eskişehir ili alternatif katı atık düzenli depolama sahaları yer seçimi

Transkript

OZON ve BøYOFøLTRASYONLA DOöAL ORGANøK
MADDE GøDERøMø ve DEZENFEKSøYON YAN
ÜRÜNLERø OLUùUM POTANSøYELLERøNøN
BELøRLENMESø
Mutlu U÷ur AKÇAY
Yüksek Lisans Tezi
Çevre Mühendisli÷i Anabilim DalÕ
KasÕm– 2008
“Bu tez çalÕúmasÕ Devlet Planlama TeúkilatÕ tarafÕndan desteklenmiútir.
Proje No: 2005K120110”
JÜRø VE ENSTøTÜ ONAYI
Mutlu U÷ur Akçay’Õn
“Ozon ve Biyofiltrasyonla Do÷al Organik Madde
Giderimi ve Dezenfeksiyon Yan Ürünleri Oluúum Potansiyellerinin
Belirlenmesi” baúlÕklÕ Çevre Mühendisli÷i Anabilim DalÕndaki, Yüksek
Lisans Tezi 31.10.2008 tarihinde, aúa÷Õdaki jüri tarafÕndan Anadolu Üniversitesi
Lisansüstü
E÷itim-Ö÷retim
ve
SÕnav
Yönetmeli÷inin
ilgili
maddeleri
uyarÕnca de÷erlendirilerek kabul edilmiútir.
AdÕ-SoyadÕ
ømza
Üye (Tez DanÕúmanÕ):
Yard. Doç. Dr. HATøCE øNAN
………..……
Üye
:
Prof. Dr. MøRAY BEKBÖLET
……………..
Üye
:
Doç. Dr. ERDEM A. ALBEK
……………..
Anadolu
Üniversitesi
Fen
Bilimleri
Enstitüsü
Yönetim
Kurulu'nun
……………… tarih ve ………… sayÕlÕ kararÕyla onaylanmÕútÕr.
Enstitü Müdürü
i
ÖZET
Yüksek Lisans Tezi
OZON ve BøYOFøLTRASYONLA DOöAL ORGANøK MADDE
GøDERøMø ve DEZENFEKSøYON YAN ÜRÜNLERø OLUùUM
POTANSøYELLERøNøN BELøRLENMESø
Mutlu U÷ur AKÇAY
Anadolu Üniversitesi
Fen Bilimleri Enstitüsü
Çevre Mühendisli÷i Anabilim DalÕ
DanÕúman : Yard. Doç. Dr. Hatice øNAN
2008, 117 sayfa
Ozonlama prosesinde farklÕ ozon dozlarÕ kullanÕlarak hümik asit (HA)
çözeltisinden ve Porsuk Baraj suyundan do÷al organik madde (DOM)
giderimlerinin belirlenmesi amaçlanmÕútÕr. Laboratuar ölçekli ozonlama
reaktöründe 10, 25, 50 mg/L hümik asit çözeltisinde farklÕ dozlarda deneyler
yapÕlmÕútÕr. Ozonlama reaktöründe aynÕ iúlemler Porsuk Baraj suyunda yedi farklÕ
ozon dozunda gerçekleútirilmiútir. Üç farklÕ dolgu malzemesinden (Kum, granüler
aktif karbon ve zeolit) oluúturulan biyofiltreler ham porsuk baraj suyu ve
ozonlanmÕú porsuk suyu ile beslenerek iki farklÕ temas süresinde (15, 30 dakika)
do÷al organik madde (DOM) giderimleri ve dezenfeksiyon yan ürünü (DYÜ)
oluúum potansiyeline etkisi incelenmiútir. UV254, spesifik ultraviyole absorbansÕ
(SUVA), toplam organik karbon (TOK), çözünmüú organik karbon (ÇOK),
VIS400, Trihalometan Oluúum Potansiyeli (THMOP) ve Haloasetik Asit Oluúum
Potansiyeli (HAAOP) gibi parametreler ölçülerek karúÕlaútÕrma yapÕlmÕútÕr.
Biyofiltre sisteminde DOM ve DYÜ giderimin de ozonlanmÕú porsuk suyu
ozonlanmamÕú porsuk suyuna göre daha iyi sonuç vermiútir. Ancak, aradaki farkÕn
çok küçük olmasÕndan dolayÕ, DOM ve DYÜ giderimin de sadece biyofiltrasyon
iúlemi yeterli olmaktadÕr.
Anahtar Kelimeler :Ozonlama, Biyofiltrasyon, humik asit, DOM, THMOP,
HAAOP
ii
ABSTRACT
Master of Science Thesis
EFFECT OF OZONATION AND BIOFILTRATION ON THE NATURAL
ORGANIC MATTER REMOVAL AND DETERMINE THE
DISINFECTION BY-PRODUCT FORMATION POTENTIAL
Mutlu U÷ur AKÇAY
Anadolu University
Graduate School Of Sciences
Environmental Engineering Program
Supervisor : Assist. Prof. Dr. Hatice øNAN
2008, 117 pages
This study aimed to removal of dissolvel organic matter (DOC) from
humic acid (HA) solution and Porsuk Lake Water by ozonation and ozonationbiofiltration processes. Bench scale experimental studies were conducted at
different humic acid concentration (10, 25, 50 mg/L) and different ozone dosages
in ozonation reactor, aiming humic acid degradation. Same processes were
replicated in Porsuk Lake Water at seven ozone dosages. Raw and Ozonated
Porsuk lake water were fed to biofitration column which have three different pack
material ( sand, granular activated carbon and zeolite) at two different contact
times (15, 30 minutes) and were investigated effect on removal of naturel organic
matter (NOM) and disinfection by product (DBP). The results were evaluated
UV254, SUVA (Specific Ultraviole Absorbance at 254 nm), DOC that specify
organic matter, VIS400, THMFP (Trihalomethane Formation Potential) and
HAAFP (Haloacetic acid Formation Potential).
Ozonated porsuk water is better than raw porsuk water at the removal of
NOM and DBP in biofiltration system. However, because of the small differences
of these system, only biofiltration system is sufficient in removal of NOM and
DBP.
Keywords
: Ozonation, Biofiltration, hümic acid, NOM, THMFP, HAAFP
iii
TEùEKKÜR
Yüksek
Lisans
tez
çalÕúmamÕn
her
aúamasÕnda,
birikimleri
ve
deneyimleriyle bu çalÕúmayÕ gerçekleútirmemde büyük katkÕsÕ bulunan, bilimsel
deste÷inin yanÕ sÕra hiçbir zaman için benden manevi deste÷ini esirgemeyen
danÕúman hocam Sn. Yard. Doç. Dr. Hatice øNAN’a,
ÇalÕúmalarÕm sÕrasÕnda gerek deneylerimde gerekse bunaltÕcÕ laboratuar
günlerinde hep yanÕmda olup maddi ve manevi deste÷ini hissetti÷im sevgili
arkadaúÕm Araú.Gör. Zehra YøöøT’e
Deneylerim sÕrasÕnda bana yardÕmcÕ olan; Araú. Gör. Akif ARI, Emre
AKSU, Güven SEYDøOöLU, Volkan ALTUö, Tevfik TEZCAN ve mola
vaktinin geldi÷ini hatÕrlatan Gökhan ÖZTÜRK ve øbrahim DOöAN’a
Tez çalÕúmam boyunca geç saatlere kadar beni laboratuarda bekleyen,
maddi-manevi ve daha da önemlisi her zaman sevgisini hissetti÷im biricik
arkadaúÕm Mine OöHAN’a
Burada olmamÕ sa÷layan ve e÷itim hayatÕm boyunca benden maddi ve
manevi desteklerini hiçbir zaman esirgemeyen, hayatÕm boyunca minnettar
kalaca÷Õm sevgili ailem; annem, babam, ablam ve küçük yi÷enime en içten sevgi
ve teúekkürlerimi sunarÕm.
Mutlu U÷ur AKÇAY
KasÕm 2008
Aileme.....
iv
øÇøNDEKøLER
Sayfa
ÖZET.................................................................................................................... i
ABSTRACT ...................................................................................................... ii
TEùEKKÜR ..................................................................................................... iii
øÇøNDEKøLER ................................................................................................. iv
ùEKøLLER DøZøNø ......................................................................................... vii
ÇøZELGELER DøZøNø .................................................................................... xi
SøMGELER VE KISALTMALAR DøZøNø .................................................. xii
1. GøRøù
...................................................................................................... 1
2. DOöAL ORGANøK MADDELER (DOM)................................................. 6
2.1. DOM’ un SÕnÕflandÕrÕlmasÕ ..................................................................... 7
2.2. Hümik Maddeler ..................................................................................... 9
3. KLORLAMA DEZENFEKSøYON ÜRÜNLERø...................................... 12
3.1.
Klorlama........................................................................................... 14
3.2. Trihalometanlar (THM) ...................................................................... 15
3.2.1. Kloroform................................................................................ 18
3.2.2. Dibromoklorometan ................................................................ 19
3.2.3. Bromodiklorometan ................................................................ 19
3.2.4. Bromoform.............................................................................. 19
3.3. Trihalometan Oluúumunu Etkileyen Faktörler.................................... 19
3.4. TrihalometanlarÕn Giderim MetotlarÕ.................................................. 21
3.5. Haloasetik Asitler (HAA) ................................................................... 23
3.5.1. Klor Dozu Etkisi ..................................................................... 24
3.5.2. pH Etkisi ................................................................................. 25
3.5.3. SÕcaklÕk ve Mevsimsel Etki..................................................... 25
3.5.4. Bromür Konsantrasyonu Etkisi ............................................... 26
3.5.5. Temas Süresi Etkisi................................................................. 26
3.6. THM ve HAA ArasÕndaki øliúki.......................................................... 26
v
3.7. Dezenfeksiyon Yan Ürünlerinin Kontrolü .......................................... 27
4. OZONLAMA ............................................................................................... 28
4.1. Giriú .................................................................................................... 28
4.2. Ozonun Tarihçesi ................................................................................ 29
4.3. Ozonun Reaksiyon Kapasitesi............................................................. 31
4.4. Ozonun Organik Bileúiklere Etkisi ..................................................... 32
4.5. Ozonun øçme Suyu ArÕtÕmÕndaki KullanÕmÕ ....................................... 33
4.6. Ozonun AvantajlarÕ ve DezavantajlarÕ ................................................ 34
4.7. Ozonlama Sonucu Oluúan Yan Ürünler.............................................. 35
5. øÇME SUYU ARITIMINDA BøYOFøLTRASYON ................................ 37
5.1. Biyolojik Bozunmaya Biyokütlenin Etkisi ........................................ 37
5.2. Temas Süresinin Biyodegredasyon Üzerindeki Etkisi........................ 39
5.3. OzonlamanÕn Biyofiltre Üzerine Etkisi............................................... 41
6. MATERYAL METOD ................................................................................ 43
6.1. Ham Su Özellikleri.............................................................................. 43
6.2. KullanÕlan Malzemeler........................................................................ 44
6.2.1. Biyofiltrasyon Kolonu ve Dolgu Malzemeleri........................ 44
6.2.2. Hümik Asit .............................................................................. 48
6.3. Deneysel Prosedür............................................................................... 49
6.3.1. Ozonlama Sistemi ................................................................... 49
6.3.2. TOK ve ÇOK Ölçümleri ......................................................... 51
6.3.3. VøS400 ve UV254 Ölçümleri ve SUVA HesaplamasÕ ............... 51
6.3.4. THMOP ve HAAOP Ölçümleri .............................................. 52
7. BULGULAR ................................................................................................ 55
7.1. OzonlamanÕn Hümik Asit Üzerine Etkisi ........................................... 55
7.2. OzonlamanÕn Porsuk Suyu Üzerine Etkisi.......................................... 66
7.3. Biyofiltrasyon ve Ozon+Biyofiltrasyon ile DYÜ De÷iúimi ............... 72
vi
7.3.1. Granüler Aktif Karbon Dolgulu Biyofiltrede DOM ve
DYÜ De÷iúimi ........................................................................... 73
7.3.2. Kum Dolgulu Biyofiltrede DOM ve DYÜ
De÷iúimi .................................................................................... 80
7.3.3. Zeolit Dolgulu Biyofiltrede DOM ve DYÜ
De÷iúimi .................................................................................... 86
7.3.4. Biyofiltrasyon Dolgu Malzemesinin Biyofiltre Verimi ve
DYÜ Oluúumu Üzerine Etkisi.................................................... 92
8. SONUÇ, TARTIùMA VE ÖNERøLER .................................................. 101
KAYNAKLAR .............................................................................................. 105
vii
ùEKøLLER DøZøNø
4.1.
Sulu çözeltilerde ozon reaktivitesi ......................................................... 32
6.1.
Bir biyofiltre kolonu............................................................................... 45
6.2.
Biyofiltre sistemi.................................................................................... 45
6.3.
Kurulan üç farklÕ malzemeye sahip biyofiltre
sistemlerinin ortak úemasÕ ................................................................... 46
6.4.
Kum elek analizi..................................................................................... 47
6.5.
Zeolit elek analizi................................................................................... 47
6.6.
Ozonlama düzene÷i ................................................................................ 49
6.7.
Ozon jeneratörü ve Reaktörü.................................................................. 50
7.1.
Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde renk
giderimi üzerine etkisi ............................................................................ 55
7.2
Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde UV254
7.3.
Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde TOK
giderimi üzerine etkisi............................................................................ 56
giderimi üzerine etkisi tiplerine göre .................................................... 57
7.4.
Ozon dozunu farklÕ hümik asit deriúimlerinde ÇOK
7.5.
Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde SUVA
7.6.
Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde TTHM
7.7.
Ozon dozunu farklÕ hümik asit deriúimlerinde THAA
7.8.
Ozon dozunun 10 mg/L hümik asit deriúiminde THM
türleri üzerine etkisi................................................................................ 62
7.9.
Ozon dozunun 10 mg/L hümik asit deriúiminde HAA
7.10. Ozon dozunun 25 mg/L hümik asit deriúiminde THM
7.11. Ozon dozunun 25 mg/L hümik asit deriúiminde HAA
viii
7.12. Ozon dozunun 50 mg/L hümik asit deriúiminde THM
7.13. Ozon dozunun 50 mg/L hümik asit deriúiminde HAA
7.14.
Ozon dozunun do÷al sudaki renk giderimi üzerine etkisi...................... 66
7.15.
Ozon dozunun do÷al sudaki UV254 giderimi üzerine etkisi ................... 67
7.16. Ozon dozunun do÷al sudaki TOK giderimi üzerine etkisi ..................... 68
7.17.
Ozon dozunun do÷al sudaki ÇOK giderimi üzerine etkisi..................... 68
7.18.
Ozon dozunun do÷al sudaki SUVA giderimi üzerine etkisi .................. 69
7.19.
Ozon dozunun do÷al sudaki THM türleri giderimi üzerine etkisi ......... 70
7.20.
SUVA, ozon dozu ve THM arasÕndaki iliúki ......................................... 71
7.21.
Ozon dozunun do÷al sudaki HAA türleri üzerine etkisi ........................ 72
7.22. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin TOK
7.23.
Ozonlama öncesi ve sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin ÇOK
7.24. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin VøS400
7.25. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin UV254
7.26. Ozonlama öncesi GAK dolgulu biyofiltrenin THMOP
7.27.
Ozonlama sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin THMOP
7.28.
Ozonlama öncesi GAK dolgulu biyofiltrenin HAAOP
7.29.
Ozonlama sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin HAAOP
7.30. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin TOK
7.31. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin ÇOK
ix
7.32. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin VøS400
7.33. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin UV254
7.34. Ozonlama öncesi kum dolgulu biyofiltrenin THMOP
7.35.
Ozonlama sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin THMOP
7.36.
Ozonlama öncesi kum dolgulu biyofiltrenin HAAOP
7.37.
Ozonlama sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin HAAOP
7.38. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin TOK
7.39. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin ÇOK
7.40. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin VøS400
7.41. Ozonlama öncesi ve sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin UV254
7.42. Ozonlama öncesi zeolit dolgulu biyofiltrenin THMOP
7.43.
Ozonlama sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin THMOP
7.44.
Ozonlama öncesi zeolit dolgulu biyofiltrenin HAAOP
7.45.
Ozonlama sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin HAAOP
7.46.
Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 15 dakikalÕk temas süresinde
kum, GAK ve zeolitin TOK giderimi üzerine etkisi .............................. 93
7.47.
kum, GAK ve zeolitin ÇOK giderimi üzerine etkisi.............................. 94
x
7.48.
kum, GAK ve zeolitin UV254 giderimi üzerine etkisi ............................ 95
7.49.
kum, GAK ve zeolitin THM giderimi üzerine etkisi ............................. 95
7.50.
kum, GAK ve zeolitin HAA giderimi üzerine etkisi ............................. 96
7.51.
kum, GAK ve zeolitin TOK giderimi üzerine etkisi .............................. 97
7.52.
kum, GAK ve zeolitin ÇOK giderimi üzerine etkisi.............................. 98
7.53.
kum, GAK ve zeolitin UV254 giderimi üzerine etkisi ............................ 98
7.54.
kum, GAK ve zeolitin THM giderimi üzerine etkisi ............................. 99
7.55.
kum, GAK ve zeolitin HAA giderimi üzerine etkisi ........................... 100
xi
ÇøZELGELER DøZøNø
3.1.
Klorlama sonucu oluúan önemli dezenfeksiyon yan ürünleri ................ 15
3.2.
Klorlama yan ürünleri ............................................................................ 17
3.3.
Trihalometan türleri ............................................................................... 18
3.4.
Haloasetik asit yapÕlarÕ........................................................................... 23
4.1.
Ozonun fizikokimyasal özellikleri ......................................................... 29
4.2.
øçme suyu arÕtma tesislerinde ozonlama süresince iz
organiklerin giderim derecesi................................................................. 33
4.3.
Ozonlama sonucu oluúan yan ürünler .................................................... 36
6.1.
Ham su özellikleri .................................................................................. 44
6.2.
Aktif karbon fiziko-kimyasal özellikleri................................................ 48
6.3.
10, 25 ve 50 mg/L’lik hümik asit çözeltileri baúlangÕç özellikleri......... 48
6.4.
THM ve HAA ölçümlerinde kullanÕlan kolonun özellikleri .................. 52
6.5.
THM ölçümleri için kullanÕlan sÕcaklÕk programÕ ................................. 53
6.6.
HAA ölçümleri için kullanÕlan sÕcaklÕk programÕ.................................. 53
6.7.
THM ve HAA bileúikleri için hesaplanan
LOD ve LOQ de÷erleri .......................................................................... 54
xii
SøMGELER VE KISALTMALAR DøZøNø
ABD
Amerika Birleúik Devletleri
BDKM
Bromodiklorometan
BET
Spesifik Yüzey AlanÕ
ÇOK
Çözünmüú Organik Karbon
ÇOM
Çözünmüú Organik Maddeler
DBAA
Dibromoasetik asit
DBKM
Dibromoklorometan
DCAA
Dikloroasetik asit
DOM
Do÷al Organik Madde
DSS
Deiyonize Saf Su
DYÜ
Dezenfeksiyon YanÜrünü
GK
Gaz Kromotografisi
HA
Humik Asit
HAA
Haloasetik Asit
HAAOP
Haloasetik Asit Oluúum Potansiyeli
ICR
Information Collection Rule
MBAA
Monobromoasetik asit
MCAA
Monokloroasetik asit
MTHML
Maksimum Trihalometan Konsantrasyonu Seviyesi
NTP
National Toxicology Program
SUVA
Spesifik Ultraviyole AbsorbansÕ
THM
Trihalometan
THMOP
Trihalometan Oluúum Potansiyeli
TKAA
Trikloroasetik asit
TOK
Toplam Organik Karbon
TTHM
Toplam Trihalometan
USEPA
Amerika Birlesik Devletleri Çevre Koruma Örgütü
UV
Ultraviyole
1. GøRøù
Tüm dünyada artan nüfus yo÷unlu÷u, içme ve kullanma suyuna olan
ihtiyacÕnda artmasÕna neden olmaktadÕr. Nüfus yo÷unlu÷undaki bu artÕú
beraberinde sanayi kuruluúlarÕnÕn ve tarÕmsal faaliyetlerin de artmasÕna yol açmÕú
ve buda su kaynaklarÕnÕ kirleten unsurlarÕn artmasÕna neden olmuútur. Bu
geliúmeler neticesinde sularÕn arÕtÕmÕ devletlerin politikalarÕnda önemli bir rol
almaya baúlamÕú ve yeni arÕtÕm teknikleri geliútirilmeye baúlanmÕútÕr.
