçüm ve Model Değerlerinin Ġstatiksel Analizi
Dispersiyon modellerinin değerlendirilmesinde IA ve r yaygın olarak kullanılan
parametrelerdendir (Karppinen v.d., 2000; Sivacoumar v.d., 2001). IA ve r‘ nin 1 yakın olması
model baĢarısını göstermektedir. Maksimum, minimum ve standart sapma ile birlikte yukarıda
geçen parametrelere iliĢkin değerler Tablo 1. ‘de verilmiĢtir. Tablo 1. incelendiğinde IA 0.530.62 ve r 0.60-0.63 arasında değiĢtiği görülmektedir. ATDL model performansı Y.Yoncalık ve
Aziziye için iyi seviyede, Atatürk istasyonu için orta seviyede bulunmuĢtur. IA ve NMSE
parametrelerine göre yapılan istatiksel sınamada, ATDL model performansı iyi seviyede
bulunmuĢtur (Ocak ve Ertürk, 2007a).
527
Tablo 1. 2001-2002 kıĢ sezonu SO2 kirleticisi için model tahmini ve ölçüm
değerlerinin istatistiksel analizi
İstatistiksel parametreler
-3
Ortalama (gm )
Maksimum(gm-3)
Stand. Sapma(gm-3)
Ölçüm sayısı
Ġndeks uyumu (IA)
Korelasyon katsayısı (r)
Aziziye istasyonu
Ataturk istasyonu
Ölçüm
166
419
87
144
0.60
0.63
Ölçüm
85
252
58
144
0.53
0.62
Tahmin
286
1569
219
Tahmin
204
1112
168
Y.Yoncalık istasyonu
Ölçüm
241
623
132
144
0.62
0.60
Tahmin
382
1942
292
Farklı model çalıĢmaları için model performans değerleri Tablo 2.de verilmiĢtir.
Tablo 2. ÇeĢitli model performans çalıĢmaları
İstatiksel parametreler
Ġndeks uyumu (IA)
Korelasyon katsayısı (r)
Erbil,
2003
0.50-0.77
0.28-0.62
Karppinen,
2000
(-0.75)-0.79
0.50-0.65
Mehdizadeh,
2004
0.86
Sivacoumar,
2001
0.68
0.71
Bu çalışma
0.53-0.62
0.60-0.63
Tablo 2. incelendiğinde bu çalıĢmaya ait IA ve r sonuçları, diğer çalıĢmalara yakın
değerlerdedir. ATDL modelin diğer modeller kadar iyi sonuçlar üretmesi nedeniyle hava kalitesi
çalıĢmalarında kullanılması tavsiye edilmektedir.
2.4. Kirlilik Haritaları
Kirlilik haritalarının çıkartılması için, çalıĢma bölgesine ait koordinat değerleri, coğrafi
koordinatı ―0‖ seçilen referans bir noktaya göre hesaplanmıĢtır. Kirletici konsantrasyonları ve
hesaplanan koordinat değerleri kullanılarak ―Kriging Uzaysal Enterpolasyon‖ yöntemi ile
kirlilik haritaları çıkartılmıĢtır. Metodun ayrıntılı açıklaması Cressie (1991) ve Wackernagel H
(2003) tarafından verilmiĢtir. ġekil 1. b-e‘ de 2001-2002 ve 2006-2007 kıĢ sezonları model
tahminleri ve ölçüm sonuçlarına göre Spyglass Transform (3.02PPC) programı kullanılarak elde
edilen kirlilik haritaları verilmiĢtir.
3. Sonuçlar ve Yorum
KıĢ sezonlarını temsil eden ġekil1b-e hava kirliliği haritaları incelendiğinde Y.Yoncalık ve
Aziziye‘ de kirliliğin yoğunlaĢtığı görülmektedir. Y.Yoncalık bölgesinde konutlaĢmanın yoğun
olması, Aziziyenin topoğrafik yapısı kirleticilerin birikmesine neden olmaktadır. 2001-2002 kıĢ
sezonu için Y.Yoncalık model tahmini ve ölçüm değerleri sırasıyla 486 µg/m3 ve 242 µg/m3
olarak belirlenmiĢtir. 2006-2007 kıĢ sezonu için ise 222 µg/m3 ve 110 µg/m3 dür. 2005-2006
itibarı ile Y.Yoncalık bölgesinde konutların %32 si, Aziziye bölgesinde konutların %46 sı,
Üniversite bölgesinde konutların %100‘ü doğalgaz kullanmıĢtır (Ġl Çevre ve Orman Müd.,
2007). Doğal gaz kullanımı ile Y.Yoncalık bölgesinde hava kalitesinde %54, Aziziye‘de %30
ve üniversitede %53 oranında iyileĢme kaydedilmiĢtir. Topoğrafik olarak Ģehrin çukur bölgesi
olan Aziziye bölgesinde hava kalitesinde diğer bölgelere nazaran daha az bir iyileĢme
görülmektedir. Atatürk Ü. Kampus alanının içinde bulunduğu bölge diğer bölgelere göre
nazaran daha iyidir. Bunun birincil sebebi tümüyle doğal gaz kullanımına geçmiĢ olması ve
konut yoğunluğunun diğer bölgelere göre az olmasıdır. Hava kalitesi korunması yönetmeliğinde
SO2 için kıĢ sezonu ortalaması sınır değeri 250g/m3, kıĢ sezonu ortalaması hedef değeri 120
g/m3 olarak belirlenmiĢtir (T.C. Çevre ve Orman Bakanlığı, 1986). 2006-2007 kıĢ sezonu
528
S. Ocak, F. Ertürk
itibarı ile ölçüm istasyonlarının olduğu alanlarda SO2 değerleri hedeflenen 120 g/m3 değerinin
altında kalmıĢtır. 2001-2002 kıĢ sezonu dikkate alındığında ise kıĢ sezonu ortalama sınır değeri
(250 g/m3) aĢılmamıĢtır. Hava kalitesinde daha fazla iyileĢme sağlamak için doğal gaz
kullanımının alt yapının uygun olacağı tüm bölgelere yayılması veya daha nitelikli yakıt
kullanımının teĢvik edilmesi (Ocak ve Ertürk, 2007b) gerekmektedir. Ayrıca kaloriferler eğitim
görmüĢ kiĢiler tarafından yakılmalı, binalarda ısı izolasyonu sağlanmalıdır.
(a)
(b)
(d)
(c)
(e)
Şekil 1. (a) Erzurum kenti ölçüm istasyonları, (b) 2001-2002 model tahminleri ile elde
edilen hava kirliliği haritası, (c) 2001-2002 ölçüm değerleri ile elde edilen hava kirliliği
haritası, (d) 2006-2007 model tahminleri ile elde edilen hava kirliliği haritası, (e) 20062007 ölçüm ölçüm değerleri ile elde edilen hava kirliliği haritası. Model ve ölçüm
değerleri μg/m3 birimindedir.