øçme ve kullanma suyu arÕtÕmÕnÕn en önemli proseslerinden birisi, suda
salgÕn hastalÕk yapma riski olan mikrobiyal kirlili÷in giderimi için kullanÕlan
dezenfeksiyon basama÷ÕdÕr. Dezenfeksiyon prosesi ile kaynaktan alÕnan ham su
içerisindeki tüm patojen mikroorganizmalarÕn giderimi hedeflenmektedir. Ancak
kullanÕlan dezenfektan suda sadece patojen mikroorganizmalar ile etkileúimde
bulunmaz ve su içerisinde bulunan di÷er bazÕ organikler ve zararsÕz
mikroorganizmalar ile de reaksiyon verebilmektedir. Bu sebeple dezenfektan
olarak en yaygÕn kullanÕma sahip klorun dezenfeksiyon süreci sonunda sudaki
di÷er bileúikler ile yaptÕ÷Õ reaksiyonlar ve oluúturdu÷u yeni ürünler üzerine birçok
araútÕrma vardÕr. Bu araútÕrmalar sularda özellikle do÷al organik madde (DOM)
bulunmasÕ durumunda klorun bu bileúikler ile reaksiyona girerek halk sa÷lÕ÷ÕnÕ
olumsuz yönde etkileyecek birçok yeni bileúi÷in oluútu÷unu ortaya koymuúlardÕr.
Dezenfeksiyon, içme ve kullanma sularÕnda muhtemel bulaúÕcÕ hastalÕklarÕ
önleyerek halk sa÷lÕ÷ÕnÕ koruyabilmek için gerekli su arÕtÕm sürecidir. Bu amaçla
dünyada ilk olarak ucuz ve mikroorganizmalar üzerinde oldukça etkili olan klor
kullanÕlmaya baúlanmÕútÕr. Ancak ilerleyen zamanlarda klorun Giardia ve
Crystropodium gibi hastalÕk yapan tüm mikroorganizmalar üzerinde etkili
olamadÕ÷Õ ve klorlama süreci sonrasÕnda kanserojen oldu÷u varsayÕlan
Trihalometan (THM), Haloasetikasit (HAA) gibi insan sa÷lÕ÷Õ açÕsÕndan çok
tehlikeli dezenfeksiyon yan ürünleri (DYÜ)’lerin oluútu÷u saptanmÕútÕr.
1
Günümüzde birçok geliúmiú ülkeler DYÜ’lerin halk sa÷lÕ÷Õ üzerindeki
etkilerini en aza indirmek için bu konuda mevzuatlar daha da sÕkÕ hale
getirilmektedir. Örne÷in; THM’ler ve HAA’ler için maksimum kirletici seviyesi
(MKS) sÕrasÕyla USA’de 80 μg/L ve 60 μg/L, ço÷u Avrupa Birli÷i Ülkeleri’nde
30-100 μg/L iken Türkiye’de Sa÷lÕk BakanlÕ÷Õ çok yeni olarak 150 μg/l THM
standardÕnÕ uygulamaya koymuú ancak henüz HAA standardÕ belirlenmemiútir
(øTATS, 2005). AyrÕca, önümüzdeki yÕllarda yapÕlacak mevzuat düzenlemelerinde
DYÜ gruplarÕ yerine her bir DYÜ türü için bireysel olarak çÕkÕú suyu standartlarÕ
konulmasÕ planlanmaktadÕr. Çünkü yapÕlan yeni toksikolojik çalÕúmalar DYÜ
türlerinin her birinin sa÷lÕk üzerinde etkisinin farklÕ oldu÷unu göstermektedir.
Do÷al organik madde (DOM), makro-moleküler hümik yapÕlar, küçük
molekül a÷ÕrlÕklÕ hidrofilik asitler, proteinler, ya÷lar, karboksilik asitler, amino
asitler, karbonhidratlar, ve hidrokarbonlar gibi organik maddeleri içeren heterojen
bir karÕúÕmdÕr (Aiken ve ark., 1985). Sulardaki DOM’un varlÕ÷Õ içme suyu arÕtma
iúlemlerinde birçok probleme neden olur. Örne÷in, DOM’lar koagülant ve
oksidant ihtiyacÕnÕ artÕrÕrlar, filtre ömrünü kÕsaltÕrlar, suya renk verirler ve úebeke
sistemlerinde bakterilerin tekrar büyümesine yardÕmcÕ olurlar. AyrÕca, halk sa÷lÕ÷Õ
açÕsÕndan en önemli husus, DOM’larÕn klor gibi oksidantlar/dezenfektanlar ile
reaksiyonu sonucu mutajenik ve karsinojenik olmalarÕndan úüphelenilen THM ve
HAA gibi dezenfeksiyon yan ürünlerini (DYÜ) oluúturmasÕdÕr. (Bellar ve ark.,
1974; Reckhow ve ark., 1990; Oxenford, 1996).
Daha da sÕkÕlaútÕrÕlmakta olan içme suyu DYÜ mevzuatlarÕnÕn baskÕsÕyla,
DOM giderimi ve DYÜ azaltÕlmasÕ konusundaki araútÕrma çalÕúmalarÕ son
yÕllarda hÕzlanmÕútÕr. Artan bu etkin çalÕúmalara ra÷men ço÷u içme suyu arÕtma
tesislerinde çÕkÕú suyu DYÜ mevzuatlarÕna uyum sorunu devam etmektedir.
Ülkemizde de yeni uygulamaya konulan ve koyulacak DYÜ mevzuatlarÕyla su
arÕtma tesislerimiz benzer problemlerle karúÕ karúÕya kalabilecektir. DolayÕsÕyla,
ham içme suyu kaynaklarÕndaki çeúitli DOM türlerini etkin ve fizibil olarak
giderecek ve dezenfeksiyon sonucu oluúan DYÜ’leri en aza indirecek yeni arÕtma
teknolojilerinin araútÕrÕlmasÕna ihtiyaç vardÕr.
2
Bu geliúmeler ÕúÕ÷Õnda son yÕllarda alternatif dezenfektan olarak ozon
kullanÕlmaya baúlanmÕútÕr. Ozon, klora nazaran daha pahalÕ ve iúletiminin daha
zor olmasÕna karúÕn hastalÕk yapÕcÕ Giardia, ve Cryptosporadium protaozoalarÕna
karúÕn etkin olmasÕ ve THM, HAA bileúiklerinin kontrolünü sa÷lamasÕndaki
baúarÕsÕndan dolayÕ tercih edilmeye baúlanmÕútÕr. Buna karúÕlÕk ozon kullanÕmÕ
sÕrasÕnda suda bromür varlÕ÷Õnda da bromat gibi kanserojen baúka bir DYÜ
oluúumu söz konusudur. Her bir dezenfeksiyon yönteminin kendine has yan
ürünleri oluúmakta ve bu nedenle de DYÜ kontrolü büyük önem taúÕmaktadÕr.
OzonlamanÕn,
klorlama
ve
di÷er
dezenfektanlara
karúÕ
dirençli
mikroorganizmalar üzerinde etkili olmasÕ ve klorlama yan ürünlerini azaltmasÕnÕn
yanÕ sÕra, içme suyu arÕtÕm tesislerinde organik maddeleri parçalayarak bu
organiklerin kurulacak bir biyofiltre sistemi ile organik madde giderimin de etkili
olabilmesi bir di÷er avantajÕdÕr. OzonlamanÕn birincil dezenfektan olarak
kullanÕmÕnda, oksitleme kapasitesinin yüksek olmasÕndan dolayÕ, büyük
moleküler a÷ÕrlÕklÕ organiklerdeki ba÷lar kÕrÕlÕr ve daha küçük moleküler a÷ÕrlÕ÷a
sahip organikler oluúur. Ön ozonlamadan sonra kurulacak bir biyolojik arÕtÕm,
biyofiltre, prosesi ile bu küçük boyutlu organiklerin kontrolü daha etkin bir
úekilde sa÷lanabilir. Çünkü ozonlama sonrasÕ organiklerin biyolojik olarak
bozundurulabilen kÕsÕmlarÕ artar ve bu durum da úebekede mikroorganizma
üremesinin önüne geçilmesi ve de DYÜ kontrolü için biyofiltre uygulamasÕ su
kalitesinin arttÕrÕlmasÕ için uygun bir yöntem olabilmektedir.
Bunlara ek olarak biyofiltre sistemindeki filtre malzemesinin yüzey
alanÕnÕn daha etkin biçimde kullanÕlmasÕ, ozonlama ile sa÷lanabilir. Geleneksel
olarak biyofiltre malzemesi için kullanÕlan granüler aktif karbon (GAK), kum, ve
antrasit malzemeler yüzey alanÕ bakÕmÕndan farklÕ özellikler gösteriler. GAK
sahip oldu÷u yüksek yüzey alanÕ nedeniyle di÷er malzemelere göre daha
avantajlÕdÕr. Ancak bu yüzey alanÕnÕn etkin bir úekilde kullanÕlabilmesi için bu
aralÕklara hem susbstratÕn (organik madde), hem de mikroorganizmalarÕn
geçebilmesi gerekir. Ozonlama büyük moleküler yapÕlarÕ daha küçük boyutlara
3
parçalayarak malzeme yüzeyinde tutunan mikroorganizmalarÕn bu organikleri
daha kolay parçalamasÕnÕ, DOM giderimini arttÕrmaktadÕr.
YukarÕda açÕklandÕ÷Õ gibi klorlama
DYÜ’lerinin oluúabilmesindeki en
büyük rol DYÜ öncüsü olan organik maddelerdir. øúletmeye kurulabilecek bir ön
ozonlama-biyofiltrasyon sistemiyle nihai klorlama sonrasÕnda oluúabilecek
DYÜ’ler, hem do÷al organik maddelerin giderimi sa÷lanarak elde edilebilinir.
YapÕlan çalÕúma basamaklar halinde;
x
OzonlamanÕn hümik asit çözeltisi ile hazÕrlanmÕú model çözeltide DOM
giderimi ve klorlama sonrasÕ DYÜ oluúum potansiyelleri üzerine etkisinin
incelenmesi,
x
OzonlamanÕn Eskiúehir ili içme ve kullanma suyu kayna÷Õ olarak
kullanÕlan Porsuk nehri suyunda DOM giderimi ve klorlama sonrasÕ DYÜ
oluúum potansiyelleri üzerine etkisinin incelenmesi,
x
Tek baúÕna biyofiltre sisteminin Porsuk suyundan DOM giderimi ve
klorlama sonrasÕ DYÜ oluúum potansiyellerine etkisinin incelenmesi,
x
Ozonlama+biyofiltre sisteminin Porsuk suyundan DOM giderimi ve
olarak sÕralanabilinir.
Bu çalÕúmada ozonlamanÕn DOM giderimi üzerine tek baúÕna etkisi,
DOM’un fraksiyonlarÕndan olan ve DYÜ ile direk olarak iliúkilendirilen hümik
maddeler üzerindeki etkisi incelenmiútir. AyrÕca bu çalÕúmalara ek olarak
ozonlamanÕn, üç farklÕ filtrasyon malzemesi ile kurulmuú olan 3 adet biyofiltre
sisteminin verimlili÷i üzerine etkisi ve bu ozonlama+biyofiltre sisteminin DYÜ
oluúumuna etkisi gözlemlenmiútir. AyrÕca bu çalÕúma Eskiúehir içme ve kullanma
suyu arÕtÕm tesisin de DOM giderimi ve DYÜ oluúumunun azaltÕlmasÕ açÕsÕndan
bir alternatif olup olamayaca÷Õ bakÕmÕndan irdelenmiútir. Ozonlama çalÕúmalarÕ
hem model suda, hem de Eskiúehir ili içme ve kullanma suyu kayna÷Õ olarak
kullanÕlan Porsuk baraj gölü suyunda tekrarlanmÕútÕr. ÇalÕúmada önce tek baúÕna
biyofiltre denemesi yapÕlmÕú, daha sonra ise ozonlama+biyofiltrasyon sistemi
4
birlikte denenerek hangi sistemin mevcut tesise eklenmesi ile DOM giderimi
DYÜ oluúumunun önüne geçilebilece÷inin hem ekonomik açÕdan hem de su
kalitesi açÕsÕndan optimum sistem olaca÷Õ irdelenmiútir. Bu çalÕúmalar mevcut
tesise alternatif olabilecek ve do÷al su üzerindeki etkisinin görülebilmesi amacÕ ile
sadece do÷al su kayna÷Õ ile gerçekleútirilmiútir. Amaca yönelik olarak, DOM
miktarÕ tayini için toplam organik karbon (TOK), çözünmüú organik karbon
(ÇOK), UV254 (254 nm deki absorbans) ölçümleri yapÕlmÕú, DYÜ miktarlarÕ için
trihalometan oluúum potansiyel (THMOP) ve haloasetik asit oluúum potansiyeli
(HAAOP) deneyleri yapÕlmÕútÕr. OzonlamanÕn renk-koku-tad giderimi üzerine
etkisi bilindi÷i için renk giderimindeki yüzdeyi belirleyebilmek amacÕyla VøS400
(400 nm deki absorbans) ölçümleri yapÕlmÕútÕr.
5
2. DOöAL ORGANøK MADDELER
Tüm yüzeysel ve yeraltÕ sularÕnda hatta ya÷mur suyunda bile bulunabilen
DOM’lar, kompleks biyotik ve abiyotik reaksiyonlar sonucu oluúur. DOM, makro
moleküler hümik yapÕlar, küçük molekül a÷ÕrlÕklÕ hidrofilik asitler, proteinler,
ya÷lar, karboksilik asitler, amino asitler, karbonhidratlar ve hidrokarbonlar gibi
organik maddeleri içeren heterojen bir karÕúÕmdÕr (Aiken ve ark.,1985).
DOM’ un kompozisyonu ve fizikokimyasal karakteri hem zamansal hem
de yersel açÕdan çok çeúitlilik gösterebilir. DOM’ un do÷al sularda en çok
bulunan bileúeni 0.45-μm filtreden geçen çözünmüú ve koloidal kÕsmÕdÕr (di÷er
bir deyimle çözünmüú organik madde: ÇOM) (Malcolm, 1991; Gaffney ve ark.,
1996).
DOM’un fizikokimyasal kompozisyonu su ortamÕnda meydana gelen
bazÕ biyojeokimyasal süreçlerden etkilenir. Örne÷in, karbonun alg ve sudaki
bitkiler tarafÕndan ba÷lanmasÕ, organik maddelerin biyolojik olarak bozunmasÕ ve
dönüúümü, sÕvÕ ve katÕ fazlar arasÕndaki da÷ÕlÕm, ÕúÕ÷Õ kullanarak bozunma
(fotodegredasyon) ve oksidasyon gibi süreçler etkilidir (Aiken ve Cotsaris, 1995).
Bunlara ilaveten, toprak ve bitki kalÕntÕlarÕndaki organik maddelerin ya÷mur ve
yüzeysel akÕm ile taúÕnÕmÕ, sedimentden difüzyon, ve canlÕ veya çürümüú
bitkilerde do÷al sulardaki organik madde içeri÷ine katkÕda bulunurlar ( Krasner ve
ark., 1996b). DOM’ un biyolojik olarak parçalanabilen kÕsmÕ organizmalarÕn
büyüme ihtiyaçlarÕ için hÕzla tüketildi÷inden, su ortamÕnda bulunan DOM’larÕn
ço÷u daha ziyade farklÕ kaynaklÕ kararlÕ bileúenlerden oluúmaktadÕr (Krasner ve
ark., 1996b). Ancak, mikrobiyal prosesler ve fotokimyasal reaksiyonlar gibi
bazÕ mekanizmalarda yavaúta olsa DOM’ un kimyasal reaktivitesi ve yapÕsÕ
de÷iúebilir.
DOM’larÕn varlÕ÷Õ, do÷ada ve mühendislik sistemlerindeki su kalitesi
üzerinde önemli etkilere sahiptir. DOM’larÕn proton alÕcÕ ve/veya verici
olmasÕ, pH tamponlayÕcÕ olmasÕ, kirleticilerin bozunmasÕ ve taúÕnÕmlarÕ
6
üzerindeki etkileri, çökelme reaksiyonlarÕ ve minerallerin çözünmesinde yer
almasÕndan dolayÕ, su sistemlerindeki jeokimyasal reaksiyonlar DOM’lar
tarafÕndan
kontrol
edilir. DOM’lar,
yüzeysel
sularda
ÕúÕk
bölgesinin
derinli÷ini kontrol eder, besin maddelerinin biyolojik kullanÕlabilirli÷ini etkiler,
ve mikrobiyal büyüme için karbon kayna÷Õ sa÷lar (Thurman, 1985a; Aiken ve
Cotsaris, 1995).
DOM’lar,
karbonhidratlar
ve
proteinler
gibi
önemli
mikrobiyal
substratlarÕ da yapÕlarÕna ba÷layabilir, hidrofobik organiklerin (örn., pestisitler),
metallerin (örn., kurúun, kadmiyum, bakÕr ve civa ), radyonükleoitlerin (örn.,
plutonyum ve uranyum) hareketini ve taúÕnÕmÕnÕ artÕrÕrlar. Böylece, su
ortamÕnda hemen hemen hareketsiz kabul edilen bu kimyasallar, yapÕ ve aktivite
iliúkileri kullanÕlarak tahmin edilen mesafelerden daha uzaklara taúÕnabilir (Aiken
ve
Cotsaris, 1995). AyrÕca, DOM ile kompleks oluúturduktan sonra bu
kimyasallarÕn biyolojik kullanÕlabilirlikleri ve jeokimyasal dönüúümleri de
de÷iúebilir (Steinberg ve Muenster, 1985).
Do÷al sularda DOM’larÕn bulunmasÕ içme suyu arÕtÕmÕnda ve da÷ÕtÕm
sistemlerinde oldukça fazla problemler oluúturur.
DOM’un sebep oldu÷u
problemler arasÕnda; DYÜ oluúturabilmesi, da÷ÕtÕm sistemlerinde substrat olarak
mikrobiyolojik yeniden büyümeye sebep olabilmesi, metalleri ve hidrofobik
sentetik organikleri yapÕsÕna ba÷layarak onlarÕ arÕtÕlmasÕ zor hale getirmesi,
içme suyunda tat ve koku oluúturmasÕ, arÕtma proseslerinin etkinli÷ine zarar
vermesi (örn; membranlarÕn ve aktif karbonlarÕn tÕkanmasÕ), ve daha fazla
koagülant ve dezenfektan/oksidant gereksinimine sebep olmasÕ sayÕlabilir
(Owen ve ark., 1995; Krasner ve ark., 1996b, Kitis, 2001).
2.1. DOM’ un SÕnÕflandÕrÕlmasÕ
DOM’lar kompleks organik maddelerin heterojen bir karÕúÕmÕ oldu÷u
için, sÕnÕflandÕrÕlmasÕnda çeúitli
YaklaúÕmlarÕn
yaklaúÕmlar
önerilmiú
ve
kullanÕlmÕútÕr.
birinde, DOM hümik fraksiyon ve hümik olmayan fraksiyon
7
olarak ikiye ayrÕlmÕútÕr.
Hümik fraksiyon daha hidrofobiktir ve fenolik ve
karboksilik bileúikler içeren fulvik asit ve hümik asitten oluúmaktadÕr. Di÷er
taraftan hümik olmayan fraksiyon daha hidrofiliktir
ve
polisakkaritler,
proteinler, peptitler, amino asitler, daha düúük molekül a÷ÕrlÕklÕ asitler,
ya÷lar ve karbonhidratlar gibi biyokimyasal olarak iyi belirlenmiú bileúikleri
içerir (Thurman ve Malcolm, 1983; Amy, 1993; Owen ve ark., 1995).