Kaynaklar
Arya, S.P. (1999). Air Pollution Meteorology and Dispersion, North Carolina State Univ., Oxford Univercity Pres.,
NewYork
Boubel, R.W., Fox, D.L., Turner, D.B. and Stern, A.C. (2006). Fundamentals of Air Pollution. USA
Cressie NAC. (1991). Statistics for Spatial Data. John Willey and Sons Pub. New York.
529
Elbir, T. (2003). Comparison of model predictions with the data of an urban air quality monitoring network in Izmir,
Turkey. Atmospheric Environment 37, 2149-2157.
Elevli, B., Demirhan, S., CoĢkuner, G. (2000). Sivas Kent Merkezi Haftalık SO 2 Kirlilik Haritasının Çıkarılmasında
Jeoistatistiksel Yöntemin Kullanımı. Tr. J. of Engineering and Environmental Sciences, 20, 87-92.
EPA. (1998). Compilation of Air Pollutant Emission Factors: AP-42, Fifth Edition, Volume I: Stationary Point and
Area Sources, Chapter 1: External Combustion Sources.
http://www.epa.gov/ttn/chief/ap42/ch01/index.html
Ertürk, F., (1986). Investigation of strategies for the control of air pollution in the Golden Horn, Istanbul, using a
simple dispersion model. Environmental Pollution (Series B) 11, 161-168.
Gargava, P. (2001). Application of the model for air pollution predictions due to domestic sources-a case study,
Proceedings of the Second International Symposium on Air Quality Management at Urban, Regional and Global
Scales, 644-371, September 25-28, 2001, Istanbul,Türkiye.
Gifford, F.A, Hanna, S.R. (1973). Modeling urban air pollution. Atmospheric Environment 7, 131-136.
Hanna, S.R. (1971). A Simple Method of Calculating Dispersion From Urban Area Sources. JAPCA, 21, 771-777.
Juda-Rezler, K., 1989. Encylopedia of Environmental Controlling Technology. Air Pollution Modeling. Gulf
Publishing Company, Houston.
Karppinen, A., Kukkonen, J., Elolähde, T., Konttinen, M. and Koskentalo, T. (2000). A Modelling system for
predicting urban air pollution:comparison of model predictions with the data of an urban measurement network in
Helsinki. Atmospheric Environment 34, 3735-3743.
Mehdizadeh, F., Rifai, H.S. (2004). Modeling point source plumes at high altitudes using a modified Gaussian model.
Atmospheric Environment 38, 821-831.
Ocak, S., Ertürk, F. (2007a). ATDL hava kalitesi modeli ve değerlendirilmesi. VII.Ulusal Ekoloji ve Çevre Kongresi,
Malatya.
Ocak, S., Ertürk, F. (2007b). Erzurum ili hava kalitesinin atdl model ile incelenmesi ve değiĢik senaryoların
değerlendirilmesi. TMMOB Çevre Müh. Odası 7.Ulusal Çevre Müh. Kongresi, Ġzmir.
Payan, F ve Ertürk, F. (2002). SO2 ve NOx Kirleticilerinin 1995-1996 KıĢ Sezonunda Bursa Ġçin Hava Kirliliği
Haritalarının OluĢturulması. Ekoloji Çevre Dergisi, 11(45), 14-17.
Sivacoumer, R., Bhanarkar, A.D., Goyal, S.K.,Gadkari, S.K. and Aggarwal, A.L. (2001). Air pollution modeling for
an ındustrial complex and model performance evaluation. Environmental Pollution, 111, 471-477.
Tayanç M. (2000). An assessment of spatial and temporal variation of sulfur dioxide levels over Ġstanbul, Turkey.
Environmental Polllution, 107, 61-69.
T.C. Çevre ve Orman Bakanlığı, (1986). Hava Kalitesi Koruma Yönetmeliği, Resmi Gazete 19269, Ankara.
T.C. Çevre ve Orman Bakanlığı, (2007). Ġl Çevre ve Orman Müd. Hava Kalitesi Yönetimi ġub., AraĢtırma Raporu,
Erzurum.
Tiris, M., Dilmac, S., Tiris, C. and Ekinci, E. (1997). Modelling of SO2 pollution changes with improving thermal
performance of building in Gebze, Turkey. Energy 22, 477-480.
Wackernagel H. (2003). Multivariate Geostatistics an Introduction with Applications, Heidelberg, Springer,.
11-13 Haziran 2008
Temiz Üretimde Kömür Biyoteknolojisi
Zeynep Seda Taylan ve Hülya Böke Özkoç
Ondokuz Mayıs Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Kurupelit,
55139, Samsun.
Öz Nüfus artıĢı, hızlı sanayileĢme ve teknolojik geliĢmenin dünya enerji talebini hızla arttırması
sonucunda, kömür ve petrol gibi yakıtların kullanımı günümüze kadar önemini korumuĢtur.
Petrol ve doğal gaz rezervlerinin dünyanın belli baĢlı yerlerinde ve kömüre göre sınırlı olması,
zaman zaman dünya ekonomisinde politik pazarlıklara ve dolayısıyla krizlere neden olmuĢ, bu
da haklı olarak dünya milletlerinin daha güvenilir enerji kaynaklarına veya kendi öz
kaynaklarına yönelmelerine neden olmuĢtur. Türkiye'nin giderek artan elektrik enerjisi talebi
dikkate alındığında enerji kaynaklarının makro ekonomik seviyede optimum Ģekilde
kullanılması gerektiği açıktır. Ayrıca birincil enerji kaynaklarının (kömür, doğalgaz, petrol vb.)
yerli veya ithal kaynaklar olması ekonomik dengeleri değiĢtirecek niteliktedir. Enerjinin
ekonomik açıdan stratejik öneme sahip olması nedeniyle, mümkün olduğu ölçüde, yerli
kaynaklara yönelmek zorunluluğu vardır. Bu çerçevede ülkemizde de enerji taleplerini önemli
ölçüde karĢılayabilecek olan kömür, en yaygın doğal kaynak olarak ekonomik biçimde
iĢletilebilmelidir. Elektrik enerjisi temininde en önemli 3 kaynak doğal gaz, petrol ve kömür
açısından durum değerlendirildiğinde en bol, her coğrafyada bulunan ve en ucuz enerji kaynağı
olarak kömür görülmektedir. Doğal gaz ve petrolün tersine kömürün üretilen miktarı,
tüketileninden fazladır. Dolayısı ile enerji temininde dıĢa bağımlı olmaktan ise; kendi öz
kaynaklarımıza yönelmemiz daha doğru olabilir. Kömür dünyada en yaĢlı Ģekilde bulunan,
temiz üretim teknolojileri kullanıldığı taktirde ekolojik döngüyü en az etkileyen, güvenilir aynı
zamanda düĢük maliyetlerle elde edilebilen fosil yakıttır.Kömürün avantajları düĢünüldüğünde,
diğer enerji kaynaklarına kıyasla tercih edilebilir. Ancak fosil yakıt olması, yapısında bol
miktarda karbon, kükürt ve azot oksitler, bulunduğu kayacın yapısına bağlı olarak klor, civa vb.
gibi kirleticileri içermesi kömürün temiz teknolojisinin gerekliliğini ortaya koymaktadır.
Anahtar Kelimeler kömür; kömür biyoteknolojisi; kömür sıvılaştırma; temiz üretim
1. Giriş
Fosil yakıtlar, yüksek oranda karbon içermektedirler. Bu sebeple çevrede zararlı birikimler
yapabilmektedirler. Yanma sonucunda karbon dioksit, karbon monoksit, kükürt dioksit, azot
oksitler, uçucu organik bileĢikler, radyoaktif maddeler ile tanesel maddeler açığa çıkmaktadır
(Ersöz, 2006; Özder ve Yörükoğlu, 2003). Yanma sonrası oluĢan gazlar ve özellikle de CO 2 sera
gazı etkisine yol açarak küresel ısınmaya sebep olmaktadır. Son yüzyılda küresel sıcaklık artıĢı
ortalama olarak 0.6 °C artıĢ göstermiĢtir. Gerekli önlemler alınmazsa yeni yüzyılın sonunda
sıcaklık 5 C daha artıĢ gösterebilecektir. Son 125 yılda 1 trilyon varil petrol ve küresel orman
varlığı tüketilmiĢtir. Orman varlığı 1850-1980 yılları arasında % 15 oranında azalmıĢtır. Uzun
yıllardır kutuplardaki buzul alanlarının erimesi çok büyük çevre felaketlerine yol açmaktadır.
Okyanusların ısıl içeriği ve global deniz suyu seviyeleri yükselmiĢtir. CO2 ve diğer sera etkisi
yaratan gaz emisyonlarından dolayı dünya atmosferi kalınlaĢmıĢ, böylece dünya ortalama
sıcaklığı artmıĢtır. Fosil yakıtların çevreye verdiği olumsuz etkiler düĢünüldüğünde çevreye daha
uyumlu teknolojiler kullanarak NOx, SOx , CO2 ve partiküler madde emisyonlarını azaltarak;
532
Z. S. Taylan, H. B. Özkoç
basınçlı kömür gazlaĢtırma, basınçlı akıĢkan yatak ve pulverize (toz kömür) yakıtlı basınçlı
yakma teknolojileri üzerinde yoğunlaĢarak, daha bol, daha temiz ve daha az maliyetli enerji
üretimi
sağlamak
hedeflenmelidir
(http://www.tki.gov.tr;
http://www.ieacoal.org.uk/site/ieacoal/home; http://www.kazancioglukomur.com ).
2. Temiz Üretimde Kömür Uygulamaları
Emisyonları azaltıcı, daha bol, temiz ve düĢük maliyetli, çevreye duyarlı yönde yapılan
uygulamalar genel olarak 4 ana grupta toplanabilir.
• Kömür Gazifikasyonu (GazlaĢtırma),
• AkıĢkan Yatakta Yakma Teknolojileri,
• Biyokütlede GazlaĢtırma,
• Biyolojik Yöntemlerle Kömür SıvılaĢtırma Teknikleri.
Ġlk üç yöntem termokimyasal uygulamalar içermektedir. Termokimyasal uygulamalar yüksek
sıcaklık ve basınçta kömürü sıvı ve gaz ürünlere dönüĢtürmesine rağmen; baĢarması zor ve
pahalı uygulamalardır. Dördüncü yöntem olan ―Biyolojik Yöntemlerle Kömür SıvılaĢtırma Teknikleri‖ ilk üç yönteme alternatif olarak 1960-1970‘li yıllarda ortaya konmuĢtur. Bu sebeple;
çalıĢmada biyolojik yöntemlerle kömür sıvılaĢtırma teknikleri üzerinde durulmuĢtur (Taylan,
2007).
2.1. Biyolojik Yöntemlerle Kömür SıvılaĢtırma Teknikleri
Biyolojik yöntem ile kömür sıvılaĢtırma tekniğinde ortam sıcaklığı ve basıncında kömürü
sıvılaĢtırmak için mikroorganizmalar kullanılmaktadır. Özellikle düĢük ranklı (dereceli) ve
lignine benzer kömürün
(linyit gibi) parçalanması, odunun (odun kömürüne yakın)
parçalanmasına benzediğinden mikrobiyolojik parçalanmada mantarlar ve bakteriler
kullanılmaktadır. Kömürün biyolojik sıvılaĢtırılması prosesi normal ortam sıcaklığında ve
basıncında meydana gelebildiğinden artan öneme, ilgiye sahip bir konudur (Hofrichter ve
Fakoussa, 2001). Özellikle kömürün biyodönüĢüm mekanizmaları, organizmaların (çoğunlukla
mantar-bakteri) ürettiği farklı enzimler ile kömürün organizmalar tarafından substrat olarak
çözünürlüğü ve depolimerizasyonunu etkileyerek kömürü daha akıĢkan bir hale getirmektedir
(ġekil 1) (Hofrichter ve Fakoussa, 2001, Wainwright, 1992).
Şekil 1. Flamentli Mikrofungus(mantar) ile Kömürün SıvılaĢması (Damla çapı 3 mm)
(Hofrichter ve Fakoussa, 2001, Wainwright, 1992)
2.2. Kömürün Biyo-DönüĢüm Mekanizmaları
Kömürün ―Biyo-DönüĢüm Mekanizmaları‖ temelde çözünürlük ve depolimerizasyon olmak
üzere iki ana ilkeye dayanır (ġekil 2). Ancak kömürün fiziksel ve kimyasal yapısındaki
komplekslilik kömürün dıĢ yüzeyine biyolojik hareketliliği sınırlayan kömür materyaline
mikrobiyal eriĢimi/giriĢini daha zor hale getirmektedir (Hofrichter ve Fakoussa, 2001).
533
Şekil 2. Kömürün Biyo-DönüĢüm Mekanizmaları (Hofrichter ve Fakoussa, 2001)
Çözünürlük; temelde enzimatik olmayan çözünme prosesidir. Yüksek pH‘da (7-10) organizma
tarafından alkali metabolitler üretilir. Alkali maddeler ve/veya Ģelatlayıcı ajanların oluĢumu
sebebiyle ortam bazikleĢir. Aynı zamanda belli bazı hidrolitik enzimler çözünürlük prosesinin
oluĢumunu tetikler ve hızlandırır.
Depolimerizasyon; enzimatik proseslerdir. Organizmalar tarafından bazı makromoleküller
(humik asit…vs) üretilir. Ortam pH‘sı 3-6 aralığındadır. Kömür içerisindeki bağlar yarılır.
Salgılanan fulvik asit, humik asit ..v.b gibi maddeler kömürün polimer yapısını çözer (ġekil 3).
Fakoussa 1991‘de ABC sistemi olarak adlandırdığı sonra da ABCDE sistemi olarak kömürün
biyodönüĢümünü açıklayan mekanizmaları sıralamıĢtır. Bu mekanizmaya göre organizmaların
salgıladığı enzimler ve diğer salgılar ġekil 3‘deki gibi molekül zincirlerinde kopmaları sağlar
(Fakoussa ve Hofrichter, 1999).