Hümik maddeler belirli (özgün) veya genel bir yapÕya sahip olmadÕklarÕ
için, pH fonksiyonlarÕna ba÷lÕ sudaki çözünürlükleri temel alÕnarak úu
úekilde
sÕnÕflandÕrÕlÕrlar: (Aiken ve ark., 1985; MacCarthy ve Suffet, 1989;
Gaffney ve ark., 1996)
1. Fulvik asit fraksiyonu tüm pH aralÕklarÕnda çözünürdür.
2. Hümik
asit
fraksiyonu
alkali-çözünürdür
ve
çok
düúük
pH
de÷erlerinde (pH=1-2) pÕhtÕlaúÕr ve çöker.
3. Hümin fraksiyonu tüm pH de÷erleri için çözünmezdir ve asit veya baz ile
ekstraksiyonu yapÕlamaz. AyrÕca hümik fraksiyonlarÕ kaynaklarÕna ba÷lÕ
olarak iki gruba da ayÕrmak mümkündür: (Thurman, 1985a)
4. Pedojenik (toprak) kararlÕ organik madde (PKOM) toprak ve karasal bitki
kaynaklÕdÕrlar ve yüksek derecede aromatik bileúiklerin (lignin gibi) bir
karÕúÕmÕdÕr.
Su ortamÕna vejetasyonca zengin karasal su havzasÕndan
girerler (Aiken ve Cotsaris, 1995). Do÷al sulardaki DOM’larÕn ço÷u su
havzalarÕndaki topraktan kaynaklanÕr, akÕntÕ ve sÕ÷ yeraltÕ suyu ile yüzey
sularÕna taúÕnÕr.
5. Akuajenik (sucul kaynaklÕ) kararlÕ organik madde (AKOM), su
kaynaklÕdÕr ve ço÷unlukla alifatik organik maddeleri içerir. Genellikle
alifatik yapÕda, ve fenolik
ve aromatik içerikleri az olan alg ve
cyanobakteri türleri ve bunlarÕn bozunmasÕ sonucu açÕ÷a çÕkan hücre içi
bileúenleri AKOM’un temel kaynaklarÕdÕr
(Rashid,
1985; Aiken ve
Cotsaris, 1995). AKOM’un alglerden kaynaklanan kÕsmÕ algojenik madde
olarak tanÕmlanÕr. Akuajenik hümik maddelerin üretimi, genellikle
enzimler
(fenolaz gibi) ile koordine edilen oksidasyon tepkimeleriyle
8
oluúur (Martin ve Pierce, 1975). Akuajenik hümik maddelerin oluúmasÕnÕ
sa÷layabilecek di÷er bir mekanizma, úekerlerle amino asitler arasÕndaki
Brownian reaksiyonlarÕdÕr (Stuermer, 1975).
Su ortamÕndaki DOM’lar boyutlarÕna göre de sÕnÕflandÕrÕlabilir. Partiküler
kÕsÕm toplam organik karbonun (TOK) yaklaúÕk %10-20’si, çözünmüú fraksiyon
(ÇOM) ise, TOK’un kalan %80-90’ÕdÕr (Malcolm, 1991; Gaffney ve ark.,
1996). Çözünmüú fraksiyon, DOM bileúenlerinin 0.45-μm’lik filtreden geçen
kÕsmÕ olarak tanÕmlanÕr. Do÷al sularda ise, bu iki fraksiyon arasÕnda bir ayÕrÕm
yapÕlamaz.
Çözünmüú
ve
partiküler
fraksiyonlarÕn
fraksiyondur. Kolloidal fraksiyon, canlÕ ya
da
kesiúimi
bozunmuú
kolloidal
organizmalardan
kaynaklÕ askÕda katÕ maddeler ve hücresel salgÕlardan oluúur, ve minerallerle
ba÷lÕ olarak bulunabilir (Ranville ve ark., 1991; Aiken ve Cotsaris, 1995).
2.2. Hümik Maddeler
Hümik yapÕlar genel olarak úu úekilde tanÕmlanÕr: Do÷al olarak meydana
gelen, biyojenik, renk olarak sarÕdan siyaha de÷iúebilen, yüksek molekül a÷ÕrlÕklÕ
ve kararlÕ heterojen organik yapÕlardÕr (Aiken ve ark., 1985). Hümik maddelerin
kompozisyonunun son derece kompleks ve de÷iúken olmasÕ ve günümüzde
mevcut analitik tekniklerin hümik maddelerin tam olarak tanÕmlanmasÕnda
yetersiz kalmasÕndan dolayÕ yapÕlan bu tanÕm çok geneldir ve açÕk de÷ildir.
AyrÕca, onlarca yÕldÕr çalÕúÕlmasÕna ra÷men hümik maddelerin oluúumundaki
mekanizmalarÕn ço÷u tam olarak bilinememektedir (Malcolm, 1985; Gaffney ve
ark., 1996).
Geçmiúte yapÕlan çalÕúmalarda, akuatik hümik maddelerin baskÕn
yapÕlarÕnÕn esas
olarak aromatik oldu÷unun kabul edilmesine ra÷men, son
zamanlarda yapÕlan
13
C
NMR
çalÕúmalarÕ
fark
edilir
miktarda
alifatik
yapÕlarÕn da mevcut oldu÷unu göstermiútir (Malcolm, 1985; Frimmel ve
Abbt-Braun, 1989; Hayes ve ark., 1989).
9
Aromatik bileúenler tek halkalÕ yapÕlardÕr, ve halka üzerinde 3. ve 5.
konumlardaki
hidrojenler di÷er gruplarla yer de÷iútirebilir; böylelikle
makromolekülün geniúlemesi
için gerekli ba÷lar kurulabilir (Hayes ve ark.,
1989). Bu yer de÷iútiren gruplar: metoksi
gruplarÕ, eterler ve/veya hidroksil
gruplarÕdÕr. HalkanÕn 1. konumu üzerindeki grup karboksil grubu, aldehit veya
keton grubu, bir fenilpropan yapÕsÕ veya fenilpropan birimlerinden oluúan bir yapÕ
olabilir. Bu tür yapÕlarÕn kayna÷ÕnÕn lignin oldu÷u düúünülmektedir. Aromatik
halkaya ba÷lÕ gruplar yan zincirler veya poli-aromatik yapÕlar arasÕnda köprüler
úeklinde bulunabilir. Bu yapÕlar doymamÕútÕr ve genelde bazÕ polar fonksiyonel
gruplarÕ içerirler. Aromatik yapÕlar aromatik eterlerle, alifatik-aromatik eterlerle,
ve alifatik hidrokarbonlarla ba÷lanÕrlar (Hayes ve ark., 1989).
Ya÷ asiti ve uzun zincirli hidrokarbon yapÕlarÕ gibi gruplarÕn olmasÕ,
hümik maddelerin hidrofobik özelli÷ine katkÕda bulunur. Hümik maddeler baúlÕca
oksijen ve azot içeren gruplarla çapraz ba÷lÕ alkil/aromatik iskeletlerden
oluúur. Bu yapÕlardaki temel fonksiyonel gruplar: karboksilik asit, fenolik ve
alkolik hidroksil,
metoksil, karbonil, metil, keton ve kinon (Thurman ve
Malcolm, 1983; Malcolm, 1985; Steinberg ve Muenster, 1985; Hayes ve ark.,
1989).
Bu
polar
fonksiyonel
gruplarÕn mevcut olmasÕ hümiklerin sudaki
çözünürlüklerini sa÷lar (Gaffney ve ark., 1996). GC/MS kullanÕlarak yapÕlan
detaylÕ bir çalÕúmada (metillenmiú permanganat oksidasyonu ile) akuatik hümik
ve fulvik asitlerin yapÕlarÕnda benzen karboksilik asitlerin metil esterleri, furan
karboksilik asitler, alifatik bir, iki ve üç bazlÕ asitler, ve karboksifenil (glioksilik)
asitler bulunmuútur (Liao ve ark., 1982). Fourier transform solüsyon 1H-NMR
spektrometre
kullanÕlarak
birçok
su
örneklerinde
yapÕlan bir çalÕúmada
hümiklerin düúük moleküler a÷ÕrlÕkta bileúenleri olarak, suksinat, asetat, metanol,
format, laktat, ve bazÕ aril metoksiller tespit edilmiútir (Wilson ve ark., 1988).
Hümik maddelerin yaklaúÕk element kompozisyonu úöyledir: %40-60
karbon, %30- 45 oksijen, %4-5 hidrojen, %1-4 azot, %1-2 sülfür, ve %0-0.3
fosfor (Riffaldi ve Schnitzer, 1972; Gjessing, 1976; Eberle ve Beuerstein, 1979;
Huffman ve Stuber, 1985; McKnight ve ark., 1985; MacCarthy ve Suffet, 1989;
10
Malcolm, 1990; Aiken ve ark., 1992; Croue ve ark., 1996; Wu ve ark., 1998).
Genellikle hümik asitler, fulvik asitlerden daha fazla hidrojen, karbon, azot, sülfür
ve daha az oksijen içerir. Hüminler ise hümik asitlere benzer özellikler gösterir.
Ancak hüminler hümik asitlerden farklÕ olarak daha büyüktürler ve metallerle ve
killerle daha güçlü ba÷lanÕrlar, bu da onlarÕ suda çok az çözünür kÕlar (Schnitzer
ve Khan, 1972).
Hümik maddelerin tam boyutlarÕnÕ, reaktivitelerini oldukça etkilemesine
ra÷men,
belirlemek hemen hemen imkansÕzdÕr (Cabaniss ve ark., 2000).
Sulardaki ço÷u hümik
maddelerin
boyutunun
kolloidal
aralÕkta
oldu÷u
varsayÕlmaktadÕr (Leenheer ve Huffman, 1976; Stevenson, 1982; Thurman,
1985a; Gaffney ve ark., 1996). Hümik maddelerin halkalÕ, uzun zincirli ve
elektriksel yüklerin tanecikler üzerinde farklÕ biçimde da÷ÕldÕ÷Õ üç boyutlu
dallanmÕú
makromoleküllerden
meydana
geldi÷i
düúünülmektedir.
øyonlaúabilen asidik gruplardan dolayÕ oluúan yüklü bölgeler karúÕlÕklÕ itme
oluúturur ve moleküllerin maksimum geniúlemesine neden olur. Akuatik
fulvik asitlerin tahmini moleküler a÷ÕrlÕ÷Õ 1000 dalton civarÕndadÕr, ve sulu film
tabakasÕnÕn yarÕ çapÕ 15 Ao’dan küçüktür (5-14 Ao aralÕ÷Õnda de÷iúir). Akuatik
hümik asitlerin moleküler a÷ÕrlÕ÷Õ ise biraz daha büyüktür ve yaklaúÕk 3000
daltondur (sulu film tabakasÕnÕn yarÕ çapÕ 10-20 Ao) (Malcolm, 1985; Hayes ve
ark., 1989). Bununla birlikte, bazÕ hümik asitlerin agregasyonu sonucu
oluúmuú kolloidal organik maddelerin moleküler boyutlarÕ 20 ile 500 Ao
arasÕndadÕr.
Hümik
maddelerin
boyutlarÕ ve konformasyonu (moleküllerin
biçimleri ve de÷iúmelerin sebep oldu÷u izomerleúme), suyun kimyasÕna (pH,
iyonik úiddet, divalent katyonlarÕn bulunmasÕ),
hümik
maddenin
kimyasal
kompozisyonuna (fonksiyonel gruplar üzerindeki yüzeysel yükler), molekül
içinde
ve
moleküller
arasÕ
hidrojen
konsantrasyonuna ba÷lÕdÕr.
11
ba÷larÕna
ve
hümik
maddelerin
3. KLORLAMA DEZENFEKSøYON YAN ÜRÜNLERø
øçme sularÕnÕn arÕtÕmÕnda mikrobiyal patojenlerin inaktive edilmesi için
dezenfeksiyon iúlemi yapÕlmaktadÕr. Koagülasyon, durultma ve filtrasyon
prosesleri mikrobiyal patojenlerin sayÕsÕnÕ önemli ölçüde azaltmakla beraber
suyun tamamen hijyen olmasÕ için yeterli olmamaktadÕr. Bu iúlemler sonunda
uygulanan dezenfeksiyon ile suyun mikrobiyal kalitesi standartlara uygun hale
getirilmekte
ve
mikroorganizmalarÕn
dezenfeksiyon
geliúimi
kalÕntÕsÕ
ile
engellenebilmektedir.
da÷ÕtÕm
SÕcaklÕk
sisteminde
ve
pH
dezenfeksiyon proseslerinde çok önemli rol oynayan iki fiziksel faktördür.
MikroorganizmalarÕn tutunmasÕna olanak sa÷ladÕ÷Õ için bulanÕklÕk ve partikül
içeri÷i de dezenfeksiyon verimini etkileyen di÷er fiziksel faktörlerdir. Bakterilerin
endospor protozoalarÕn kist oluúturmalarÕ kimyasal dezenfeksiyon verimini
etkileyen biyolojik faktörlerdir. Patojen inaktivasyonunda dezenfektanlar hücre
duvarlarÕ ve yarÕ geçirgen membranlara zarar vermekte, enzim substat yapÕlarÕnda
giriúimlere neden olarak enzimlerin fonksiyonelli÷ini bozmakta, protein, nükleik
asit ve di÷er sentez ürünlerinin oluúumunu etkilemektedirler. Patojen giderimi
yanÕ sÕra dezenfektanlar dezenfeksiyon yan ürünlerinin minimizasyonu, demir ve
manganez oksidasyonu, sonradan büyümenin önlenmesi ve biyolojik stabilitenin
sa÷lanmasÕ, kimyasal oksidasyon ile koku ve renk giderimi, koagülasyon ve
filtrasyon etkinli÷inin arttÕrÕlmasÕ, sedimentasyon tanklarÕnda ve filtrelerde algal
büyümenin engellenmesi gibi farklÕ amaçlar içinde kullanÕlmaktadÕr. Da÷ÕtÕm
sisteminde biyolojik stabilitenin sa÷lanmasÕ ve sonradan büyümenin önlenmesi
halk sa÷lÕ÷Õ açÕsÕnda büyük önem taúÕmaktadÕr. ArÕtÕlmÕú içme suyundaki
biyobozunabilir organik bileúikler ve amonyak da÷ÕtÕm sisteminde sonradan
mikrobiyal büyümeye neden olmaktadÕr. Suda biyolojik büyümeyi destekleyecek
herhangi bir koúulun bulunmamasÕ olarak tanÕmlanan biyolojik stabilitenin
sa÷lanmasÕ için, nutrientler suyun arÕtÕlmasÕ sÕrasÕnda dezenfeksiyondan önce
giderilmeli ve arÕtÕlmÕú suda dezenfektan kalÕntÕsÕnÕn süreklili÷i sa÷lanmalÕdÕr
(USEPA 2001).
12
Sulardaki do÷al ve insan kaynaklÕ organik madde ile klorun reaksiyonu sonucu
DYÜ olarak bilinen potansiyel mutajenik ve kanserojenik halojenlenmiú yan
ürünler oluúur (Cognet ve ark., 1986; Meier ve ark., 1986; Glaze ve ark., 1993b;
Watt ve ark., 1996; Kitis ve ark.,
2001). DOM’lardan DYÜ’nün oluúumu
kompleks kimyasal reaksiyonlar içerir ve
DOM’ un karakteristikleri ve
konsantrasyonu, su kalite parametreleri (örne÷in, pH,
ortamdaki inorganik
matriks, özellikle brom konsantrasyonu) ve klorlama úartlarÕ (örne÷in, sÕcaklÕk,
klor dozu ve klorun temas süresi) gibi birçok faktöre ba÷lÕdÕr. Klor DOM ile
reaksiyonlarÕnda hem oksidant hem de halojenlendiren madde olarak rol alÕr.
Moleküler klorun suda ayrÕúmasÕ
sonucu oluúan hipoklorür asit
(HOCl) ve
-
hipoklorit iyonu (OCl ) DYÜ oluúumuna sebep olan reaktif halojenlendirici
maddelerdir (Morris, 1975; Reinhard ve Stumm, 1980; White, 1992; Larson ve
Weber, 1994). Bromür iyonunun yoklu÷unda, HOCl güçlü bir oksidanttÕr, ama
zayÕf bir halojenlendiricidir. Halojenlendirme reaksiyonlarÕ tarafÕndan klor
tüketimi genellikle toplam klor tüketiminin %10’undan azdÕr. Oksidasyon ile klor
tüketimi ise %60’dan fazladÕr (Symons ve ark., 1993,1996).
Moleküler klor ve ayrÕúma türleri (HOCl, OCl-) elektrofiliktir ve böylece
DOM’un
elektronca zengin bölgeleriyle reaksiyona girer. Organik yapÕlarÕn
elektronca zengin bölgelerine örnek olarak aktif aromatik halkalar, amino
azotlar ve alifatik dikarboksiller verilebilir (Reckhow ve ark., 1990; Hanna ve
ark.,
1991; Harrington ve ark.,
1996). Hümiklerdeki aromatik halkalarÕn
kÕrÕlmasÕ veya yan zincirlerin oksidasyonu ve müteakip halojenlendirme ile klorlu
alifatik yan ürünler oluúur. AyrÕca DOM’un klorlanmasÕndan sonra bazÕ halkalÕ
klorlanmÕú aromatik bileúenler oluúabilir (Seeger ve ark., 1985; De Leer ve ark.,
1985). Klor ile DOM’un oksidasyonundan sonra klorlanmamÕú yan ürünler
de oluúabilir. Norwood ve ark.,(1983), fulvik asitlerin klorlanmasÕndan sonra
oluúan DYÜ’lerin ço÷unun aromatik oldu÷unu bulmuútur. Bu yapÕlar, hümik
maddelerdeki birleúmiú çoklu halkalarÕn oksidasyonu sonucu olabilir. Benzer
úekilde Christman ve ark.,(1980) de klorlanmamÕú aromatik yan ürünlerin hümik
asitlerin
klorlanmasÕndan
sonra
oluútu÷unu
bulmuúlardÕr.
KlorlanmamÕú
alifatik asitler, hümiklerin halkalarÕnÕn kÕrÕlmasÕndan oluúabilirler (Johnson ve
13
ark., 1982). KlorlanmÕú içme sularÕnda tespit edilen ilk halojenli yan ürünler
THM’lerdir (Rook, 1974).
3.1. Klorlama
Su arÕtÕmÕnda dezenfeksiyon amaçlÕ klor kullanÕmÕ 1900’lü yÕllara
dayanmaktadÕr. Klor suya genellikle sÕvÕ (Sodyum Hipoklorit), gaz (Saf Klor)
formunda dozlanmaktadÕr ve
suya karÕútÕ÷Õnda (1) nolu eúitlikteki reaksiyon
gerçekleúerek güçlü bir oksidant olan Hipoklorit asit (HOCl) oluúturur.
Cl2 + H2O ĺ HOCl + HCl
(1)
Hipoklorit asitin sudaki amonyak ile reaksiyonu sonucu denklem (2)(4)’deki kloraminler oluúur. Hipoklorit asit ve Kloraminlerin oluúumu pH,
sÕcaklÕk, temas süresi ve klor/amonyak oranÕna çok ba÷lÕdÕr.
NH3 + HOCl ĺ NH2Cl(monokloramin) + H2O
(2)
NH2Cl + HOCl ĺ NHCl2 (dikloramin) + H2O
(3)
NHCl2 + HOCl ĺ NCl3 (Nitrojen triklorid) + H2O (4)
Bugüne kadar kullanÕla gelen klor’un en önemli avantajÕ ucuz olmasÕ,
uygulanabilirli÷inin kolay olmasÕ E.Coli mikroorganizmalarÕnÕ kolayca yok
etmesi ve aynÕ zamanda su kalitesini bozan demir ve sülfat bakterilerini de etkin
úekilde giderebilmesidir.
Rook (1974)’Õn yaptÕ÷Õ çalÕúmalarda suya klor ilave edildi÷inde sa÷lÕk
etkisi olan THM’lerin oluútu÷unu keúfetmiútir. THM’ler sudaki organik
maddelerin bromür ve klorür halojenleri ile reaksiyonu sonucu oluúmaktadÕr.
YapÕlan çalÕúmalar sonucunda içme suyunda düúük seviyede bulunan THM’lere
uzun süreli maruz kalÕnmasÕ ile insanlarÕn ba÷Õrsak ve mesane kanserine
14
yakalanma risklerinin artmasÕnda önemli bir etken olabilece÷i sonucuna
varÕlmÕútÕr. Haloasetik asitler, klorlama yan ürünleri olan trihalometanlardan sonra
ikinci önemli dezenfeksiyon yan ürünleridir. HAA’lar sucul ekosistemlerde di÷er
DYÜ’ler gibi oluúmaktadÕrlar. HAA’larÕn oluúmasÕna sebep olan öncüler do÷al
oranik maddeler ve Br- iyonudur (Liu ve ark., 2004; Xie, 2004; Qi ve ark., 2004).
Sucul sistemlerde dokuz adet halojenli asetik asit bulunmuútur. ABD Çevre
Koruma Örgütü (USEPA) Ulusal Birincil øçme Suyu Kirletici StandartlarÕ’nda
THM’lerin kanserojen olduklarÕ ve karaci÷er, böbrek ve sindirim sistemi üzerinde
olumsuz etkileri oldu÷u belirtilmektedir. Bu olumsuz etkiler düúünülerek birçok
geliúmiú ülkede DYÜ’ler için yasal sÕnÕrlamalar getirilmiútir. Mesela; THM’ler ve
HAA’ler için maksimum kirletici seviyesi (MKS) sÕrasÕyla USA’de 80 μg/l ve 60
μg/l, ço÷u Avrupa Birli÷i Ülkeleri’nde 30-100 μg/l THM iken Türkiye’de Sa÷lÕk
BakanlÕ÷Õ çok yeni olarak 150 μg/l THM standardÕnÕ uygulamaya koymuú ancak
henüz HAA standardÕ belirlenmemiútir (øTATS, 2005). Çizelge 3.1’de klorlama
sonucu oluúan ve kanser yapma riski taúÕyan DYÜ’ler görülmektedir.
Çizelge 3.1. Klorlama sonucu oluúan önemli dezenfeksiyon yan ürünleri
Kloroform (CHCl3)
Bromodiklorometan (CHCl2Br)
THM
Dibromodiklorometan (CHClBr2)
Bromoform (CHBr3)
Monokloroasetik asit (CH2ClCOOH)
Dikloroasetik asit (CHCl2COOH)
HAA
Trikloroasetik asit (CCl3COOH)
Monobromoasetik asit (CH2BrCOOH)
Dibromoasetik asit (CHBr2COOH)
3.2. Trihalometanlar (THM)
Metan türevi olarak adlandÕrÕlan THM’lar, metandaki (CH4) hidrojen
atomlarÕnÕn yerine klor, brom, ve iyot halojenlerinden birinin ba÷lanmasÕyla
oluúmaktadÕrlar. THM’lar kimyasal formülle CHX3 olarak gösterilebilmektedirler.
15
Buradaki X yerine halojenler gelmekte olup, klor ve brom ve iyot bilinen THM
içeri÷indeki halojenler olarak sayÕlabilir. Genellikle klorun anÕlmasÕnÕn nedeni;
dünyada yaygÕn olarak kullanÕmÕdÕr. Humik ve
fulvik asitlerin klorlanmasÕ
sonucu oluúan ve dezenfeksiyon yan ürünleri denilen THM’larÕn oluúumunda
kullanÕlan dezenfektanÕn çeúidi, miktarÕ, suda bulunan asitlerin kompozisyonu ve
miktarÕ, su sÕcaklÕ÷Õ, mineral tuzlarÕn miktarÕ, brom iyonu konsantrasyonu,
mevsim durumu, dezenfeksiyon süresi birer etkendir (Najm, 1994).
Do÷al sularÕn dezenfeksiyonu sÕrasÕnda klorun THM oluúturmasÕnda suda
bromun bulunmasÕ etkili bir faktördür. Suda brom bulunmamasÕ durumunda, klor
organik maddelerle reaksiyona girerek kloroform oluúturmaktadÕr. Oysa suda
brom bulunmasÕ durumunda, klor öncelikli olarak brom ile reaksiyona girerek
serbest brom oluúturmakta, oluúan serbest brom organiklerle reaksiyona girerek
bromlu THM oluúturmaktadÕr (Summers ve ark., 1993).
ArÕtÕlmÕú suda trihalometanlarÕn bulunmasÕnÕn insan sa÷lÕ÷Õ için risk
oluúturdu÷u ve kansere sebep oldu÷u bir çok çalÕúmayla
ortaya
konmuútur.
USEPA tarafÕndan listelenen ve kansere sÕnÕflandÕrmasÕ yapÕlan organik
kirleticiler
içinde
THM’lardan
Kloroform,
Bromodiklorometan
ve
Bromoform B grubuna dahil edilmekte, yani muhtemel kanserojen madde
olarak sÕnÕflandÕrÕlmakta, Dibromoklorometan ise C grubuna, yani kansere sebep
olma ihtimali bulunan madde olarak sÕnÕflandÕrÕlmÕútÕr (Pontius, 1990).
Bu
kanserojen maddelerin etkilerinin nasÕl meydana geldi÷i günümüzde daha iyi
bilinmektedir. Vücut hidrokarbonlarÕ elimine etmek için onlarÕ yükseltger ve suda
çözünebilir
hale
getirir.
Bu
úekilde
hidrokarbonlar
vücuttan
dÕúarÕ
atÕlabilirler. Yükseltgenme sÕrasÕnda oluúan ara ürünler esas kansere neden olan
maddelerdir. Ara ürünler hücresel DNA ile tepkimeye girerek, hücrelerin normal
úekilde üremelerini önler ve mutasyona sebep olurlar (Craun, 1986).
Hümik maddelerin klorla reaksiyonu sonucunda THM’larÕn yanÕnda pek
çok klorlu organik bileúik oluúmaktadÕr. Reaksiyonun tamamlanmasÕyla temel
karbonlu reaksiyon ürünü olarak CO2 oluúmaktadÕr. Klor ile reaksiyona giren
16
humik maddeler ve oluúan reaksiyon ürünleri Çizelge 3.2.’de verilmiútir.
TamamlanmÕú reaksiyon úartlarÕnda ise; klor akuatik humuslarÕ düúük molekül
a÷ÕrlÕklÕ humik ve fulvik asitlere dönüútürmektedir (Reckow ve Singer, 1985).
Çizelge 3.2. Klorlama yan ürünleri (Montgomery 1985)
Reaksiyona Girenler
x
Reaksiyon Sonucu Oluúan Ürünler
Humik Maddeler
-
x
Küçük Humikler
x
N2
x
Br
x
NH3
x
Cl –
x
Cl2
x
CO2
x
Trihalometanlar, yeni organikler,
dihaloasetonitriller
x
Halojenli karbonik asitler, aminler,
fenoller, ketonlar, aromatikler, humikler
x
Aldehitler
x
Aromatikler
x
Ftaletler
Suyun klorlanmasÕnda en yaygÕn yan ürün THM’lardÕr ve bugünlerde
kullanÕlan analitik tekniklerle belirlenebilmesi daha kolaylaúmÕútÕr. AyrÕca
di÷er
halojenli kirleticilere oranla daha yüksek miktarlarda oluúmaktadÕrlar
(Montgomery, 1985).
Dezenfeksiyon
sonucu,
organik
maddelerin
yapÕsÕnda
bulunan
fonksiyonel gruplarÕn halojenlerle (brom, klor, iyot) yer de÷iútirmesi sonucu esas
olarak 10
adet
organik
bileúik (Çizelge 3.3)
THM’lar
olarak
sayÕlabilmektedirler (Pontius 1990). Bunlardan ilk dördü en fazla bilinenleri ve
dünyada en fazla kÕsÕtlamalara tabi tutulanlarÕdÕr.
17
Çizelge 3.3. Trihalometan türleri
Kloroform
CHCl3
Bromodiklorometan
CHBrCl2
Dibromoklorometan
CHBr2Cl
Bromoform
CHBr3
Dikloroiyodometan
CHCl2I
Bromodikloroiyodometan
CHBrClI – CHClBrI
Klorodiiyodometan
CHClI2
Dibromoiyodometan
CHBr2I
Bromodiiyodometan
CHBrI2
øyodoform
CHI3
YapÕlan tüm araútÕrmalar ve standartlar bahsedilen ilk dört bileúik üzerinde
yo÷unlaúmaktadÕr. Bunun nedeni ise yüzey sularÕnda iyot elementinin çok
bulunmamasÕdÕr.
3.2.1. Kloroform
Kloroform, su arÕtÕmÕ sÕrasÕnda çeúitli organiklerin klorla reaksiyonu
sonucu oluúan uçucu az çözünür bir bileúiktir. AyrÕca so÷urucu ve aerosol itici
olarak ve yapÕúkanlar, pestisitler, ya÷lar, petrol ya÷larÕnda, kauçuklar, alkoloidler
ve reçineler için genel bir solvent olarak kullanÕlÕr. Önceden öksürük úurubunun,
diú macununun, romatizma ve diú a÷rÕsÕ ilaçlarÕnÕn bir bileúeni olarak
kullanÕlmaktaydÕ. øçme suyunda THM’larÕn varlÕ÷Õ ile bir çok örnekte
insanlarda
kanser oluúumu arasÕnda ba÷lantÕ kurulmaktadÕr. øçinde 0.1 mg/L
kloroform bulunan sudan günde 2 L olmak üzere 70 yÕl su tüketilmesi sonucu,
10 000 kiúide kanser olma ihtimali 3-4 arasÕndadÕr (Pontius, 1990).
3.2.2. Dibromoklorometan (DBKM)
Suyun
klorlanmasÕ
konsantrasyonda
sÕrasÕnda
oluúmaktadÕr.
kloroformdan
Dezenfeksiyon
18
yan
daha
ürünü
az
sÕklÕkta
olarak
ve
ortaya
çÕkmasÕnÕn
yanÕnda dibromoklorometan, yangÕn söndürücü maddelerin
üretiminde kimyasal ara
ürün, aerosol itici, so÷utucu ve pestisit olarak
kullanÕlmaktadÕr (Pontius ,1990).
3.2.3. Bromodiklorometan (BDKM)
Dibromoklorometan gibi bu bileúik de yakÕn zamanda bulunmuú,
suda çözünmeyen bir dezenfeksiyon yan ürünüdür. Bromodiklorometanla ilgili
sa÷lÕ÷a zararlÕ etkileri hakkÕnda çok az veri bulunmaktadÕr. Bu bileúi÷in bazÕ
etkileri, akut dozaja maruz kalan farelerde karaci÷erin içine ya÷ sÕzmasÕ, soluk
böbrek oluúumu ve adrenalin salgÕlanmasÕdÕr.
3.2.4. Bromoform
Bromoform, THM’lardan dezenfeksiyon yan ürünlerinin arasÕnda en
az yaygÕn olan úeklidir. Ticari olarak, bromoform ateúe dayanÕklÕ kimyasallarda
bileúen ve sÕvÕ ölçer olarak mumlarda, gres ya÷Õnda ve petrol ya÷Õnda
solvent olarak kullanÕlabilir. Suda biyolojik olarak ayrÕúmaz (Pontius, 1990).
3.3. THM Oluúumunu Etkileyen Faktörler
THM oluúum potansiyelini etkileyen birçok faktör vardÕr. Daha önce
yapÕlmÕú araútÕrmalar THM oluúumunu etkileyen ana etkenleri; klor dozu, NOM
deriúimi, temas süresi, pH, suyun sÕcaklÕ÷Õ ve bromür gibi inorganik iyonlarÕn
varlÕ÷Õ olarak sÕralanabilinir (Amy ve ark., 1987). Genellikle, bu parametrelerin
artmasÕyla THM olum potansiyelinin arttÕ÷Õ yönündedir. Klor dozunun artmasÕ ile
DYÜ yüzdesinde artÕú oldu÷u rapor edilmiútir. AynÕ durum sÕcaklÕk ve DOM
artÕúÕ ile de do÷rudur. Bromür iyonunun suda bulunmasÕ DYÜ türlerinden bromlu
yapÕlarÕn daha fazla miktarda oluúmasÕna sebep olmaktadÕr. pH artÕúÕ bazÕ DYÜ
türlerinin artÕúÕnÕ fazlalaútÕrÕrken, haloasetonitril ve haloketonlar gibi türlerin
azalmasÕna sebep olmaktadÕr (Nikolau ve ark., 2004).
19
Klor dozu: DYÜ oluúumu üzerine dezenfektan konsantrasyonunun etkisini
inceleyen çalÕúmalar, dezenfektan deriúimi arttÕkça DYÜ oluúumunun arttÕ÷ÕnÕ
göstermektedir (Montgomery, 1993; Rahtbun, 1996). Singer ve ark. (1995)
Amerika’da yaptÕklarÕ çalÕúmada 8geleneksel arÕtÕma sürecine sahip tesisteki klor
dozlarÕna karúÕlÕk DYÜ oluúumunu incelemiúlerdir. Sonuçlar, en yüksek klor
dozunda oluúan TTHM miktarÕnÕ 52 μg/L, THAA miktarÕnÕ 80 μg/L olarak
belirlemiúler iken en küçük klor dozunda TTHM ve THAA miktarlarÕ sÕrasÕyla 19
μg/L ve 39 μg/L olarak belirlenmiútir. KalÕntÕ klor ve klor dozu artÕúÕ ile HAA
oluúumu THM oluúumundan daha büyük olmaktadÕr. Bununla birlikte üç halojenli
yapÕlarÕn tek ve çift halojenli yapÕlara nazaran ve klorlu yapÕlarÕn bromlu yapÕlara
nazaran daha çok oluútu÷u görülmüútür (Singer, 1994).
DOM YapÕsÕ ve Deriúimi: DOM’larÕn özelli÷i DYÜ oluúumu artÕúÕnda çok
önemli bir rol oynamaktadÕr (Reckow ve ark., 1990). Singer (1999)’da yaptÕ÷Õ
çalÕúmada hümik asit fraksiyonlarÕnÕn artmasÕ ve dolayÕsÕyla aromatik yapÕ artÕúÕ
ile birlikte DYÜ miktarÕnda artÕú oldu÷unu ortaya koymuútur. AynÕ çalÕúmada
DOM göstergesi olarak kullanÕlan TOK miktarÕ artÕúÕ ile birlikte THM ve HAA
oluúum miktarÕnda artÕú oldu÷u ortaya konmuútur. TOK konsantrasyonu 5,4 mg/L
iken oluúan TTHM miktarÕ 106 μg/L olarak oluúmuú, TOK miktarÕ 2,4 mg/L
oldu÷unda TTHM miktarÕ 39 μg/L olarak ortaya konmuútur.
Temas Süresi: Temas süresinin DYÜ oluúumu üzerine etkisini inceleyen
çalÕúmalar uzayan temas süresi ile DYÜ oluúumunun arttÕ÷ÕnÕ ortaya
koymuúlardÕr. Fakat haloasetonitril ve haloketonlar gibi DYÜ’lerin artan temas
süresi ile azaldÕ÷Õ görülmektedir (Singer, 1994; Rodriguaz ve Serodes, 2001).
Chen ve Weisel (1998)’de geleneksel arÕtÕm kullanan arÕtma tesisinde temas süresi
ve oluúan DYÜ miktarlarÕnÕ gözlemlemiúlerdir. 4 grupta 100 örnekte temas süresi
ile DYÜ arasÕndaki iliúki irdelenmiútir. TTHM’in ortalama konsantrasyonlarÕnÕn
0, 1, 2 ve 3 günlük temas süreleri sonunda 39 μg/L, 36 μg/L, 34 μg/L ve tespit
edilmiútir. Bunun sebebi olarak temas süresi artÕúÕyla birlikte reaksiyon süresinin
arttÕ÷Õ ve klor dozu sÕnÕrlamasÕ olmaksÕzÕn, TTHM miktarÕnda artÕú olmasÕ olarak
ortaya konmuútur.
20
SÕcaklÕk ve Mevsimsel Etki: Yeterli seviyede klor dozu olmasÕ durumunda
sÕcaklÕk arttÕkça reaksiyon hÕzÕ artmakta ve DYÜ oluúumu daha fazla olmaktadÕr.
Bunun sonucu olarak do÷al sularda yaz aylarÕnda oluúan DYÜ miktarÕ kÕú aylarÕna
göre daha fazla olmaktadÕr.
pH: pH’Õn DYÜ oluúumu üzerine etkisini inceleyen birçok çalÕúma
bulunmaktadÕr ve bu çalÕúmalar pH’Õn artmasÕyla birlikte DYÜ oluúumunun arttÕ÷Õ
görülmektedir. Artan pH ile birlikte THM oluúumu artmakla birlikte HAA
oluúumu azalmaktadÕr (Krasner ve ark., 1989). Yüksek pH seviyelerinde birçok
halojenli DYÜ’nün hidrolizi gerçekleúmektedir. Sonuç olarak, toplam organik
Halit (TOX) konsantrasyonlarÕ pH>8 durumunda daha az oluúmaktadÕr.
Bromür Konsantrasyonu Etkisi: Bromür konsantrasyonu artÕúÕ ile birlikte
bazÕ THM türleri oluúumunda azalma olurken bazÕ THM türleri oluúumunda artÕú
görülmektedir. Bu de÷iúim, bromür iyonu varlÕ÷Õnda 3 klorlu yapÕ oluúumu sabit
kalÕrken, tek ve çift bromlu yapÕlarÕn deriúimlerinde artÕú oldu÷u görülmektedir.
Sonuç olarak bromür konsantrasyonu artÕúÕ ile TTHM miktarÕnda özellikle bromlu
yapÕlarda artÕú görülmektedir.
3.4. TrihalometanlarÕn Giderim Yöntemleri
BazÕ durumlarda, serbest klor kabul edilmeyen konsantrasyonlarda
THM oluúturmasÕna ra÷men, uygulama noktasÕnÕn de÷iútirilmesi veya klor
dozunun azaltÕlmasÕ ile büyük miktarda suda daha düúük seviyelere indirilebilir ya
da THM oluúumuna
oluútuktan
sonra
etkisi
olmamasÕ
sa÷lanabilir.
THM’larÕn
bir
kere
azaltÕlmasÕ veya giderilmesi di÷er stratejilere göre tercih
edilebilecek bir yöntem de÷ildir. Çünkü; THM konsantrasyonunu istenilen
sÕnÕrlara indirebilmek yüksek maliyet gerektirmektedir. Böyle bir durumda
THM oluúumuna etki eden faktörlerin ortadan kaldÕrÕlmasÕ daha ekonomik ve
etkili bir kontrol sistemi olacaktÕr (Singer 1989).
Daha önce de bahsedildi÷i gibi THM’larÕn oluúmasÕnda en büyük rol suda
bulunan humik asit, fulvik asit ve organik maddelerindir. Suda THM öncülerinin
21
niteli÷i ve miktarÕ arÕtÕlmamÕú suyun klor ihtiyacÕna ba÷lÕdÕr. Çünkü su
kalitesindeki
herhangi bir de÷iúiklik, arÕtÕlmamÕú suyun klor ihtiyacÕnÕn
belirlenmesi için oldukça önemlidir. THM oluúumunu önleyen etkili bir
yöntem amonyak kullanÕmÕdÕr. Zamandan ba÷ÕmsÕz THM oluúumunda, serbest
klor uygulanmasÕndan sonra suya amonyak verilir. Bu sistemde, ardÕúÕk olarak
klor-amonyak dozlamalarÕ arasÕndaki zaman aralÕ÷Õ 10-20 dakikadÕr. Böylece
HOCl’nin
germicidal
etkisinden yararlanÕrken, amonyak THM oluúumunu
engellemektedir. Üstelik çÕkÕú suyunda amonyak kullanÕmÕ da÷ÕtÕm sisteminde
su kalitesinin kontrolünde uzun yÕllardÕr kullanÕlmaktadÕr. ølk klor uygulama
noktasÕndan sonra amonyak eklenmesiyle THM seviyesinin
kabul
edilebilir
sÕnÕrlar içerisinde tutulabilece÷i veya aktif karbon filtresini takiben serbest klor
kullanÕlmasÕ ve klor yerine öncelikle
2 mg/L ozon uygulanmasÕ
ile
TOK
içeri÷inin, THM öncülerinin önemli ölçüde azaltÕldÕ÷Õ bilinmektedir (Pontius,
1990).