A: Alkali Maddeler pH> 8
(deprotonlaĢma)
B: Biyokataliz (oksitleyici enzimler),
C: ġelatlar,
D: Yüzey Aktif Maddeler (surfaktanlar,
biotensitler),
E: Estereazlar
Şekil 3. Kömür Biyo-DönüĢüm Mekanizması (Hofrichter ve Fakoussa, 2001)
Organizma faaliyetini etkili kılabilmek için kömüre bazı ön iĢlemler (önceden partikül boyutuna
parçalama, havalandırma, oksitleyici maddeler ile yıkama, ortama besin- organizma-enzim
ilavesi…vs) uygulamak gerekmektedir. Bu durum da kömürün biyoteknolojisinde bazı
zorlukları gündeme getirmektedir (Fakoussa ve Hofrichter, 1999).
2.3. Kömürün Biyoteknolojisindeki Zorluklar
Kömür, esas olarak karbon, hidrojen, oksijen ve daha az miktarda kükürt ve azot içeren fiziksel
ve kimyasal açıdan heterojen organik bir kayadır. Su ortamında çözünmez ve normal Ģartlar
dıĢında pek çok organik çözücüde çözünmez. Porozitesinin az olması, mikroorganizmaların
534
Z. S. Taylan, H. B. Özkoç
girmesi açısından engel oluĢturur. DıĢ yüzeyi biyolojik atak için uygun değildir. Ayrıca içinde
bulunduğu kayacın yapısına bağlı olarak kil, kuarz minerali, sülfür bileĢikleri…vs. inorganik
safsızlıkları vardır. Mikroorganizmalara toksik olabilen iz elementleri de içerebilir (Fakoussa ve
Hofrichter, 1999).
2.4. Organizmaların Salgıladığı Enzimlerin Etkisi
Organizmalar tarafından salgılanan enzimler ve de yüzey aktif maddeler kömürün hidrofobik
özelliğini hidrofilik‘e çevirir, yani suda çözünme özelliğini dolayısı ile organizmalarca
kullanımını da arttırır. Ortama çok etkili surfaktanlar (yüzey aktif maddeler) salgılanır. Böylece
yüzey gerilimi 25.5 mN/m2 ‘ye düĢer (suyun yüzeydeki gerilimi 72.6 mN/m2). Yüzey aktif
maddeler, kömürün hidrofobik yüzeyine yapıĢır, porları tıkar, kapatır, kaplar. Yüksek oranda
uçucu organik madde içeren kömürler bakteriler tarafından daha kolay atağa uğrarlar. Kömür
partiküllerinin renk, organizmalar tarafından ıslatılabilirlik ve ekstrakte edilebilirlik
özelliklerine göre sıvılaĢabilirlikleri de değiĢkenlik göstermektedir (Fakoussa ve Hofrichter,
1999).
3. Kömürü Sıvılaştırmanın Çevresel Açıdan Faydalı Yönleri
Kömürün yapısında bulunan CO, CO2, SOX, NOX, ve diğer hidrokarbonlu yapılar kömürün
sıvılaĢtırılması esnasında organizmalar tarafından besin maddesi olarak kullanılmakta ve
biyokütleye katılmaktadır. Dolayısı ile sıvılaĢan kömürdeki zararlı emisyonların miktarı
azaltılabilmektedir (Skodras ve Someus, 2003; Taylan, 2007). Temiz Kömür Teknolojisi ile
ilgili yapılan çalıĢmalar sonucunda elde edilen sonuçlar ve varsayımlar ―Clean Coal
Technology, Current Progress, Future Promise‖ raporunda aĢağıdaki gibi verilmiĢtir.
1. Elektrik ihtiyacı önümüzdeki 25 yıl içerisinde % 53.4 oranında artacaktır.
2. Her biri 300 megawatt güç sağlayan 1200 yeni güç tesisinden daha fazlasına ihtiyaç
duyulacaktır.
3. Kömür, elektrik enerjisi üretiminde en büyük ve tek kaynak olacaktır. 2025 yılında
güç üretiminin % 51‘i kömüre dayalı olacaktır.
4. Temiz kömür teknolojileri bu ihtiyaçları karĢılayacak ve aynı zamanda SO2 ve NOX
emisyonlarını azaltmaya devam edecektir (Clean Coal Technology, 2005).
Raporun sonuçları incelendiğinde endüstriyel faaliyetler sonucunda gelecekteki 25 yıl içerisinde
kömür kullanımı ve atmosfere verebileceği emisyonların artacağı, dolayısıyla, temiz kömür
teknolojisinin kullanım gerekliliğinin önem kazanacağı görülmektedir (ġekil 4)
A: Elektrik Üretiminden Kaynaklanan SO2
Emisyonu (Ib/MWh)
B: Elektrik Üretiminden Kaynaklanan
NOX Emisyonu (Ib/MWh)
A
B
Şekil 4. Gelecekte Temiz Kömür Uygulamaları Sonucunda OluĢabilecek Emisyonlar
(Clean Coal Technology, 2005)
535
4. Sonuç
Dünyada, gerek çevre kirliliği kaygıları ve gerekse enerji kaynaklarının giderek azalmaya yüz
tutması ve fiyatlarının artması nedeniyle enerji teknolojileri alanında hissedilebilir bir değiĢim
ve geliĢim süreci yaĢanmaktadır. Sıfır emisyon açısından durum değerlendirildiğinde aklımıza
ilk olarak yenilenebilir enerji kaynakları gelmektedir. Yenilenebilir enerjinin sınırsız ancak
kullanımının belli nedenlerden dolayı sınırlı olması sebebiyle kısa ve orta vadede çözüm
sağlanamamaktadır. Türkiye enerji üretiminde hem enerji kaynağı olarak ve hem de kullanılan
enerji teknolojileri açısından büyük ölçüde dıĢa bağımlıdır. Kömür hem ülkemiz ve hem de
dünya ölçeğinde son derece homojen dağılmıĢtır. Kömürün 250-450 yıl yetecek bir rezerve
sahip olduğu da düĢünülürse enerji eldesinde vazgeçilmez bir kaynak olma özelliğini
sürdüreceği açıktır. Bu sebeplere dayanarak; ülkenin sürdürülebilir kalkınması ve enerji
güvenliği açısından ulusal enerji kaynaklarının temiz ve verimli bir Ģekilde kullanımı, dıĢa
bağımlılığın azaltılması, enerji üretiminde çevre dostu temiz teknolojilerin geliĢtirilmesi, iklim
değiĢikliğini de kapsayan çevresel kaygıların, CO2 emisyonlarının bertaraf edilmesi gibi
çözümlerle giderilmesi, yaklaĢık sıfır emisyon ile enerji üretimi ve taĢıma amaçlı düĢük
maliyetli hidrojen ve sıvı yakıt üretimi ve enerji teknolojilerindeki (yenilenebilir enerji, temiz
yakma ve gazlaĢtırma ile H2 eldesi, biyolojik yöntemlerle kömür sıvılaĢtırma, yakıt pili, merkezi
ve ayrıklaĢtırılmıĢ güç santralleri v.b.) bu değiĢimin ülkemiz açısından büyük bir fırsat olduğu
değerlendirilmelidir. Bu fırsat iyi değerlendirilip teknolojik değiĢime ayak uydurulabildiği
takdirde, ülkemiz için büyük bir katma değer sağlanacaktır.
Kaynaklar
Clean Coal Technology, 2005, Current Progress, Future Promise; National Minning Association 101 Constitution
Avenue, NW Suite 500 East Washington DC 20001 202/463-2600. (http://www.nma.org)
Ersöz A., (2006). Ġklim DeğiĢikliği kapsamında Enerji AraĢtırmaları, Tübitak MAM Enerji Enstitüsü, ―Ġklim
DeğiĢikliği için PaydaĢlar BuluĢması‖, 27-28 Nisan, Richmond Hotel, Ġstanbul. (http://www.ipcc.ch)
Fakoussa R.M, Hofrichter M., (1999). Biotechnology and Microbiology of Coal Degradation, Appl Microbiol
Biotechnol. 52, 25-40.
Hofrichter M., Fakoussa R.M., (2001). Microbial Degredation and Modification of Coal, Biopolymers, Volume 1.,
Lignin, Humic Substances and Coal. 393-407. (www.wiley-vch.de/books/biopoly/pdf/v01_kap14.pdf).
http://www.iea-coal.org.uk/site/ieacoal/home
http://www.kazancioglukomur.com
http://www.tki.gov.tr
Özder A., Yörükoğlu M, (2003). ―Genel Enerji Politikaları Ġçerisinde Kömürün Yeri‖, BaĢbakanlık Yüksek
Denetleme Kurulu, 24-27 Eylül, TKĠ Genel Müdürlüğü
Skodras G. ve Someus E., (2003). ―Clean Solid Fuels Production by Low Temperature Carbonisation for Sustainable
Energy Generation‖, submitted to Technica Chronika, Scientific Journal of the Grek Technical Chamber,
Organisations fort he Promotion of Energy Technologies, OPET Network.34. Skodras G., ve Someus E., British
Petroleum 2003, Statistical Review of World Energy, (http://www.bp.com/centres/energy)
Taylan Z.S., (2007). Temiz Üretimde Kömür Biyoteknolojisi, Ondokuz Mayıs Üniv., Fen Bilimleri Enstitüsü, Çevre
Müh. Anabilim Dalı, Doktora Semineri, Samsun.
Wainwright M., (1992). An Introduction to Fungal Biotechnology, Department of Molecular Biotechnology and
Biotechnology University of Sheffield, UK., WILEY BIOTECHNOLOGY SERIES, Chapter 5, WILEY
Publishers.
11-13 Haziran 2008
Hava Kirliliğinin Erzurum İli Tarihi Eserleri Üzerine Etkileri
Seçil Sağol, Züleyha Bingül ve Nuhi Demircioğlu
Atatürk Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 25090, Erzurum.
E-posta: [email protected], [email protected]
Öz Bu çalıĢmada Erzurum‘daki Kale Mescidi, Yakutiye Medresesi, Çifte Minare, Aziziye ve
Mecidiye Tabyaları, Üç Kümbetler, Narmanlı Camii, Ahmediye Medresesi, GümüĢlü Kümbet
eserlerindeki bozunmuĢ taĢlarda nitrat, nitrit ve sülfat tayini yapılmıĢtır. TaĢ örneklerinin
analizinde çeĢitli yöntemler arasından spektrofotometrik metot kullanılmıĢtır. Analizlerde taĢ
örnekleri HCl çözeltisinde bekletilerek sonuçlar okunmuĢtur. Erzurum iline ait hava kirliliği ve
tarihi binalardaki taĢ bozunmaları arasındaki iliĢkisiyi incelemek amacıyla yürütülen çalıĢmada,
tarihi binaların yüzeyinden ve iç kısımlardan 1-1,5 cm alınan örneklerde nitrat, nitrit ve jips
belirlemeleri yapılmıĢ ve taĢ bozunmasındaki etkileri tartıĢılmıĢtır. Elde edilen sonuçlarda nitrat
konsantrasyonunun nitrit konsantrasyonundan daha yüksek olduğu bulunmuĢtur. Yüzeyden
alınan örneklerde en fazla nitrat değerleri (3.1; %3,05, 3.2; %3,86, 3.3; %3,97), nitrit değeri
(3.1; %2,48) ve azot değerleri (3.1; %0,69, 3.2; 0,872, 3.3; %0,897) il merkezinde trafiğin
yoğun olduğu bölgede Yakutiye Medresesi‘ne aittir. Yine yüzeyden alınan örneklerde en fazla
jips miktarı değeri (1.1; %69,55) ile Ģehirde plansız yerleĢmenin olduğu Kale Mescidi‘ne aittir.
ÇalıĢma sonucunda nitratın, nitritin, jipsin ve diğer parametrelerin taĢ yapılar üzerindeki etkisi
yapılan deneylerle ortaya konulmuĢ ve taĢ yüzeyinde tespit edilen nitrat, nitrat, jipsin varlığını
hava kirliliği ile iliĢkili olduğunu görülmüĢtür.
Anahtar Kelimeler hava kirliliği; jips; meteorolojik faktörler; nitrat; nitrit; taş bozunması
1. Giriş
Hava kirliliği herhangi bir atmosferik ortamda, havanın doğal olarak içerdiği madde miktarının
çeĢitli nedenlerle artarak çevredeki canlı ve cansız varlıklara zarar verecek düzeye ulaĢması
olarak tanımlanabilir. Sıklıkla karĢılaĢtığımız hava kirleticileri genel bir sıralamayla sayarsak;
askıda partikül maddeler (tozlar ve aerosoller), kükürtoksitler (SOX), organik maddeler,
azotoksitler (NOX), yanmamıĢ hidrokarbonlar (CH), karbonmonoksit (CO), halojenler,
radyoaktif maddelerdir.
Jeomorfolojik açıdan Erzurum, özellikle güney, doğu ve kuzeyden dağlarla çevrilmiĢ bir havza
üzerinde kurulmuĢtur. Bu özellik ve hava sıcaklığının düĢük olması kıĢ aylarında Ģehir üzerinde
kalıcı bir inversiyon oluĢmasına neden olmaktadır (Oğuz vd 2001). KıĢ aylarında hava
kirliliğinin büyük boyutlara ulaĢtığı Erzurum kent merkezi, ısınma ve trafik kökenli hava
kirletici parametreler açısından ele alınabilir (Ġpekoğlu vd 1996). ġehirleĢme gereği nüfusun
belli kesimlerde yoğunlaĢması sonucu ısınma, ulaĢım, ve benzeri iĢlerde fosil yakıtların
kullanılmasıyla birlikte kent merkezlerinde önemli hava kirliliği sorunu ortaya çıkmaktadır.