THM
oluúumunu
azaltmak
için
yapÕlan
ilk
çalÕúmalar
THM
öncülerinin optimum seviyede uzaklaútÕrÕlmasÕ ve ön klorlama uygulama
noktasÕnÕn de÷iútirilmesi üzerine yo÷unlaúmÕútÕr. YapÕlan çalÕúmalar koagülasyon
ve çökeltme ile rengin uzaklaútÕrÕlmasÕnda optimum úartlarÕn bulanÕklÕk için
uygulanan úartlarla aynÕ olmasÕnÕ gerektirmemektedir. Rengin neden oldu÷u
organiklerin giderilmesini içeren arÕtma iúlemi öncelikle nötralizasyon iúlemidir.
Klorlama noktasÕnÕn de÷iútirilmesi ile, son çökeltme ve ön filtrasyon
yapÕlmasÕnÕn
klorlama
da÷ÕtÕm
noktasÕnÕn
úebekesinde
kloroform
de÷iútirilmesiyle
ise
oluúumunda %40,
THM’da
%
10-15
sadece
azalma
sa÷lanabilmektedir (Singer, 1990).
Klorlama noktasÕnÕn de÷iútirilmesiyle THM oluúumunda gözle görülür
úekilde
azalma
olmasÕna
ra÷men,
özellikle
ön
oksidant
(dezenfektan)
kullanÕlmadÕ÷Õ durumda baúka problemler ortaya çÕkmaktadÕr. Böyle bir
durumda oluúabilecek problemler úöyle sÕralanabilir;
x
Flokülasyon
ve
çökeltme
tanklarÕnda
gelebilmektedir,
22
alg
büyümesi
meydana
x
Filtrelerin operasyon sürelerini kÕsaltmakta ve geri yÕkama sÕklÕ÷ÕnÕ
arttÕrmaktadÕr,
x
OksidantÕn mikroorganizmalarÕn, renge sebep olan bileúiklerin ve/veya
demir ve mangan üzerinde etkili olabilmesi için gerekli temas süresi
yetersiz ya da kÕsa olabilmektedir,
x
ÇÕkÕú suyunda bulanÕklÕk artmaktadÕr,
x
Filtrelerde úartlarÕn de÷iúmesi ile demir ve mangan gibi oksitlenmiú
maddeler yeniden suda çözünmektedir.
THM’lar oluútuktan sonra giderilmesinde ise en etkili yöntemler
havalandÕrma ve aktif karbon uygulamasÕdÕr. HavalandÕrma oldukça etkilidir,
fakat genellikle yüksek enerji maliyeti gerektirirken, klorlama sonrasÕ insan
sa÷lÕ÷ÕnÕ olumsuz yönde etkileyen ve uçucu olmayan organiklerin klorlu yan
ürünleri
üzerinde
etkili olmamaktadÕr. Bilindi÷i gibi organik madde içeren
sularÕn klorlanmasÕ sonucu suda hem uçucu hem de uçucu olmayan yan ürünler
oluúmaktadÕr. Yine
aktif
karbon
kullanÕmÕ
havalandÕrma
gibi,
organik
kontaminantlarÕn giderilmesinde oldukça etkili olmaktadÕr.
3.5. Haloasetik Asitler
Haloasetik asitler, klorlama yan ürünleri olan trihalometanlardan sonra
ikinci önemli dezenfeksiyon yan ürünleridir. HAA lar monohaloasetik asit,
dihaloasetik asit ve trihaloastik asit olmak üzere üç ana grupta incelenebilinir.
Çizelge 3.4’te haloasetik asit yapÕlarÕnda bazÕlarÕ görülmektedir.
Çizelge 3.4. Haloasetik asit yapÕlarÕ (Xie, 2004)
23
HAA’lar sucul ekosistemlerde di÷er DYÜ’ler gibi oluúmaktadÕrlar.
HAA’larÕn oluúmasÕna sebep olan öncüler do÷al oranik maddeler ve Br- iyonudur
(Liu ve ark., 2004; Xie, 2004; Qi ve ark., 2004). Sucul sistemlerde dokuz adet
halojenli asetik asit bulunmuútur ve bunlar sÕrasÕyla, Monokloroasetik asit
(MKAA),
Dikloroasetik
asit
(DKAA),
Trikloroasetik
asit
(TKAA),
Monobromoasetik asit (MBAA), Dibromoasetik asit (DBAA), Tribromoasetik
asit (TBAA), Bromokloroasetik asit (BKAA), Bromodikloroasetik asit (BDKAA)
ve son olarak Dibromoasetik asit (DBAA) olarak sayÕlabilinir. DCAA and TCAA
bileúiklerinin kanserojen etkiye sahip olmalarÕ nedeniyle EPA sudaki DCAA ve
TCAA miktarlarÕnÕ sÕrasÕyla 0 ve 0.3 mg/L sÕnÕrlamÕútÕr. 5 adet HAA (MCAA,
DCAA, TCAA, MBAA and DBAA) toplam seviyesini ise 0.06 mg/L olarak
sÕnÕrlamÕútÕr.
Haloasetik asitler polar ve içme suyu úartlarÕnda (ph>6) büyük oranda
haloasetat iyonuna dönüúerek kuvvetli bir asit özelli÷i göstermektedirler
(Urbansky, 2000). Haloasetik asitler sucul çözeltilerde karboksilik asit gibi daha
küçük monomerlerine ayrÕlmazlar (Bowden ve ark., 1998). Suda yüksek
çözünürlükleri ve düúük buhar basÕnçlarÕndan dolayÕ do÷ada uçucu de÷ildirler
(http-1). Dojlido ve arkadaúlarÕ 1999’da yaptÕklarÕ çalÕúmada kaynatma ile
HAA’larÕn çok küçük bir kÕsmÕnÕn buharlaútÕ÷ÕnÕ ortaya koymuúlardÕr.
DOM içeren sularÕn klorlanmasÕnda HAA oluúumunu klor dozu, pH,
sÕcaklÕk ve mevsimsel etki, bromür konsantrasyonu ve temas süresi gibi
faktörlerinin etkili olduklarÕ ortaya konmuútur (Xie, 2004; Serodes ve ark., 2003;
Singer, 1994).
3.5.1. Klor Dozu Etkisi
Artan klor dozu HAA oluúumunda artÕ etki göstererek, HAA miktarÕnÕ
arttÕrÕr ve klor miktarÕ arttÕkça tek ve çift klorlu türlerden daha çok üç klorlu
yapÕlar oluúmaktadÕr (Liu ve ark., 2004; Serodes ve ark., 2003). Yine artan klor
24
dozu bromlu türlerden daha çok klorlu türlerin oluúmasÕna sebep olur (Liu ve ark.,
2004).
3.5.2. pH Etkisi
Xie (2004), yaptÕ÷Õ çalÕúmada DYÜ oluúumuna sebep olan DOM ve klor
arasÕndaki reaksiyonun pH’a duyarsÕz oldu÷unu rapor etmiútir. Fakat literatürde
tam tersi görüúte birçok yayÕn bulunmaktadÕr. Örne÷in Paull ve Barron (2004)
yaptÕklarÕ çalÕúmada pH attkça HAA oluúumunun azaldÕ÷ÕnÕ, buna karúÕn THM
oluúumunun arttÕ÷ÕnÕ belirtmiúlerdir. Yüksek pH de÷erlerinde OH- iyonunun C-Cl
arasÕndaki ba÷Õ kÕrarak oluúturdu÷u hidroliz reaksiyonu ile HAA oluúum hÕzÕ
düúmektedir. pH arttÕkça TKAA oluúumunda azalma olmakla birlite, dikloroasetik
asit oluúumunda anlamlÕ bir de÷iúme görülmemektedir (Heller-Grossman ve ark.,
1993).
3.5.3. SÕcaklÕk ve Mevsimsel Etki
Konu üzerine yapÕlan çalÕúmalar sÕcaklÕ÷Õn artmasÕyla oluúan HAA
miktarÕnÕn arttÕ÷ÕnÕ göstermektedir. Dojlido ve arkadaúlarÕ (1999) yaptÕkarÕ
çalÕúmada düúük su sÕcaklÕ÷Õnda
(0-3 °C) oluúan HAA miktarÕnÕ 13 μg/L iken
su sÕcaklÕ÷Õ 20 °C‘nin üstüne çÕktÕ÷Õnda bu miktarÕn 120 μg/L oldu÷unu
belirtmiúlerdir. Yaz aylarÕnda oluúan HAA miktarÕnÕn sÕcaklÕk ve DOM
miktarÕndaki artÕúa ba÷lÕ olarak kÕú aylarÕndakine göre daha fazla oldu÷u da
çalÕúmalarda görülmektedir (Rodriguez ve ark., 2004). DKAA kÕú ve ilkbahar
aylarÕnda TKAA’dan daha fazla miktada oluúurken, yaz ve sonbahar aylarÕnda
tam tersi bir durum söz konusudur. Fakat sÕcaklÕk arttÕúÕ TKAA oluúumunu
DKAA oluúumuna nazaran daha fazla tetiklemektedir. Bu iki açÕklama arasÕndaki
tezatlÕk TKAA ve DKAA oluúumlarÕnda rol alan reaksiyonlar ile açÕklanabilir.
Düúük pH TKAA oluúumunu tetiklerken, DOM karakterizasyonundaki de÷iúim
ve DKAA’nÕn biodegredasyonu bu iki türün oluúumundaki mevsim etkisinin
anlaúÕlmasÕnda yardÕmcÕ olmaktadÕr (Rodriguez ve ark., 2004).
25
3.5.4. Bromür Konsantrasyonu Etkisi
Suda bromür iyonu varlÕ÷Õnda bromlu ve brom-klor karÕúÕmlÕ asetik
asitlerin oluúumu artmaktadÕr (Nikolaou ve ark., 1999). Bromür konsantrasyonu 0
dan 20 mg/L’ye artmasÕyla MBAA, DBAA, BCAA ve DBCAA artarken bromsuz
türlerin oluúumunda azalma görülmüútür (Qi ve ark., 2004).
Bu durum Br-
iyonunun Cl2 ve HOCl ile yaptÕ÷Õ ve hipobromur asit oluúturan reaksiyonunun
daha hÕzlÕ olmasÕyla iliúkilendirilebilir (Urbansky, 2000). HOBr’nin bromlu yan
ürünler oluúturan DOM ile reaksiyonu , hipoklorik asitin yaptÕ÷Õ reaksiyon ile
aynÕ özelliktedir ve ondan 25 kat hÕzlÕdÕr (Urbansky, 2000). HOBr/HOCl oranÕ
HAA türlerinin oluúumunu ve da÷ÕlÕm yüzdesini etkiler. Heller-Grossman ve
arkadaúlarÕnÕn 1993’te yaptÕklarÕ çalÕúmada, bromürce zegin sularda TBAA ve
klorlubrom karÕúÕmÕnÕ içeren türlerin (DKBAA, DBCAA) önemli miktarda (
>%90) oluútu÷unu ortaya koymuúlardÕr.
3.5.5. Temas Süresi Etkisi
Temas süresi sularda DYÜ oluúumunu etkileyen çok önemli bir faktördür.
Laboratuvar úartarÕnda bromlu türleri de içeren HAA’larÕn çok hÕzlÕ bir úekilde
oluútuklarÕ görülmüútür (Xie, 2004). Chen ve Weisel (1998) sudaki HAA
deriúiminin da÷ÕtÕm úebekesi boyunca sürekli bir azalÕú gösterdi÷ini ortaya
koymuúlardÕr.
Buda
arÕtma
tesisindeki
HAA
deriúiminin
da÷ÕtÕm
úebekesindekinden fazla oldu÷u sonucunu ortaya koyar (Baribeau ve ark., 2005).
Bu azalmanÕn sebebi biodegredasyonla açÕklanabilinir. Ortamda kalma zamanÕ
arttÕkça kalÕntÕ klor deriúimi azalmakta (Speight ve Singer, 2005) ve buda
gözlemlenen HAA miktarÕnÕn daha düúük olmasÕna yol açmaktadÕr.
3.6. THM ve HAA ArasÕndaki øliúki
HAA ve THM kanserojen olan ve klorlama sonucu oluúan iki yan üründür.
Su sistemlerinde bu iki DYÜ’nün farklÕ miktarlarda oluúmasÕ, klorlama ile birlikte
DYÜ oluúumuna sebep olan DOM’un hidrofobik ve hidrofilik yapÕsÕyla
26
iliúkilendirilebilinir (Liang ve Singer, 2003). Sularda DOM’un hidrofilik
fraksiyonlarÕnÕn olmasÕ durumunda THM’mi yoksa HAA’nÕnmÕ oluúaca÷Õ
konusunda bir çok tartÕúma vardÕr. HAA’lar genelde THM’lerden daha hÕzlÕ
oluúmakla birlikte bazÕ koúullar altÕnda (pH ve dezenfektan türü) THM oluúumu
ön plana çÕkmaktadÕr (Liang ve Singer, 2003). THM’lerin ve HAA’larÕn kimyasal
yapÕlarÕ ve özellikleri farklÕlÕklar göstermektedir. BazÕ çalÕúmalarda THM ve HAA
oluúumu arasÕnda kuvvetli bir korelasyon var sonucu elde edilmiúken bazÕ
çalÕúmalarda bu sonucun aksine iki DYÜ türünün oluúumu arasÕnda bir ba÷ÕntÕ
kurulamamÕútÕr. Bu iki farklÕ görüú, su kayna÷ÕnÕn gösterdi÷i farklÕ özellikler ile
açÕklanabilinir (Malliarou ve ark., 2005).
3.7. Dezenfeksiyon Yan Ürünleri Kontrolü
Dezenfeksiyon toplum sa÷lÕ÷ÕnÕ korumak için vazgeçilemez bir yöntem
olmakla birlikte kullanÕlan dezenfektanlara ba÷lÕ olarak da insan sa÷lÕ÷Õ için
kronik etkileri olan dezenfeksiyon yan ürünleri oluúmaktadÕr. Bu nedenle
dezenfeksiyon yan ürünlerin kontrolü önemli bir konudur. Dezenfeksiyon yan
ürünlerinin oluúumunu azaltmada do÷al organik maddelerin etkin bir úekilde
sulardan uzaklaútÕrÕlmasÕ gereklidir. Bu yolla THM, HAA gibi DYÜ’lerinin
minimizasyonu
sa÷lanabilecektir.
Bu
amaçla
koagülasyonun
kullanÕlan
verimlerinin arttÕrÕlmasÕ, sistemde ilave granüler aktive karbon filtreler
kullanÕlmasÕ veya membran filtrasyonun yapÕlmasÕ uygulanabilir yöntemlerdir. Ön
klorlama yerine ozonlamanÕn yapÕlmasÕ ve nihai dezenfeksiyon amacÕyla klor
uygulanabilir. Klorlama yerine klordioksit veya kloramin gibi alternatif
dezenfektantlar kullanÕlabilir. Ozonlama ile oluúabilen bromat kontrolü, ozon
dozu, pH vb. parametreleri kontrol etmek ve/veya amonyak eklemek yoluyla
sa÷lanabilir.
27
4. OZONLAMA
4.1 GøRøù
Klorun dezenfeksiyon sÕrasÕnda THM ve HAA oluúturma tehlikesi ve klor,
klordioksit, kloramin gibi dezenfektanlarÕn ciddi bulaúÕcÕ hastalÕklara sebep olan
Gardia ve Cryptosporidium protozoalarÕnÕn giderimindeki yetersizli÷i, klorlama
yerine alternatif dezenfektan olarak ozonun yaygÕnlaúmaya baúlamasÕna sebep
olmuútur. Güçlü bir oksidant olan ve hidroksil radikalleri oluúturan ozon, Giardia
ve Cryptosporidium gibi di÷er dezenfektantlara dayanÕklÕ protozoalarÕ inaktive
etmede demir, sülfür ve manganÕnÕn oksitlenip daha kolay çökmesinde ve
böylelikle sudan filtrelenmesinde, etkin tad ve koku kontrolünde klordan çok daha
üstündür. Ancak bromür bulunan sularÕn ozonlanmasÕyla insanlar için kansorejen
olma potansiyeli yüksek olan bromat gibi dezenfeksiyon yan ürünlerinin
oluúmasÕna neden olmaktadÕr. EPA bromat için 10 μg/L limit de÷erini
uygulamaya koymuútur. Dezenfeksiyon ajanÕ olarak ozon, da÷ÕtÕm sisteminde
bakteri büyümesi problemine yol açabilme potansiyeli olan parçalanabilir organik
madde miktarÕnÕn artmasÕna da sebep olur (Yavich et al. 2004). Bu yüzden
da÷ÕtÕm sisteminde bakteriyel büyümeyi önlemek için ozonlama ile basit yapÕlara
dönüútürülmüú organik maddelerin biyofiltrede azaltÕlmasÕ ve nihai klorlama
yapÕlmasÕ uygun olur. Öte yandan ozon üretimi pahalÕ bir süreçtir, elektrik enerjisi
gerekir ve acil durumlardaki güç düúüúü sÕrasÕnda sistem çalÕúmaz.
Ozon O3 formülü ile gösterilen, üç adet oksijen atomunun birbirlerine açÕlÕ
ve simetrik bir úekilde ba÷lanmasÕ sonucunda oluúan, oksijenin modifikasyonu
olan, son derece yüksek enerjili, stabil olmayan bir gazdÕr. Bu nedenle ozon
kullanÕlaca÷Õ zaman üretilir. Havadaki oksijenin çok yüksek voltajda (7000 15000 V) elektrik akÕmÕna
maruz
bÕrakÕlmasÕyla elde edilir. BulanÕklÕ÷Õ
giderilmiú ve filtrelenmiú sularÕn dezenfeksiyonu için 0.5-1 mg/L arasÕ ozon
yeterlidir.
28
Ozon gazÕ yüksek oksidasyon gücü sebebiyle di÷er dezenfektanlardan
daha etkindir. Örne÷in hipoklorik asitten (HOCl) 25 kat, hipokloritten (OCl) 2500
kat, kloraminden (NH2 Cl) 5000 kat daha etkilidir. AyrÕca yeterli dozaj
sa÷landÕ÷Õnda sudaki virüsleri öldürebilir. En büyük dezavantajÕ ise suda bakiye
kalmadÕ÷Õ için, iletim hatlarÕndaki enfeksiyon tehlikesidir. Ozon gazÕnÕn
fizikokimyasal özellikleri Çizelge 4.1’de verilmiútir.
Çizelge 4.1. Ozonun fizikokimyasal özellikleri
Özellik
Ozon (O3)
Renk (gaz)
AçÕk mavi
Koku
0,02 ppm’den sonra keskin
Moleküler A÷ÕrlÕk, g/mol
48
Kaynama NoktasÕ, ºC
-111,9
Erime NoktasÕ, ºC
-192,5
Gaz yo÷unlu÷u, 0 ºC g/L
2,144
3
Ba÷Õl yo÷unluk (havada), kg/m
1,7
0ºC’de suda çözünürlük
0,64
Elektrokimyasal potansiyel, V
2,08
Kritik sÕcaklÕk, ºC
-12,1
Kritik BasÕnç, atm
54,6
Kritik hacim, cc/mol
147,1
Ba÷lanma derecesi
116 º
Çözünürlük (20 ºC), g/L
0,003
Enerji, KJ/mol
142,3
4.2 Ozonun Tarihçesi
Ozon, neredeyse bir asÕrdÕr suyu dezenfekte etmede kullanÕlmaktadÕr.
Etimolojik olarak Yunanca’daki “kokan” anlamÕna gelen “ozein” kelimesinden
gelmektedir. 1781 yÕlÕnda Van Marum adÕndaki bir kimyager elektrik kÕvÕlcÕmlarÕ
29
geçen havada ozon kokusunu fark etmiútir. Alman kimyacÕ Christian
Friedrich Schönbein de 1840 yÕlÕnda elektroliz ve elektrik kÕvÕlcÕmlarÕ deneyleri
esnasÕnda oluúan özel kokuyu keúfederek bu kokunun úimúek çakmasÕ sonrasÕnda
duydu÷u kokuyla aynÕ oldu÷unu fark etmiú ve Yunanca koklamak anlamÕna gelen
"ozein" kelimesinden esinlenerek bu maddeye "ozon" adÕnÕ vermiútir. ølk defa
laboratuarda 1860’ta J.L.Soret tarafÕndan elde edilmiútir. Birkaç yÕl sonra Alman
firmasÕ Siemens & Halske tarafÕndan imal edilen elektriksel ekipmanlarla
içme suyu dezenfeksiyonunda
ozon
uygulanmasÕ
testlerine
baúlanmÕútÕr.
Böylece Martinikenfelde, Almanya’da pilot bir tesis kurulmuútur ve yapÕlan
deneylerde
Frolecich’in 1891’deki raporuyla ozonun bakterilere karúÕ etkin
oldu÷u bildirilmiútir.
1889 yÕlÕnda FransÕz kimyacÕ Marius Paul Otto, Paris Sorbonne
Üniversitesi’nde ozon çalÕúmalarÕna baúlamÕútÕr ve aynÕ zamanda 1897’de
ozonlama ekipmanlarÕnÕn imal edilmesini ve kurulumunu gerçekleútiren ilk özel
úirket olan Compagnie Provençale de l’Ozone ‘u kurmuútur. Ozonun içme suyu
arÕtÕmÕndaki ilk tam ölçek uygulamalarÕ 1893 yÕlÕnda Oudshoorn (Hollanda) ‘da
gerçekleútirilmiútir.
Daha sonra sÕrasÕyla Paris, Fransa (1898); Wiesbaden,
Almanya (1901); Paderborn, Almanya (1902); Niagara Falls, N.Y.(1903); Saint Petersbourg (Leningrad), USSR (1905), Nice ,Fransa (1906), Chartres, Fransa
(1908), Paris/St. Maur, Fransa (1909) ve Madrid, øspanya ‘de arÕtma tesisleri inúa
edilmiútir. (Langlais et. al. 1991)
Ozonu dezenfektan olarak kullanan bu tüm ilk kuúak tesislerin büyük bir
kÕsmÕ Fransa’da bulunmaktaydÕ. Buna ek olarak tat ve kokudaki geliúmeler suyun
ozonla
dezenfeksiyonuna
eúlik
etmiútir. (Vosmaer 1916).
Böylece
ozon
uygulamalarÕnÕn ço÷u dezenfeksiyonla birlikte tat ve koku kontrolü de yapÕlmÕútÕr.
Bununla birlikte dezenfeksiyon, tat ve koku kontrolü dÕúÕndaki 1.Dünya
SavaúÕ’ndan önceki dönem süresince ortaya çÕkmÕútÕr. Ozon kullanÕmÕndaki bu
geliúme zamanla yavaúlama göstermiú, zehirli gazlarla ilgili araútÕrmalardan
dolayÕ 1. Dünya SavaúÕ süresince bu durum ucuz olan klor kullanÕmÕnÕn
30
yaygÕnlaúmasÕna neden olmuútur. Bununla birlikte, yeni ozon tesislerinin yapÕmÕ
özellikle Fransa’da düúük bir hÕzla da olsa devam etmiútir.
AynÕ zamanda baúka yerde bazÕ ozon tesislerinin yapÕmÕ devam etmiútir.
Örne÷in Belçika Kongo’da 1939’dan önce 11 tesis yapÕlmÕútÕr. 1936 yÕlÕna kadar
Fransa’da 100,
dünyanÕn
çeúitli
bölgelerinde 30-40
kadar
ozon
tesisi
kurulmuútur.(Evans, 1972) Yine de ozon tesislerinin yapÕm oranÕ 2.Dünya
SavaúÕ’ndan sonraki döneme kadar önceki dönemlerin seviyesine ulaúamamÕútÕr.
1940'larda ozon, içme suyu arÕtÕmÕnda tekrar kullanÕlÕr hale gelmiútir. Ancak, o
sÕrada ozon üretimi hala zor ve pahalÕ bir yöntemdi. 60’lÕ yÕllardan itibaren o
zamana kadar arÕtmanÕn son aúamalarÕnda kullanÕlan ozon, arÕtmanÕn ilk
aúamalarÕnda kullanÕlmaya baúlanmÕútÕr. Bu yÕllarda aynÕ zamanda ozonun
koagülasyon etkisi keúfedilmiútir. 1980'lere
gelindi÷inde
ozon
kullanÕmÕ,
teknolojinin geliúmesiyle, daha da yayÕlmÕú ve kullanÕm alanlarÕ ço÷almÕútÕr.
Günümüzde EPA øçme Suyu Güvenlik Yönetmeli÷i’ne göre, ABD’de
ozon kullanan içme suyu arÕtma tesisleri 250’den fazladÕr ve hÕzla artmaktadÕr.
EPA yönetmeli÷ine ba÷lÕ olarak 10000’den fazla küçük içme suyu arÕtma tesisi,
ozon oksidasyon prosesi ilavesi yapmÕúlardÕr.
4.3. Ozonun Reaksiyon Kapasitesi
Ozonun
kuvvetli
elektrofilik
yapÕsÕ,
pek
çok
organik
ve
organometalik fonksiyon gruplarÕyla reaksiyon vermesini sa÷lar. Ozonlama
reaksiyonlarÕ 2 úekilde gerçekleúir. 1)Direkt
ozon
oksidasyonu 2)
øndirekt
serbest hidroksil radikal oksidasyonudur. øki reaksiyon da eú zamanlÕ olarak
gerçekleúir. (Hoigne and Bader, 1976) Ozon reaksiyonlarÕnÕn ço÷u karbon-karbon
çift ba÷ÕnÕn parçalanmasÕ úeklinde gerçekleúir. Ozon bu reaksiyonlarda çeúitli
yollarla etkisini göstermektedir. Direkt reaksiyon
oksijen
atomunun
reaktivitesi ile ortaya çÕkar. Ozonun dolaylÕ reaksiyonlarÕnda
molekül
yapÕsÕnÕn
bozunarak
OH
-
gibi
serbest
31
etkisi
radikaller oluúturmasÕ ve bu
radikallerin organik ve inorganik bileúikleri yüksek hÕzla okside etmesi úeklinde
görülür.
Sulu çözeltilerde ozon çeúitli bileúiklerle 2 úekilde reaksiyona girer.
(Hoigné and Bader, 1977a, 1977b,1978): 1) Moleküler ozonla direkt reaksiyon,
2) Ozon suda bozundu÷unda radikal türlerle indirekt reaksiyon. Ozonun suda iki
ana reaksiyonu ùekil 4.1’de gösterilmiútir.
ùekil 4.1. Sulu çözeltilerde ozon reaktivitesi (Langlais et al.; 1991)
Ozon gazÕ düúük sÕcaklÕkta yüksek konsantrasyonlara ulaúÕrken, nemli ve
yüksek ÕsÕda üç atomlu oksijene parçalanÕr ve her oksijen molekülü yüksek
aktiviteye sahiptir
4.4. Ozonun Organik Bileúiklere Etkisi
Bütün
su
kaynaklarÕnda
do÷al organik maddeler
(DOM) farklÕ
konsantrasyonlarda (genellikle çözünmüú organik karbon olarak; 0,2-10 mg/L
aralÕ÷Õnda bulunurlar) bulunur ve renk ve koku oluúturmalarÕ nedeniyle direkt su
kalitesi problemi oluútururlar. Ancak önemli olan indirekt problemlerdir.(
Dezenfeksiyon yan ürünlerinin oluúmasÕ gibi). Do÷al organik bileúikler;
hümik
bileúenler, karbonhidratlar, aminoasitler, hidrokarbonlar, karboksilik
asitler eser bileúikler gibi bileúiklerden oluúurlar. Hümik
bileúikler,
birçok
kimyasal özelli÷e sahip vejetatif indirgenme ve polimerizesyonu sÕrasÕnda
kimyasal, fotokimyasal ve mikrobiyolojik reaksiyonlarla oluúurlar. Hümik
bileúikler ozonla hÕzla reaksiyona girerler ve molekül a÷ÕrlÕ÷Õnda düúüú, karboksil
gruplarÕnda artÕú, biyolojik ayrÕúabilirlikte artÕú görülür.
32
Hümik
bileúiklerin
ozonlanmasÕ
sonucu
asitli÷in
yükseldi÷i,
alifatik/aromatik proton artÕúÕ ve karboksilik gruplarÕn artÕúÕ görülmüú; 1-3 mg
O3/mgC için renk gideriminin tamama yakÕn oranda gerçekleúti÷i bildirilmiútir.
(Langlias et. al.,1991)
AyrÕca TOK de÷erinde 1 mg O3/mgC için yaklaúÕk %10’luk bir
düúüú
oldu÷u belirtilmiútir.
Çizelge 4.2.’de içme suyu arÕtma tesislerinde
ozonlama süresince iz organiklerin giderim derecesi belirtilmiútir.
Çizelge 4.2. øçme suyu arÕtma tesislerinde ozonlama süresince iz organiklerin giderim derecesi
(Langlias et. al.,1991)
Organik Madde
Giderim Derecesi, %
Alkanlar
< 10
Aklenler
10-100
Aromatikler, kloroaromatikler
30-100
Aldehitler, alkoller, karbonikasitler
Düúük
N içeren alifatikler ve aromatikler
0-50
Pestisitler
0-80
Poliaromatik hidrokarbonlar
Yüksek, 100’e yakÕn
4.5. Ozonun øçme Suyu ArÕtÕmÕndaki KullanÕmÕ
øçme suyu arÕtÕmÕnda ozon kullanÕmÕ, geliúmiú ülkelerde getirilen
yeni standartlar, çÕkarÕlan yeni yasalar ve suda bulunan Cryptosporidium ve
Giardia gibi sa÷lÕ÷a
problemlerinden
oksidasyon
zararlÕ
mikroorganizmalarÕn
neden
dolayÕ gittikçe artÕú göstermektedir. Ozon;
potansiyeline (2,07V) sahip
bir
gaz
oldu÷u
sa÷lÕk
çok
yüksek
oldu÷undan, içme suyu
arÕtÕmÕnda önemli bir yer tutmaktadÕr. Ozonun koagülasyon üzerine etkileri hamsu
özelliklerine göre de÷iúiklik göstermektedir. øçme suyunda bulunan
çeúitli
inorganik maddeler, hümik bileúikler ve toksik bileúiklerin oksidasyonunu
gerçekleútirir. (Rice,1980) Ozon içme suyu arÕtma tesislerinde dezenfeksiyon,
33
oksidasyon, renk giderimi, tat
eliminazyonu
gibi
ve
koku
kontrolü,
uygulamalarda kullanÕlmaktadÕr. (Von
mikrokirleticilerin
Gunten,
2003a;
Hoigne,1998). Ozon hemen etki etmesi, klordan 3125 kat daha etkili olmasÕ,
kimyasal madde gerektirmemesi, bakteri, küf, spor, jerm ve mantarlarÕ anÕnda
okside etmesi, oksijene dönüúerek kaybolmasÕ sebebiyle bakiye bÕrakmamasÕ
ve
zararlÕ
yan
ürün
oluúumu
minimum
olmasÕ sebebiyle tercih sebebi
olmaktadÕr.
4.6. Ozonun AvantajlarÕ ve DezavantajlarÕ
øçme suyu arÕtÕmÕnda ozon kullanÕmÕnÕn pek çok avantajÕ oldu÷u gibi bazÕ
dezavantajlarÕ da bulunmaktadÕr.
Ozonun AvantajlarÕ
x
Ozon, di÷er oksidantlara göre çok yüksek oksidasyon potansiyeline
sahiptir.
x
Oksidasyon ve dezenfeksiyon için gerekli temas süresinin kÕsadÕr.
x
Tat ve koku gideriminde etkilidir.
x
Klorlamayla oluúan klorlu hidrokarbonlar, kloraminler, klorofenoller gibi
zararlÕ yan ürünlerin oluúmaz.
x
Her türlü mikroorganizmaya karúÕ hÕzlÕ ve yüksek dereceli bir etkiye
sahiptir.
x
Virüsler üzerine etkisi çok yüksektir.
x
Giardia ve Cryptosporidium mikroorganizmalarÕna karúÕ etkindir.
x
Uygun úartlarda suyun bulanÕklÕ÷ÕnÕ azaltmasÕ, flokülant ihtiyacÕnÕ azaltÕr.
x
Bakiye ozon kÕsa sürede oksijene dönüúerek artÕk madde bÕrakmamasÕ,
suyun oksijen konsantrasyonunu arttÕrÕr.
x
Suyun pH’sÕnÕ etkilemez.
x
Çok çabuk etki eder.
x
Ozon ihtiyaç duyuldu÷u kadar üretilip kullanÕldÕ÷Õ için depolama problemi
yoktur.
34
Ozonun DezavantajlarÕ
x
KalÕntÕ koruma sa÷lamaz. (KalÕntÕ
koruma;
arÕtÕlmÕú
su
sisteme
verildikten sonra mikrobiyolojik kirlenmeler sonunda suya geçebilecek
mikroorganizmalarÕn üremesinin engellenmesi için suda dezenfektan
madde bulundurulmasÕdÕr.)
x
Kurulum maliyeti ve prosesin iúletme maliyeti yüksekli÷i oldu÷undan
di÷er sistemlere göre daha karmaúÕk oldu÷undan küçük iúletmeler için
uygun de÷ildir.
x
Ozonlama sonucu bazÕ yan ürünler
(aldehitler,
ketonlar,
peroksitler, karboksilik asitler, ortamda bromid varsa bromat, kuinolonlar)
meydana gelir.
x
Ozon kararlÕ olmadÕ÷Õ için hÕzla oksijene dönüúme e÷ilimindedir. Bu
yüzden suda bakiye bÕrakmadÕ÷Õndan son klorlamaya ihtiyaç vardÕr.
x
Dezenfeksiyon yan ürünlerinin giderilmesi için ilave filtrelemeler
(granüler aktif karbon filtreleri gibi) yapmaya ihtiyaç vardÕr.
x
Yüksek pH ve ÕsÕda hÕzla bozunur.
4.7. Ozonlama Sonucu Oluúan Yan Ürünler
Ozonun sulu çözeltilerdeki kimyasÕ ve oluúan yan ürünlerin sa÷lÕ÷a etkileri
komplekstir. Sudaki maddelerle ozonun reaksiyonlarÕ sonucu bazÕ dezenfeksiyon
yan ürünleri
ozonlama
meydana
gelir (Çizelge 4.3.).
YapÕlan
pek
çok
çalÕúmada
reaksiyonlarÕ yan ürünlerinin, klorlama sonucu açÕ÷a çÕkan yan
ürünlere göre daha az toksik oldu÷u bildirilmiútir. Ozonlamayla meydana gelen
bir çok reaksiyon dozlama ve pH’ya ba÷lÕdÕr ve bu sebeple farklÕ úartlarda farklÕ
sonuçlar ortaya çÕkmaktadÕr. (Langlais et al.1991).
35
Çizelge 4.3. Ozonlama sonucu oluúan yan ürünler (Gottschalk, et.al., 2000)
Aldehitler
Asitler
Aldo-Ketoasitler
Brom Bileúikleri
Formaldehit
Oksalik Asit
Pirüvik Asit
Bromat øyonu
Asetaldehit
Formik Asit
Hidrojenperoksit
Bromoform
Glioksal
Asetik Asit
Di÷er
Bromopikrin
Metilglioksal
Süksinik Asit
Bromlu asetikasit
36
5. øÇME SUYU ARITIMINDA BøYOFøLTRASYON
Biyolojik süreçler, karasÕzlÕ÷a ba÷lÕ olarak sularda sa÷lÕk, estetik ve kÕsmi
olarak kanserojenik
organik ve inorganik kirleticilerin giderimi kapasitesine
sahiptirler. Biyolojik kararsÕzlÕk yaratan bileúiklerin giderimi yoluyla, da÷ÕtÕm
úebekelerinde mikrobiyal büyüme oluúumunu engelleme gibi suyu kararlÕ hale
getirebilirler. Buna ek olarak, klor ihtiyacÕnÕ arttÕran ve DYÜ oluúumunda rol alan
öncülerin giderimini de sa÷larlar. (Ritmann ve Sinoeyink, 1984; Namkung ve
Ritman, 1987). AynÕ grup kirleticilerin giderimin de kullanÕlan aktif karbon
adsorpsiyonu ve iyon de÷iúimi gibi prosesler ile karúÕlaútÕrÕldÕklarÕnda, biyolojik
proseslerin inúaatÕ ve iúletimi daha basit
ve genellikle de daha ucuzdurlar
(Ritmann ve Huck, 1989). MikroorganizmalarÕn parçalanma reaksiyonlarÕnda
enzimleri kullanmalarÕ ve arÕtÕm boyunca fazladan pH ve sÕcaklÕk gibi
parametrelerin ayarlanmasÕ gereklili÷inin olmamasÕ bu süreçlerin basitlik ve
ucuzlu÷unu mümkün kÕlmaktadÕr. Bu avantajlarÕnda dolayÕ, biyolojik arÕtma
birçok arÕtÕm tesisinde kullanÕm alanÕna sahiptir.
5.1 Biyolojik Bozunmaya Biyokütlenin Etkisi
Biyolojik arÕtÕmÕn anahtarÕ, istenen reaksiyonlarÕ sa÷layabilecek kadar çok
miktarda biyolojik kütle birikiminin sa÷lanmasÕdÕr. Teorik olarak, daha çok
biyokütle reaksiyonu, daha verimli bir biyolojik arÕtÕm sa÷lar. Biyolojik arÕtÕmda
hücreleri tutma, büyük miktarda biyokütle birikimini sa÷lar. øçme sularÕnda
oldu÷u gibi substrat deriúimi az oldu÷unda, biyokütle geliúimi daha az
miktardadÕr. Hücre tutma genellikle iki yöntemle sa÷lanmaktadÕr. Bunlardan
birincisi atÕk su arÕtÕmÕnda yaygÕn bir úekilde kullanÕlan aktif çamur sistemlerinde
oldu÷u gibi askÕda olan mikroorganizmalarÕn önce floklaútÕrÕldÕ÷Õ ve daha sonra
çöktürülerek tekrar prosesin baúÕndan beslendi÷i tekniktir. økinci yöntem ise katÕ
bir yüzeye biyofilm úeklinde do÷al tutunmadÕr. KatÕ yüzeye tutunma daha kolay
ve daha güvenlidir. DolayÕsÕyla içme suyu arÕtÕmÕ için kullanÕlan birçok biyolojik
arÕtÕmda biyofilm tekni÷i seçilmektedir. Bu teknik, yavaú kum filtrelerini, hÕzlÕ
37
biyofiltrasyonu ve biyolojik olarak aktive edilmiú granüler aktif karbon (GAK)
süreçlerini kapsar (Ritmann ve Huck, 1989).