TaĢ bozunması, normalde hava etkisi ile meydana gelen değiĢikliklere dirençli iken, atmosferik
kirleticilerin varlığı, bozunmayı önemli derecede hızlandırmaktadır. Yapı malzemeleri
yüzeyinde oluĢan bozunmanın incelenmesi orijinal malzemede az miktarda veya hiç
bulunmayan maddelerin büyük miktarlarını bu kabukta bulunduğunu göstermiĢtir. Havadaki
kükürtdioksit etkisine bağlı olarak taĢ bozunması ve siyah kabuk oluĢumu; atmosferik Ģartlar,
538
S.Sağol, Z. Bingül, N. Demircioğlu
taĢ yüzeyinin porozitesi ve pürüzlülüğü gibi faktörlerle değiĢmektedir. TaĢ bozunmasında
agresif maddelerin az miktarlarının bile bozunmayı hızlandırdığı gözlenmiĢtir (Unesco 1988).
Atmosferik kükürt bileĢenleri, kalkerli taĢlar üzerinde görülen bozunma iĢleminde esas
etkenlerdir. Gaz halindeki kükürt dioksit, bulut ve su damlacıkları içinde çözünür, bunu
oksidasyon iĢlemi izler ve SO2, H2SO4‘e dönüĢür. Bu asit damlacıkları taĢın yüzeyine
geldiğinde kalsiyum karbonatı jipse dönüĢtürür. (Winkler 1975; Serra and Starace 1978;
Annond and Hudson 1981). Yani, kalsiyum karbonatlı taĢlar SO2 ile reaksiyona girdiklerinde
önce kalsiyum sülfit meydana gelir daha sonra jips oluĢur.
NOx gazlarının atmosferde varlığı taĢıt eksozu ve sabit yakma tesislerinden kaynaklanır. Bu
gazlar, HNO3 oluĢumuna neden olurlar. Böyle kuvvetli bir asidin atmosferde varlığı taĢ
malzeme için zararlı bir etki olarak dikkate alınmalıdır. Yüksek nem Ģartları ve azot dioksitin
varlığı durumunda, kalkerli taĢ yüzeylerde jips oluĢumunda, azot dioksitin katalitik etkisi
bellidir (Johannson vd. 1988; Ġpekoğlu vd,1996; Oğuz vd 2001).
2. Materyal ve Yöntem
ÇalıĢmada kullanılan örnekler, Kale Mescidi, Yakutiye Medresesi, Çifte Minare, Aziziye ve
Mecidiye Tabyaları, Üç Kümbetler, Narmanlı Camii, Ahmediye Medresesi, GümüĢlü Kümbet
eserlerinin kuzey cephelerinden CaCO3‘lı taĢların bozunmuĢ ve bozunmamıĢ yüzeylerinden
toplanmıĢtır. KıĢ mevsiminde hakim rüzgar yönü kuzey doğu olduğundan numuneler bu yönden
alınmıĢtır. Yine en az esen yön kuzey yönü olduğu için numuneler kuzeyden de alınmıĢtır.
BozunmuĢ taĢlardan iki seri örnek alınmıĢtır. Bunlar toz veya rahatlıkla kaldırılabilir yüzey
tabakalarından, yüzeyden 1 cm içeriden alınmıĢtır.
Nitrat, nitrit ve sülfat analizleri için Shimadzu UV 160 A model spektrofotometre kullanılmıĢtır.
Analizlerde kullanılan kimyasal maddeler analitik kalitededir. Örnekler analizden önce 24 saat
35oC‘de kurutulmuĢ, yaklaĢık 28 saat 10 mL suda ekstrakte edilmiĢtir.
3. Araştırma Bulguları ve Tartışma
Yüzeyden, alınan örneklerde yapılan spektrofotometrik analiz sonuçları Tablo 1‘de verilmiĢtir.
Yüzeyden alınan örnekler tabloda incelendiğinde en fazla nitrat, nitrit, azot değerleri 3.örnek
(3.3; %3,97, 3.1; %2,48, azot; 3.3; %0,897) ile Yakutiye Medresesi‘ne aittir. En fazla jips ise
(1.1; %69,55) Kale Mescidi‘ne aittir. Yakutiye Medresesinde azot oranlarının en fazla
çıkmasının nedeni bölgedeki yoğun trafikten ve dolayısıyla egzoz dumanından
kaynaklanmaktadır. Minumum değerler ise nitrat, nitrit, azot ve jips değerleri için (5.2; %0,035,
%0,026, 0,008, %0,782) Aziziye Tabyaları kuzeydoğu cephesidir.
1cm içeriden alınan örnekler incelendiğinde en fazla nitrat için (3.3; %0,9) Yakutiye Medresesi,
nitrit için (2.1; %0,42 ve 3.1; %0,416) Yakutiye ve Ahmediye Medresesi kuzey cephe, azot için
(3.3; %1,3) Yakutiye Medresesi kuzey cephesine aittir. En fazla jips de (3.1; %35,46) Yakutiye
Medresesi‘ne aittir. Yakutiye Medresesi‘nde azot oranları ve jips değerleri yüzeyden 1 cm
içerden alınan örneklerde de fazla çıkmıĢtır. Minumum değerler ise nitrat, nitrit, azot ve jips
değerleri için (5, 6 ve 7) Aziziye Tabyaları, Mecidiye Tabyaları ve GümüĢlü Kümbet‘tir. Bu
bölgeler, Ģehrin en az yoğun olduğu bölgelerdir.
Hava Kirliliğinin Erzurum İli Tarihi Eserleri Üzerine Etkileri
539
Tablo 1. Yüzeyden, yüzeyden 1 cm içeriden alınan bozunmuĢ örneklerin analiz
sonuçları
Numunelerin alındığı taş yapılar
Yüzeydeki değerler (%)
1 cm içerideki değerler (%)
Nitrat
Nitrit
Azot
Jips
Nitrat
Nitrit
Azot
Jips
Kale Mescidi kuzey cephe
0,92
0,324
0,208
69,55
0,16
0,065
0,036
22,26
Kale Mescidi kuzey cephe sağ yan
pencere çevresi
2,21
0,54
0,5
41,36
0,36
0,104
0,081
16,54
Kale Mescidi kuzey cephe kapı çevresi
0,913
1,512
0,207
65,66
0,2
0,003
0,045
22,57
Kale Mescidi kuzeydoğu cephe
0,368
0,13
0,0832
27,82
0,064
0,026
0,014
8,904
Ahmediye Medresesi kuzey cephe
0,17
1,4
0,039
23,11
0,4
0,42
0,09
12,38
Ahmediye Med. kuzey cephe kapı çev.