AtÕk suyun biyolojik arÕtÕmÕnda biyokütlenin etkisi birçok araútÕrmacÕ
tarafÕndan araútÕrÕlmÕútÕr. (Albagnac, 1990; Jewell, 1990; Senthilnathan ve
Ganczarczyk, 1990; Valentis ve Lesavre, 1990; Koch ve ark., 1991). Bu
araútÕrmalar atÕk su arÕtÕmÕnda yüksek biyokütle oluúumu daha yüksek biyolojik
parçalanma hÕzÕna sebep oldu÷unu göstermiútir. AtÕk su arÕtÕm esaslarÕna göre
GAK filtrelerinin daha fazla hücreyi tutabildikleri için, kum filtrelerine veya
antrasit filtrelerine göre daha iyi bir performans gösterebilecekleri söylenebilinir.
Son yirmi yÕldÕr, GAK filtrelerinin içme suyu arÕtÕmÕndaki etkinli÷i üzerine bir
çok araútÕrmacÕ çalÕúmalar yapmÕúlardÕr (Miller ve Rice, 1978; Maloney ve ark.,
1982; Li ve DiGiano, 1983; Bablon ve ark., 1988; Prevost ve ark., 1989, 1991;
Servais ve ark., 1991; Miltner ve Summers, 1992; LeChevallier ve ark., 1992).
Eberhardt 1976 yÕlÕnda yaptÕ÷Õ çalÕúmada, yatÕúkÕn koúullardaki granüler
aktif karbon ve kum filtresindeki TOK giderimlerini karúÕlaútÕrmÕútÕr. Granüler
aktif karbon filtresindeki giderim verimi kum filtresindekine göre çok daha fazla
olmuútur. Bu sonuçtan yola çÕkarak aktif karbon üzerindeki biyoaktivitenin çok
daha hÕzlÕ oldu÷u ortaya konmuútur. Bablon ve ark. (1988) ile LeCevallier ve ark
(1992) yaptÕklarÕ çalÕúmalarda aynÕ sonuca ulaúmÕúlardÕr. Biyolojik olarak aktive
edilmiú aktif karbon filtrelerindeki biyodegredasyon hÕzÕndaki artÕú daha fazla
yüzey alanÕ ve dolayÕsÕyla daha çok birikim yüzeyiyle iliúkilendirilmektedir
(AWWA, 1981; Li ve DiGiano, 1983).
Fakat, Maloney ve ark. (1982)’ yaptÕklarÕ çalÕúmada GAK filtrelerinin
konvansiyonel içme suyu arÕtÕmÕndaki kullanÕmlarÕnda biyolojik degredasyonun
oluúmadÕ÷ÕnÕ göstermiúleridir. Miltner ve Summers (1992), içme suyunda kum,
çift malzemeli (antrasit/kum), ve üç GAK filtresinden oluúan pilot ölçekli bir içme
suyu biyolojik arÕtÕmÕ çalÕúmasÕ yapmÕúlar ve aynÕ temas süresinde GAK
filtresinin kum ve kum-antrasit karÕúÕmdan daha iyi oldu÷unu ortaya
koymuúlardÕr. Bununla birlikte altÕ ay sonra aradaki bu farkÕn çok önemli bir
38
seviyede kalmadÕ÷Õ ve her üç filtre veriminin birbirine yaklaútÕ÷ÕnÕ rapor
etmiúlerdir.
5.2 Temas Süresinin Biyolojik Parçalanma Üzerindeki Etkisi
øçme suyunun biyolojik arÕtÕmÕnda biyofiltre temas süresi en önemli
faktörlerden biridir. YapÕlan biyolojik filtre çalÕúmalarÕnda temas süresi, filtre
hacmine ba÷lÕ olarak ifade edilir ve belli süre boyunca sabit debide filtreden geçen
su miktarÕ yatak hacminin kaç katÕ oldu÷uyla iliúkilendirilir. Bu sebepten dolayÕ
grafiksel yorumlamalarda temas süresinin yanÕnda yatak hacmi (BV, Bed volume)
ifadesi ile de karúÕlaúmak mümkündür. øçme sularÕnÕn biyolojik olarak tam bir
arÕtÕm sa÷layabilmesi için, biyolojik sistemin su ortamÕyla istenen reaksiyonlarÕ
gerçekleútirecek olan mikroorganizmalarÕn birikmesine, bu mikroorganizmalarÕn
faaliyet
gösterebilecek
ortamÕn
hazÕrlanmasÕna
ve
bu
reaksiyonlarÕ
tamamlayabilecek zamanÕn yaratÕlmasÕna ihtiyaç vardÕr (Rittmann ve Huck,
1989). Daha uzun temas süresi daha fazla tamamlanmÕú reaksiyon sonucunu
do÷urur.
Temas süresinin DOM giderimi üzerine etkisi birçok araútÕrmacÕ
tarafÕndan incelenmiútir. Sontheimer ve Hubele (1987) GAK kolanlarÕyla
yaptÕklarÕ çalÕúmada temas süresinin 5 dakikadan 20 dakikaya çÕkarÕlmasÕ ile
biyofiltre kolanlarÕndaki biyolojik aktivitenin ÇOK giderimi olarak % 27’den
%41’e çÕktÕ÷ÕnÕ rapor etmiúlerdir. Buna ek olarak filtrelenme hÕzÕ veya filtre
malzemesinden ba÷ÕmsÕz olarak temas süresinin ÇOK giderimin de önemli bir
parametre oldu÷unu ortaya koymuúlardÕr. LeChevallier ve ark (1992) yaptÕklarÕ
çalÕúmada benzer olarak temas süresinin 5 dakikadan 20 dakikaya çÕkmasÕ ile
toplam asimile edilebilir organik karbon (AOK) seviyesinin ortalama 82 μg/L
seviyesinden 47 μg/L seviyesine düútü÷ünü ortaya koymuúlar ve TOK giderimin
de ise bu verim artÕúÕ %29’dan %51 olarak ortaya çÕkmÕútÕr.
Buna karúÕn Swertfeger ve arkadaúlarÕ (1993) biyofiltre de ÇOK
gideriminin ilk birkaç dakikada gerçekleúti÷ini, bu ilk birkaç dakikadan sonra
39
süreyi arttÕrmanÕn veya anlamlÕ bir etki yaratmadÕ÷ÕnÕ sonuçlarÕnda vermiúlerdir.
Wang ve Summers 1993’te yaptÕklarÕ çalÕúmada biyofiltrede ÇOK gideriminin
hem temas süresi hem de biokütle miktarÕyla iliúkili oldu÷unu göstermiúlerdir.
Ancak,
sularda
bulanan
DOM
çok
farklÕ
organik
bileúiklerden
oluúmaktadÕr. BazÕ DOM türleri ilk birkaç dakikada biyofiltrede biyolojik
bozunmaya u÷rarken bazÕ DOM türleri için çok daha fazla zaman gerekmektedir.
BazÕ bileúikler AOK analizi ile ölçülebilmektedir. BazÕlarÕ ise biodegredasyona
daha dirençlidir. Tüm bu kolay biyobozundurulabilen ve daha dirençli olan
organiklerin ölçümü BDOC (biyolojik parçalanabilir çözünmüú organik karbon)
yöntemiyle test edilebilinir.
Temas süresi biyokütlenin da÷ÕlÕmÕ, mikrobiyal aktivitesi ve biyofiltredeki
mikrobiyal yapÕ üzerinde de etkilidir. AkÕú hÕzÕ ve kesit alanÕ ile verilen filtrede
temas süresinin artmasÕ demek filtre uzunlu÷unun artmasÕ demektir. Artan
biyofiltre uzunlu÷u ile, biyofiltre kolonunun en üst kÕsmÕndaki mikroorganizma
popülasyonu artÕúÕ ile birlikte parçalanabilen ÇOK’un biyofiltrenin ilk kÕsÕmlarda
giderilmesiyle ba÷lÕ olarak, bakteri popülasyonunu azaldÕ÷ÕnÕ ortaya koyan
çalÕúmalar vardÕr (Servais ve ark., 1991; Swerfeger ve ark., 1993). Swertfeger ve
ark. (1993) organik maddelerin biyodegredasyonun biyofiltre derinli÷ine ba÷lÕ
oldu÷unu ortaya koymuúlardÕr. ÇOK ve THMOP’nin filtrenin giriú kÕsmÕnda
büyük
bölümünün
giderildi÷ini
ve
biyokütle
birikiminin
bu
kÕsÕmda
gerçekleúti÷ini ortaya koymuúlardÕr. Aldehit ve ketoasitler gibi kolay bozunabilen
organiklerin tamamÕ filtrenin giriú kÕsmÕnda ve az bir derinlikte giderilebilinir.
Kolay bozundurulabilen organiklerin bu bölgede giderilebilmesinin sebebi,
mikrobiyal
aktiviteyi
ve
bakteri
popülasyonu
türünü
etkileyen
mikroorganizmalara ulaúan substrat miktarÕnÕn filtre derinli÷i (veya filtre hacmi)
ile de÷iúmesidir. Genellikle biyokütle da÷ÕlÕmÕ, mikrobiyal faaliyet ve oluúan
mikroorganizma türleri ile ilgili çok sayÕda kaynak bulunamamaktadÕr.
40
5.3 OzonlamanÕn Biyofiltre Üzerine Etkisi
Ozonlama bu yüzyÕlÕn baúÕndan beri su kaynaklarÕnÕn dezenfeksiyonu için
kullanÕlagelmektedir. Bugün ise ozonlama özellikle avrupada birçok farklÕ amaç
için kullanÕlmaktadÕr (Langlais ve ark., 1991). Bunlardan karúÕmÕza en çok çÕkan
örnek ise ozonlamanÕn birincil dezenfektan olarak kullanÕlarak, organik madde
giderimindeki verimi de arttÕrmasÕ amacÕyla kullanÕmÕdÕr. Son zamanlarda yapÕlan
çalÕúmalarda ön ozonlamanÕn, organiklerdeki ba÷larÕ kÕrarak sudaki bu
organiklerin biyodegredasyonunu ve biyofiltrelerin mikrobiyal aktivitesini
arttÕrdÕ÷ÕnÕ göstermiúlerdir (Langlais ve ark., 1991). Hümik bileúikler içindeki
organiklerin ozonlanmasÕ sonucu bu halkalar kÕrÕlÕr ve daha kolay biyolojik olarak
bozundurulabilen düúük moleküler a÷ÕrlÕklÕ karboksilik asit oluúur (Gilbert, 1983).
Colorado’da yapÕlan plot ölçekli bir çalÕúmada, ozonlama sonrasÕ 15
dakikalÕk temas süresi ile GAK kolonunda elde edilen maksimum verimin ön
ozonlamasÕz sisteme göre %57 daha iyi bir verim oluúturdu÷u ortaya koyulmuútur
(Wayne ve ark., 1984). Hubele (1986) ÇOK giderimin de ozonlamanÕn benzer bir
etkisini göstermiútir. Benzer olarak ozonlamanÕn asimile edilebilir organik
karbonu (AOK) arttÕrdÕ÷Õ birçok araútÕrmacÕ tarafÕndan çalÕúmalar sonucu ortak bir
sonuç olarak karúÕmÕza çÕkmaktadÕr (Reasoner ve Rice, 1989; Huck ve ark., 1989;
van der Kooil ve ark., 1989; Miltner ve ark., 1991). Buna ra÷men, Malleviale ve
Cournairie (1982) yaptÕklarÕ çalÕúmada yavaú kum ve GAK filtrasyonun da ön
ozonlamanÕn filtrasyon veriminde herhangi bir artÕúa neden olmadÕ÷ÕnÕ rapor
etmiúlerdir. OzonlamanÕn organik maddelerin biodegredasyonu ve organik
maddeler ile girmiú oldu÷u reaksiyon mekanizmalarÕ Langlais ve ark., (1991)
yaptÕklarÕ çalÕúmada incelenmiútir. OzonlamanÕn AOK ve biobozundurulabilen
ÇOK konsantrasyonlarÕnÕ arttÕrmasÕ sonucu bu parametrelerin içme suyu arÕtÕm
tesissinde kontrol altÕna alÕnmamasÕ durumunda da÷ÕtÕm úebekelerinde mikrobiyal
büyümeye sebep olmasÕ gibi olumsuz etkileri baú göstermektedir.
41
Ozon
dozunun
organik
maddelerin
biodegredasyonu
üzerine
yapÕlan
çalÕúmalardan; Jago ve Stanfield (1984) yaptÕklarÕ çalÕúmada maksimum AOK
oluúumunun 1 mg/L ozon dozunda gerçekleúti÷ini ortaya koymuúlardÕr.
Ön ozonlamanÕn güçlü bir oksitleyici olarak kullanÕmÕnÕn biofiltre verimini
arttÕrmasÕna ra÷men, organikler ile verdi÷i reaksiyonlar sonucu ozonlama yan
ürünleri oluúabilir. Bilinen ozonlama yan ürünleri aldehitler, ketonlar, karboksilik
asitler, keto asitler ve bromattÕr. Bu ozonlama yan ürünlerinden bromat, ketonlar
ve aldehitler için USEPA tarafÕndan sÕnÕrlama getirilmiútir. Bromür içeren
sularda, ozonlama bromür iyonunu oksitleyerek bromat iyonu oluúumuna sebep
olur (Haag ve Hoigne, 1983).
Geçmiú yÕllarda ozonlama yan ürünlerinin biodegredasyonu hakkÕnda
birçok çalÕúma yapÕlmÕútÕr (Glaze ve ark., 1989; Shukairy ve Summers, 1993).
Shukairy ve Summers (1993) yaptÕklarÕ çalÕúmada birçok ozonlama yan ürününün
kolay bir úekilde biyolojik olarak parçalandÕ÷ÕnÕ ortaya koymuúlardÕr.
42
6. MATERYAL METOD
YapÕlan çalÕúma; basamaklar aúa÷Õdaki gibi sÕralanabilinir;
x
OzonlamanÕn hümik asit çözeltisi ile hazÕrlanmÕú model çözeltide DOM
giderimi ve klorlama sonrasÕ DYÜ oluúum potansiyelleri üzerine etkisinin
incelenmesi,
x
OzonlamanÕn Eskiúehir ili içme ve kullanma suyu kayna÷Õ olarak
kullanÕlan Porsuk nehri suyunda DOM giderimi ve klorlama sonrasÕ DYÜ
oluúum potansiyelleri üzerine etkisinin incelenmesi,
x
Tek baúÕna biyofiltre sisteminin Porsuk suyundan DOM giderimi ve
x
Ozonlama+biyofiltre sisteminin Porsuk suyundan DOM giderimi ve
klorlama sonrasÕ DYÜ oluúum potansiyellerine etkisinin incelenmesi.
6.1 Ham Su Özelikleri
Eskiúehir øli içme ve kullanma suyu kayna÷Õ olarak, Kütahya øli
sÕnÕrlarÕnda do÷up Sakarya nehrine ba÷lanan Porsuk nehri kullanÕlmaktadÕr.
Kütahya ilinin evsel ve endüstriyel atÕksularÕ aynÕ nehre deúarj edilmektedir.
Porsuk nehrinin aúÕrÕ ötröfik bir yüzeysel su kayna÷Õ oldu÷u bilinmektedir (Çevre
Durum Raporu, 2006). Mevcut arÕtma tesisi Õzgaralar, önklorlama,
kimyasal
arÕtÕm, çöktürme ve nihai klorlama basamaklarÕndan oluúmaktadÕr. Deneyler de
kullanÕlan Porsuk
suyu içme suyu arÕtÕma tesisi giriúinden, kaba ÕzgaralarÕn
hemen önünden alÕnan sular ile gerçekleútirilmiútir. Çizelge 6.1’de çalÕúmada
kullanÕlan Porsuk nehrinin özellikleri verilmiútir.
43
Çizelge 6.1 Ham su özellikleri
Parametre
Porsuk Baraj Suyu
(ortalama)
5,587
ÇOK (mg/L)
0,147
UV254 Abs. (cm-1)
2,63
SUVA (L/mgC.m)
pH
7,93
THMOP (μg/L)
462,3
HAAOP (μg/L)
606,7
Alkalinite (mg/L)
326,8
6.2 KullanÕlan Malzemeler
6.2.1 Biyofiltrasyon Kolonu ve Dolgu Malzemeleri
Biyofiltrasyon
çalÕúmasÕnda
Porsuk
suyuna
hiçbir
arÕtma
iúlemi
yapÕlmadan DOM ve DYÜ de÷iúimleri zamana ba÷lÕ olarak inçelenmiú daha
sonra iseaynÕ çalÕúmalar ön ozonlamanÕn biyofiltrasyon verimine etkisi
incelenerek 2 birbirini takip eden basamak kullanÕlmÕútÕr. Bu amaçla 3 farklÕ
malzemeden yapÕlmÕú ve her bir filtre malzemesi birbirine seri ba÷lÕ iki kolon
düzene÷i kurulmuútur. Böylece her filtrasyon malzemesi için iki farklÕ temas
süresi deneyleri yapÕlmÕútÕr. HazÕrlanan biyofiltre kolonlarÕ 2.5cm çapÕnda cam
kolon içine konulan 15 cm yatak yüksekli÷inde malzeme ile doldulurmuútur.
Yatak malzemesinin alt ve üst kÕsmÕna 3 cm’lik cam boncuk konularak kolonda
üniform bir akÕú elde edilmeye çalÕúÕlmÕútÕr.. Yatak malzemesi içinde kalmÕú
olabilecek hava kabarcÕklarÕ kanallanmaya yol açaca÷Õ için kolonlar hazÕrlanÕrken
yatak malzemesi içinde hiçbir hava kabarcÕ÷Õ kalmamasÕna özen gösterilmiútir
ùekil 6.1 de hazÕrlanan bir kolon ve ùekil 6.2’de biyofiltre sisteminin tamamÕ
görülmektedir. ÇalÕúma laboratuar úartlarÕnda (T = 20ºC) kesintisiz olarak
yapÕlmÕútÕr.
44
ùekil 6.1 Bir biyofiltre kolonu
ùekil 6.2 Biyofiltre sistemi
45
ùekil 6.3 Kurulan üç farklÕ malzemeye sahip biyofiltre sistemlerinin ortak úemasÕ
HazÕrlanan kolonlardan 2 ay boyunca ham su ile beslenerek malzemeler
üzerinde mikroorganizma üremesi sa÷lanmÕútÕr. 2 ay boyunca 184320 yatak
hacminde (BV)’ ham su filtrelere beslenmiútir.
Oluúturulan kolonlarda biyofiltre malzemesi olarak kum, ticari aktif
karbon ve zeolit kullanÕlmÕútÕr ve her malzeme için 2 kolon seri úekilde
ba÷lanarak 15 ve 30 dakikalÕk temas süresi gözlemlenmiútir. ùekil 6.3’te tek bir
malzeme için kurulan biyofiltre sisteminin bir úemasÕ görülmektedir ve her üç
dolgu malzemesi için aynÕ sistem ayrÕ ayrÕ kurulmuútur. Her malzeme için ayrÕ bir
peristaltik pompa ile akÕú sa÷lanmÕú ve bu pompalar ile 6 aylÕk çalÕúma süresince
5mL/dak debiyle su beslenmiútir. ùekil 6.2’de sÕrasÕyla kum, aktif karbon ve zeolit
biyofiltre düzeneklerini oluúturan 2 úer kolonlu sistemin tamamÕ görülmektedir.
ùekilde üç farklÕ biyofiltre sistemi bir arada görülmekle birlikte, aslÕnda her
sistemin (kum, aktif karbon ve zeolit) kendine ait bir peristaltik pompasÕ, giriú
çÕkÕú boru ba÷lantÕlarÕ ve numune alma musluklarÕ bulunmaktadÕr. Zeolit ve kum
malzemeleri kolonlara doldurulmadan önce elek analizinden geçirilmiú,
üniformluk katsayÕsÕ ve d10 etkin boyut özellikleri belirlenmiútir. SÕrasÕyla ùekil
6.4 ve ùekil 6.5’te kum ve zeolit için yapÕlan elek analizi grafikleri görülmektedir.