0,69
1,3
0,156
24,08
0,171
0,312
0,04
11,34
Ahmediye Medresesi kuzeydoğu cephe
0,068
0,56
0,016
9,244
0,16
0,17
0,036
4,95
Yakutiye Medresesi portal, kuzey cephe
3,05
2,48
0,69
57,24
0,59
0,416
0,133
35,46
3,86
1,08
0,872
47,52
0,83
0,21
0,188
26,104
3,97
1,3
0,897
54,54
0,9
0,21
1,3
29,952
Yakutiye Med. portal, kuzeydoğu cephe
1,72
0,992
0,28
22,9
0,24
0,17
0,054
14,18
Çifte Minareler kuzey cephe
2,324
2,13
0,525
52,06
0,54
0,39
0,05
30,78
Çifte Minareler kuzeydoğu cephe
0,98
0,85
0,21
20,82
0,22
0,16
0,005
12,31
Aziziye Tabyaları kuzey cephe
0,0875
0,065
0,02
1,955
0,02
Ġz
0,002
1,16
Aziziye Tabyaları kuzeydoğu cephe
0,035
0,026
0,008
0,782
0,008
Ġz
0,05
0,5
Mecidiye Tabyaları kuzey cephe
0,103
0,07
0,023
1,99
0,023
Ġz
0,004
1,2
Mecidiye Tabyaları kuzeydoğu cephe
0,0412
0,028
0,092
0,8
0,009
Ġz
0,002
0,48
GümüĢ Türbe kuzey cephe
0,107
0,07
0,024
2,08
0,026
Ġz
0,005
1,3
GümüĢ Türbe kuzeydoğu cephe
0,0428
0,028
0,0096
0,832
0,01
Ġz
0,002
0,52
Narmanlı Camii kuzey cephe
0,826
0,346
0,187
43,28
0,125
0,053
0,028
21,14
Narmanlı Camii sağ yan
0,165
0,227
0,037
33,26
0,265
0,053
0,06
15,74
Narmanlı Camii sol yan
0,855
0,891
0,193
60,08
0,17
0,343
0,038
17,88
Narmanlı Camii kuzeydoğu cephe
0,3304
0,14
0,077
24,03
0,07
0,02
0,016
8,5
Birinci Kümbet kuzey cephe
1,918
0,718
0,433
38,61
0,44
0,22
0,1
23,45
Birinci Kümbet kuzeydoğu cephe
0,7672
0,29
0,17
15,44
0,18
0,1
0,063
9,38
Ġkinci Kümbet kuzey cephe
1,321
0,839
0,299
35,921
0,65
0,177
0,146
20,35
Ġkinci Kümbet kuzeydoğu cephe
0,5284
0,336
0,12
14,06
0,26
0,071
0,06
8,14
Üçüncü Kümbet kuzey cephe
1,431
0,938
0,3234
38,156
0,74
0,156
0,167
23,05
Üçüncü Kümbet kuzeydoğu cephe
0,1724
0,38
0,13
15,26
0,3
0,06
0,07
9,22
Yakutiye Medresesi portal, kuzey cephe,
kartalın kanat kısmı
Yakutiye Medresesi portal, kuzey cephe
kartalın baĢ kısmı
540
S.Sağol, Z. Bingül, N. Demircioğlu
4. Sonuç ve Öneriler
BozunmamıĢ örneklerde nitrat, nitrit ve jips tespit edilememiĢtir. Bu durum belirlenen nitrat,
nitrit ve bunlara bağlı olarak toplam azot ve jips değerlerinin hava kirliliğinden
kaynaklandığında iĢaret ettiği kanaati oluĢturmaktadır. Ayrıca taĢın yapısında azot
bulunmadığından belirlenen toplam azot miktarı da hava kirliliğine bağlanabilir.
Erzurum‘daki kirlilik konsantrasyonları ile iliĢkili olarak değerlendirilmesi, taĢ yüzeyinde tespit
edilen nitrat, nitrat, jipsin varlığını hava kirliliği ile iliĢkili olduğunu göstermektedir.
ÇalıĢmada analizi yapılan taĢ örneklerinin nitrat konsantrasyonları, nitrit konsantrasyonlarından
daha yüksek olduğu bulunmuĢtur. Ayrıca kuzey yönünden alınan numuneler, kuzey doğu
yönündeki numunelerden daha büyüktür. Yine, bulunan konsantrasyonlar geçmiĢ yıllardan
fazladır. Bu sorun artan trafik, yakıtta tamamen doğalgaza geçilememesi ve bilinçsiz kömür
tüketimi ile iliĢkilendirilebilir.
Erzurum çarpık yapılaĢma, plansız yerleĢim alanları ile birlikte aynı zamanda hava kirliliğini de
beraberinde getirmektedir. Tecrit ve ısı yalıtımı, yakılan yakıtın kalitesi, kazanların kalitesi ve
modeli gibi konularda yapılan yanlıĢlıklar da hava kirliliğinin boyutunu artırmaktadır. Erzurum
Ģehir merkezi hava kalitesinin iyileĢtirilmesinde, kullanılan fosil yakıt kontrolünün yanında,
Ģehrin topoğrafik ve meteorolojik koĢullarının da ĢehirleĢmede dikkate alınması önem arz
etmektedir. Doğalgazın kullanımıyla, hava kirliliği yani baca gazındaki SO2 miktarı büyük
oranda azalacaktır. Mevcut kamu ve özel binaların asgari %80 kadarının acilen doğalgaza
dönüĢtürülmesi gerekmektedir. Aksi durumda Erzurum ilindeki tarihi eserlerdeki bozunma
devam edecektir.
Kaynaklar
Annond, W.J.D., Hudson, A.M., (1981). Meteorological effects on smoke and sulphur dioxide concentration in the
Manchester Area. Atmosferic Environment. 15, 779–806.
Ġpekoğlu, B., Demircioğlu, N., DanıĢ, Ü., (1996). Erzurum‘da tarihi yapılardaki taĢ bozunması üzerine azot oksitlerin
etkisi. Tr. J. of Engineering and Environmental Sciences 20, 211–216.
Johansson, C.G., Lindquist, O., Mangio, R.E., (1988). Durability of building materials. 5, 439.
Oğuz, E., Ocak, S., Malkoç, E., Yıldırım, Y., Demircioğlu, N., (2001). Erzurum‘daki üç kümbetler ve Narmanlı
camii‘ndeki bozunmuĢ taĢlarda nitrat, nitrit ve jips oluĢumunun incelenmesi. Mersin Üniversitesi Ulusal sanayiçevre sempozyumu ve sergisi, 25-27 Nisan 2001, Mersin.
Özbay, O., DanıĢ Ü., Ġpekoğlu, B., Keskinler, B., Acar, F., (1993). Erzurum‘daki anıt eserler üzerine hava kirliliğinin
etkisi. Türk Devletleri arasında 2.ilmi iĢbirliği konferansı, Çevre ‘93 tebliğler, 26-29 Haziran 1993 Almati,
Kazakistan.
Serra, M., Starace, G., (1978). Study of the reactions between gaseous sulphur dioxide and calcium carbonate.
Deterioration and protection of Stone monuments, International Symposium, 3, 7. June 5–9 1978, Paris.
UNESCO (1988). The deterioration and conservation of Stone, notes from the International venetian courses on
Stone restoration, CO/88/WS. 8.
Winkler, E.M. (1976). Weathering rates of Stone in urban atmospheres. The conservation of Stone, ed., Rossi
Manaresi, cenro per la conservazione dele scuiture all Aperto, Bologna, June 19-21, 1975, 27-36.
541
YAZAR İNDEKSİ
A. Aksoy, 27
Deniz İ. Çifçi, 241
A. Akyol, 433
Derin Orhon, 67, 305, 313
A. Merve Kocabaş, 35
Didem Okutman Taş, 67
A. Suna Erses, 347
Dilek Gümüş, 99
Afşar Ülgen, 391
Duygu C. Öztürk, 67
Ahmet Samsunlu, 1
E. Burcu Özkaraova Güngör, 507
Ali Fuat Aydın, 337
Ebru Dülekgürgen, 305, 313
Ali Ünyayar, 373
Edip Avşar, 273
Alper Nuhoğlu, 439, 491
Egemen Aydın, 67
Anja Drews, 205, 213
Elif B. Gençsoy, 241
Arslan Saral, 249, 265, 519
Elif Erhan, 165
Asude Hanedar, 59
Elif Pehlivanoğlu-Mantaş, 67
Aykan Karademir, 257
Emine Malkoç, 75
Ayla Bilgin, 409
Emine Ubay Çokgör, 67
Aysun Özkan, 43
Emrah A. Erkurt, 373
Ayşe Kuleyin, 467
Eras Eraslan, 463
Ayşegül Aksoy, 19, 503
Erdem Görgün, 67
Ayşegül Latifoğlu, 463
Erdem Kocadağıstan, 495
B. Kasapgil İnce, 383, 391
Erdoğan Işık, 51
Başak Çelik, 233
Ergün Yıldız, 439, 491
Beril Büyüker, 19, 27
Erkin Gözdereliler, 391
Betül Hande Gürsoy, 157
Ertan Durmuşoğlu, 257
Burcu Vardar, 133
F. Sezer Tutalıoğlu, 281
Bülent Keskinler, 165
F. Yeşim Ekinci, 399
Bünyamin Karagözoğlu, 117, 125, 427
Fazilet Malik, 413
Cevat Yaman, 9
Fehiman Çiner, 451
Çiğdem Yangın Gömeç, 59, 187
Ferdi Gerçel, 479
Delya Sponza, 195, 355
Ferruh Ertürk, 265, 525
542
Feryal Akbal, 459
Levent Altaş, 421
Filiz B. Dilek, 19, 27, 35
Levent Yılmaz, 323
Fuat Özyonar, 117, 125, 427
Leyla Şimşek, 391
Gamze Gökmen Sözak, 519
Lindsey Miller, 329
Gamze Güngör Demirci, 503
Lütfi Akça, 9, 59, 499
Gökçe Didar Haşıloğlu, 151
M. Bayramoğlu, 433
Gökçe Türeli, 287
M. Evren Erşahin, 187
Güçlü İnsel, 67
M. Kemal Korucu, 257
Güler Türkoğlu, 133
M. Kolukırık, 383
Günay Kocasoy, 107
Mahmut Altınbaş, 241
Hakan Ayyıldız, 413
Matthias Kraume, 205, 213
Hakan Çelebi, 355
Mehmet Ali Küçüker, 417
Halil Hasar, 221
Mehmet Kitis, 205, 213
Halil Kumbur, 373
Mehtap Yağan, 459
Halime Sulak, 241
Melek Özkan, 227
Handan Ucun, 439, 491
Melih Çiler, 337
Hande Yükseler, 35, 179
Meltem Güvener, 19, 27
Hanefi Bayraktar, 281
Meltem Ünlü, 179
Hanife Büyükgüngör, 455
Meral Evci Yurtsever, 473
Hasan Köseoğlu, 205, 213
Meral Toksoy, 515
Hülya Böke Özkoç, 531
Merih Ötker Uslu, 297
Hülya Erten, 249
Merve Oya Orkun, 467
Işık Kabdaşlı, 133, 141
Mesut Akgün, 99
Işıl Akmehmet Balcıoğlu, 91, 297
Mevlüt Bilge, 187
İ. Ayhan Şengil, 473
Mohamed Dahab, 329
İdil Arslan-Alaton, 133, 141, 157, 287, 305, 313
Mustafa Işık, 421, 485
İsmail Koyuncu, 337
Mustafa Turan, 413
İsmail Toröz, 273
Müfide Banar, 43
İzzet Öztürk, 187, 241, 337
N. Altınay Perendeci, 399
Jean Jaques Godon, 399
Naci Söğüt, 241
Kadir Alp, 59, 273
Nermin Çiçek, 9
Kahraman Ünlü, 19, 27, 233
Nevzat Ö. Yiğit, 205, 213
Keziban Seven Yalap, 91
Niğmet Uzal, 323
543
Nilgün Öz, 391
Ş. Çelikkol, 383
Nuhi Demircioğlu, 83, 537
Şahset İrdemez, 151
Nurgül Başcı, 495
Şener Polat, 19, 27
Nusret Karakaya, 173
Şeyda Korkut, 165
Oğuzhan Gök, 195
Şükrü Aslan, 329
Oktay Özkan, 413, 499
Tuba Işık, 241
Olcay Tünay, 133, 141
Tuba Turan, 515
Onur Ö. Söğüt, 99
Tuğba Ölmez, 67, 141, 305, 313
Orhan İnce, 383, 391
Turgut T. Onay, 347, 417
Osman Arıkan, 241
Tülin Arslan, 141
Özgül Gerçel, 479
Ülkü Yetiş, 19, 27, 35, 179, 323
Özgür Özdemir, 413, 499
Vedat Uyak, 273
Pınar Karagöz, 227
Vera Iversen, 205, 213
R. Kaan Dereli, 187
Veysel Aslan, 9
Recep İleri, 365
Vicdan Şahin, 107
Ruhi Malkoç, 117
Yakup Gültekin, 499
S. Semih Sağlam, 485
Yakup Karaaslan, 9
S.Yasin Özdemir, 485
Yakup Kurmaç, 421
Seçil Sağol, 83, 537
Yalçın Güneş, 173
Seda Aslan, 257
Yalçın Şevki Yıldız, 151
Sedat Kadıoğlu, 9
Yasemin Damar, 365
Selami Demir, 249, 265
Yasemin Şahin, 133
Selva Camcı, 459
Yaşar Nuhoğlu, 75
Senem Üstün Kurnaz, 455
Z. Çetecioğlu, 383
Serdar Doğruel, 305
Zerrin Çokaygil, 43
Serkan Girgin, 19, 27
Zeynep Eren, 443, 511
Sevda Ocak, 525
Zeynep Seda Taylan, 531
Sevtap Bilgün, 337
Züleyha Bingül, 83, 151, 537
Sinan Yatkın, 173

EKK`08 Sempozyum Kitabı Bölüm 3

Transkript

Benzer belgeler

Crystallization behavior of PET materials

Joyce ROMBOUTS Delfland Su Kurulu, Atıksu Zinciri ve Sözleşme

N° 03 - COWI

Westbury STW - MBR Atıksu Arıtma Sistemleri

Kentsel Su ve Atıksu Çözümleri