46
60
50
40
30
20
10
0
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
1,6
1,8
2
4
4,5
ùekil 6.4 Kum elek analizi
110
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
ùekil 6.5 Zeolit elek analizi
Aktif karbon (Lungi- Hydroflin 30S) ticari olarak temin edildi÷i için
herhangi bir elek analizine tabi tutulmamÕú ve üretici firma tarafÕndan Çizelge
6.2’de gösterilen özellikler esas alÕnarak filtre kolonu oluúturmada kullanÕlmÕútÕr.
47
Çizelge 6.2 Aktif Karbon Fiziko-Kimyasal Özellikleri
Yo÷unluk (g/cm3)
0,45-0,5
Nemlilik (%)
2-8
Kül øçeri÷i (%)
4-6
Sertlik (%)
90-100
øyodür øçeri÷i (mg/g)
1000-1100
2
Spesifik Yüzey AlanÕ (m /g)
1050-1150
Etkin Boyut (mm)
0,6-2,36
Üniformluk KatsayÕsÕ
< 1,5
6.2.2 Hümik Asit
ÇalÕúmada 10, 25 ve 50 mg/L’lik deriúimlerde hazÕrlanan hümik asit (H.A)
çözeltileri model çözelti olarak ozonlama deneylerinde kullanÕlmÕútÕr. Çözeltiler
Fluka marka 500 gr’lÕk hümik asitin ultra saf su ile belli miktarlarÕnÕn çözülmesi
ile elde edilmiútir. Çözelti hazÕrlama iúleminde herhangi bir asit veya baz
kullanÕlmamÕú ve çözelti uzun süre karútÕktan sonra filtre ka÷ÕdÕndan süzülerek
öyle kullanÕlmÕútÕr. Çizelge 6.3’te üç farklÕ deriúimdeki hümik asit çözeltilerinin
baúlangÕç de÷erleri verilmiútir.
Çizelge 6.3. 10, 25 ve 50 mg/L’lik hümik asit çözeltileri baúlangÕç özellikleri
Hümik
Asit
10 mg/L
25 mg/L
50 mg/L
UV254 cm-1
0,16
0,51
1,01
VøS400
0,04
0,13
0,26
TOK, mg/L
2,25
5,96
14,01
ÇOK, mg/L
2,12
4,74
8,78
SUVA, L/mg.m
7,41
10,70
11,53
THMFP, μg/L
197,83
725,11
1415,98
HAAFP, μg/L
334,07
943,83
1943,93
Parametre
48
6.3 Deneysel Prosedür
OzonlamanÕn biyofiltrasyon verimi üzerine ve DYÜ oluúumu üzerine
etkisinin incelendi÷i bu çalÕúmada do÷al kaynak olarak Porsuk suyu, ve yine
ozonlamanÕn NOM parçalanmasÕ ve giderimi üzerine etkisinin incelendi÷i
bölümde model çözelti olarak hümik asit çözeltisi kullanÕlmÕútÕr. Ozonlama ve
NOM arasÕndaki etkileúimi ve klorlama sonrasÕnda DYÜ oluúumundaki de÷iúimi
irdeleyebilmek için deneyler esnasÕnda VøS400, UV254, TOK, ÇOK ölçümleri
yapÕlmÕú ve SUVA hesaplamasÕna geçilmiútir.
6.3.1 Ozonlama Sistemi
Ozonlama deneylerinde oksijen kayna÷Õ olarak oksijen tüpü, Ozone Safe
marka ozon jeneratörü ile 23,5 cm çapÕnda, 71,5 cm yüksekli÷indeki krom-nikel
reaktör kullanÕlarak 25L su hacmi ozonlanmÕútÕr. Gaz fazdaki ozonun, sÕvÕ ortama
daha iyi geçebilmesi için reaktörde poröz yapÕya sahip difizör kullanÕlmÕú ve tüpjeneratör-reaktör arasÕndaki bütün ba÷lantÕlarda teflon hortumlar kullanÕlmÕútÕr.
ùekil 6.6’te ozonlama düzene÷i ayrÕntÕlÕ biçimde temsili olarak, ùekil 6.7’te ise
kullanÕlan düzenek görülmektedir.
ùekil 6.6 Ozonlama düzene÷i
49
ùekil 6.7 Ozon jeneratörü ve reaktörü
Ozon jeneratöründe oluúturulan ozon gazÕ miktarÕ Standart Metod 2350 E
metoduna göre belirlenmiútir. Metoda göre 200 ml’den az olmamak kaydÕyla KI
(potasyum iyodür) ile doldurulan yÕkama úiúelerine belli süre ozon gazÕ
uygulanmÕú daha sonra yÕkama úiúesinden alÕnan örne÷e 10 ml 2N H2SO4
eklenerek 0,005 N sodyum tiosülfat ile titre edilmiú ve dönüm noktasÕna
yaklaúÕldÕ÷Õ
zaman
1-2ml
kadar
niúasta
çözeltisi
eklenerek
titrasyon
tamamlanmÕútÕr. Buradan üretilen ozon gazÕ miktarÕ denklem 6.1’deki formüle
göre hesaplanmÕútÕr.
N * V * 2400
t
mg O3/dak
(6.1)
Burada;
N = Sodyum Tiyosülfat Normalitesi (N)
V = Harcanan titrant hacmi (ml)
T = Ozonlama yapÕlan süre (dak)
Sisteme verilen ozon miktarÕnÕn arttÕrÕlmasÕ veya azaltÕlmasÕ beslenen oksijen
miktarÕ ayarlanarak yapÕlmÕútÕr.
50
6.3.2 TOK ve ÇOK Ölçümleri
SularÕn NOM içeri÷ini gösteren parametrelerden ikisi olan TOK ve ÇOK
parametreleri alÕnan bütün numunelerde ölçümleri yapÕlmÕútÕr. Ölçümler Standart
Metod 3510 B metoduna göre Shimadzu marka VCPH-5000 model TOK
analizöründe otosampler kullanÕlarak uçurulamayan organik karbon (NPOC)
esasÕna göre yapÕlmÕútÕr. ÇOK ölçümleri ise aynÕ metoda göre numuneler
0,45μm’lik filtreden süzüldükten sonra gerçekleútirilmiútir.
TOK ve ÇOK
ölçümlerinde kullanÕlan cam malzemelerin temizli÷ine çok özen gösterilmiú,
vialler kullanÕlmadan önce 1 gün 0,5 N H2SO4 çözeltisinde bekletilmiú, daha
sonra kaynar su, çeúme suyu ve ultra saf su ile yÕkanÕp ve etüvde kurutularak
kullanÕlmÕútÕr. Kalibrasyon çözeltisi hazÕrlamada kullanÕlan balon jojeler
kesinlikle baúka hiçbir iúlem esnasÕnda kullanÕlmamÕútÕr.
6.3.3 VøS400, UV254 Ölçümleri ve SUVA HesaplamasÕ
ArÕtma tesislerinde kullanÕlan ozonlama sisteminin dezenfektan ve
organikleri oksitleme kapasitesinin yanÕnda çok iyi bir renk-koku giderici olarak
kullanÕldÕ÷Õ bilinmektedir. ÇalÕúmada ozonlama sonrasÕ renkteki de÷iúimleri
gözlemleyebilmek için Hach-Lange DR-5000 marka spektrofotometrede 400nm
de VøS400 ölçümleri gerçekleútirilmiútir. SularÕnda DOM göstergesi olarak
kullanÕlan UV254 ölçümleride aynÕ spektrofotometrede Standard Methods 5910 B
metoduna göre yapÕlmÕútÕr. Spektrofotometre ölçümlerinden önce numuneler
0,45μm’lik filtreden süzülerek askÕda katÕlarÕn giriúim yapmalarÕ engellenmiútir.
SUVA ise suyun hidrofilik ve hidrofobik karakteristi÷i hakkÕnda yön
gösteren bir parametredir. Bu parametre UV254 miktarÕnÕn ÇOK’a bölünmesi ile
elde edilir ve L/mg.m birimiyle ifade edilir. Bu iúlemden anlaúÕlaca÷Õ üzere
SUVA sudaki çözünmüú organiklerin aromatikli÷inide gösterir.
51
6.3.4 THMOP ve HAAOP Ölçümleri
NOM içeren sularda klorla dezenfeksiyon sonrasÕ oluúan yan ürünlerden
ikisi THM ve HAA’dÕr. ÇalÕúmada ozonlama yapÕlmÕú sularÕn THM ve HAA
oluúturma potansiyelleri belirlenmiútir. Çizelge 6.4’te bu analizler için kullanÕlan
kolonun özellikleri ve analiz úartlarÕ görülmektedir .
Çizelge 6.4 THM ve HAA ölçümlerinde kullanÕlan kolonun özellikleri
Marka
Agilent
Model
DB - 5.625
Maksimum SÕcaklÕk
325 ºC
Normal Uzunluk
30 m
Çap
250 μm
Film kalÕnlÕ÷Õ
0,25 μm
Mod
Sabit AkÕú
THMOP, Standart Metod 5710 B metoduna göre yapÕlmÕútÕr. KlorlamasÕ
yapÕlacak ozonlanmÕú numuneler 111ml’lik úiúelerin yarÕsÕna kadar doldurulmuú
fosfat tamponu eklenerek pH 7 ayarlandÕktan sonra örnek hacmine göre 7 gün
sonra içinde 2 mg/L’lik kalÕntÕ klor kalacak úekilde hesaplanan sodyum hipoklorit
ile klorlanmÕú ve hiç boúluk kalmayacak úekilde doldurularak a÷zÕ kapatÕlmÕútÕr. 7
günlük inkübasyon süresi, arÕtma tesisi çÕkÕúÕndan úebekenin en ucundaki kullanÕcÕ
noktasÕna su gelinceye kadarki süreyi temsil etmektedir. 7 Gün boyunca 25ºC’de
karanlÕkta bekletilmiútir. 7 günün sonunda kalÕntÕ kloru sodyum sülfit ile giderilen
numuneler EPA 551.1 metoduna göre sÕvÕ-sÕvÕ ekstraksiyon ile Agilent 6810N
marka Gaz Kromatografide μ-ECD dedektör kullanÕlarak ölçümler yapÕlmÕútÕr.
EPA metoduna göre 35 ml alÕnan numuneye 400ºC’de 3 saat úartlandÕrÕlan
sodyum sülfat eklenmiú ve karÕúÕncaya kadar çalkalanmÕútÕr. Bütün sodyum sülfat
çözündükten sonra 3 ml n-pentan eklenerek 1 dakika hÕzlÕ bir úekilde çalkalanmÕú
ve örnek içindeki kloroform, bromodiklorometan, dibormoklorometan ve
52
bromoform gibi THM türleri çözücü içine alÕnarak GC’ye enjekte edilmiútir.
Kalibrasyon için karÕúÕm halindeki standart kullanÕlmÕútÕr (AccuStandard, Ine.
New Haven, CT). Çizelge 6.5’te THM ölçümlerinde kullanÕlan sÕcaklÕk programÕ
görülmektedir. FÕrÕnÕn baúlangÕç sÕcaklÕ÷Õ 40 ºC olarak 5 dakikalÕk bekleme süresi
olarak belirlenmiútir.
Çizelge 6.5 THM ölçümleri için kullanÕlan sÕcaklÕk programÕ
HÕz
Son SÕcaklÕk
Bekleme Süresi
5 ºC
80 ºC
0 dak.
20 ºC
150 ºC
3,5 dak
HAAOP benzer úekilde Standart Metod 5710 B metoduna göre aynÕ
klorlama ve inkübasyon iúlemlerine tabi tutulan örnekten alÕnan numunelerin EPA
551.2 metoduna göre ekstraksiyonu ile yapÕlmÕútÕr. HAA numunelerinin sÕvÕ-sÕvÕ
ekstraksiyonu için 25 ml örnek alÕnmÕú, 2 ml H2SO4 eklendikten sonra, 8 gr
úartlandÕrÕlmÕú sodyum sülfat eklenmiú ve 4 ml MTBE eklenip 3 dakika
çalkalanarak üst kÕsÕmda organik fazÕn oluúmasÕ beklenmiútir. Oluúan organik
fazdan alÕnan 3 ml örnek baúka bir viale aktarÕlmÕú ve üzerine 3 ml asidik metanol
( %10 H2SO4 - %90 Metanol) eklenerek 2 saat 50ºC su banyosunda bekletilmiútir.
2 saatin sonunda oda sÕcaklÕ÷Õna gelen numuneler üzerlerine 7 ml 150mg/L’lik
Sodyum sülfat ve 2 ml doygun sodyum bi karbonat çözeltisi eklenerek hafifçe
çalkalanmÕú ve üst fazdan enjeksiyon yapÕlmÕútÕr. Kalibrasyon için karÕúÕm
halindeki standart kullanÕlmÕútÕr (AccuStandard, Ine. New Haven, CT). Çizelge
6.6’te HAA ölçümlerinde kullanÕlan sÕcaklÕk programÕ görülmektedir. FÕrÕnÕn
baúlangÕç sÕcaklÕ÷Õ 40 ºC olarak 10 dakikalÕk bekleme süresi olarak belirlenmiútir.
Çizelge 6.6 HAA ölçümleri için kullanÕlan sÕcaklÕk programÕ
HÕz
Son SÕcaklÕk
Bekleme Süresi
2,5 ºC
65 ºC
0 dak.
10 ºC
85 ºC
0 dak.
20 ºC
205 ºC
0 dak.
53
Kalibrasyon kontrollerinin ardÕndan THM ve HAA bileúikleri için GC
cihazÕnÕn dedeksiyon limiti belirlenmiútir. Dedeksiyon limitini belirleyebilmek
amacÕyla cihazda her bileúik için Sinyal / Gürültü (S/N) oranlarÕ hesaplanmÕú,
daha sonra Sinyal / Gürültü oranÕnÕn 3’e eúit oldu÷u deriúimler belirlenmiútir. Bu
noktalar THM ve HAA bileúikleri için Dedeksiyon Limitleri’ni (LOD)
vermektedir. LOQ de÷erleri ise kabul edilebilir do÷rulukta ve tekrarlanabilirlikte
ölçülebilen en düúük deriúimler olarak ifade edilmekte, analitik olarak Sinyal /
Gürültü oranÕnÕn 10’a eúit oldu÷u deriúimlerin belirlenmesiyle hesaplanmaktadÕr
(Karakaú, 2006). Hesaplanan metod dedeksiyon limitleri (LOD’ler) ve metod
hesaplama limitleri (LOQ’lar) Çizelge 6.7’da gösterilmektedir.
Çizelge 6.7. THM ve HAA bileúikleri için hesaplanan LOD ve LOQ de÷erleri
HAA
THM
DYÜ'ler
S/N
LOD(μg/L)
LOQ(μg /L)
Monokloroasetik Asit
Monobromoasetik
Asit
1632,5
0,0138
0,0459
984,8
0,0152
0,0508
Dikloroasetik Asit
2198,2
0,0102
0,0341
Trikloroasetik Asit
393,9
0,0190
0,0635
Dibromoasetik Asit
283,8
0,0264
0,0881
Kloroform
57,5
0,8348
2,7826
Bromodiklorometan
908,3
0,0528
0,1762
Dibromoklorometan
860,2
0,0558
0,1860
Bromoform
336,4
0,1427
0,4756
HAA ve THM analizlerinde kullanÕlan cam malzemelerinde temizliklerine
büyük önem gösterilmiú iúlem sonrasÕnda çÕkan kirli vialler hemen kaynar suda 12 saat bekletilmiú, daha sonra deterjanlÕ suda iyice yÕkanÕp, çeúme suyu ve saf su
ile durulandÕktan sonra metanolden geçirilip son olarak saf su ile durulanmÕútÕr.
54
7. BULGULAR
7.1 OzonlamanÕn Hümik Asit Üzerine Etkisi
OzonlamanÕn DOM karakterizasyonu ve DYÜ oluúumuna etkisinin
anlaúÕlabilmesi için öncelikle üç farklÕ deriúimde hazÕrlanan hümik asit model
çözeltileriyle çalÕúmalar yapÕlmÕútÕr. Burada amaç deiyonize saf su ve sadece
hümik asit içeren çözeltide ozonlamanÕn ne tür bir etki yarattÕ÷Õ ve di÷er
parametreler olmaksÕzÕn sadece içinde hümik asit olan suda DOM giderimi
üzerinde ne kadar etkin oldu÷unu ortaya koyabilmek ve bu DOM giderimi ile
klorlama sonrasÕ ne kadar DYÜ oluúumunun engellendi÷ini ortaya çÕkarabilmek
amaçlÕ yapÕlmÕútÕr. Üç farklÕ konsantrasyonda hümik asit çözeltisi hazÕrlanarak
DOM içeri÷i olarak farklÕ karakterizasyona sahip yüzeysel sularda DOM miktarÕ
arttÕkça veya azaldÕkça ozonlamanÕn nasÕl bir tepki verece÷i ortaya koyulmaya
çalÕúÕlmÕútÕr.
0,3
VøS 400, cm-1
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
0
2
4
6
8
10
12
14
Ozon Dozu, mg Ozon/mgTOK
10 mg/L
25 mg/L
50 mg/L
ùekil 7.1 Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde renk giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.1’de 10, 25 ve 50 mg/L deriúimindeki hümik asit çözeltilerinin
ozonlanmasÕ sonucu VøS400 de÷erindeki de÷iúim görülmektedir. Görünür bölgede
400 nm dalga boyundaki absorbans rengin bir göstergesidir ve 350 nm’den daha
55
büyük dalga boylarÕnda belirgin bir absorbansÕn alÕnmamasÕ bu suyun renk
içermedi÷i anlamÕna gelmektedir (Kitiú ve ark., 2001). 50 mg/L hümik asit
çözeltisinde 60 dakikada elde edilen maksimum ozon dozu olan 7,2
mgO3/mgTOK de÷erinde baúlangÕç VøS400 de÷eri olan 0,26 ‘dan %38 lik giderim
ile 0,16 de÷erine düútü÷ü gözlemlenmiútir. 25 mg/L hümik asit çözeltisinde aynÕ
oksijen gazÕ debisinde 60 dakika sonunda elde edilen maksimum ozon dozu 11,3
mgO3/mgTOK olmuú ve burada baúlangÕç VøS400 de÷eri 0,132 Abs’den 0,066
Abs’ye düúürülerek %55 giderim elde edilmiútir. 10 mg/L deriúimindeki hümik
asit çözeltisinde ise 17mgO3/mgTOK de÷erinde %100 giderim sa÷lanarak VøS400
de÷erine göre renksiz bir su elde edilmiútir. ÇalÕúmada ozon üretmek için
kullanÕlan oksijen gazÕ debisinin ve ozon jeneratörünün aynÕ olmasÕna ra÷men
aynÕ temas süresinde farklÕ ozon dozlarÕnÕn elde edilmesi çözeltideki hümik asit
miktarÕyla de÷iúen TOK de÷erine ba÷lÕdÕr. DolayÕsÕyla yüksek konsantrasyonda
TOK içeren sularda aynÕ ozonlama temas süresinde daha düúük TOK içeren sulara
göre birim TOK baúÕna daha düúük miktarlarda ozon dozu elde edilmektedir.
1,2
UV254, cm-1
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
0
2
4
6
8
10
12
14
10 mg/L
25 mg/L
50 mg/L
ùekil 7.2 Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde UV254 giderimi üzerine etkisi
Literatürde 254 nm dalga boyunda ölçülen UV254 de÷erinin sularÕn
aromatik yapÕsÕnÕn bir göstergesi olarak geçmektedir. DolayÕsÕyla UV254 de÷eri ne
kadar yüksek ise sudaki aromatik yapÕ o kadar fazla ve dolayÕsÕyla DOM içeri÷i o
56
kadar yüksek anlamÕna gelmektedir. 10 mg/L, 25 mg/L ve 50 mg/L deriúimindeki
hümik asit çözeltilerinde farklÕ ozon dozlarÕnda bu çözeltilerdeki UV254 de÷iúimi
ùekil 7.2’de görülmektedir. ùekilden görüldü÷ü üzere en hÕzlÕ giderim 50 mg/L
hümik asit çözeltisinde 7,2 mgOzon/mgTOK ozon dozunda %30’luk giderim ile
gerçekleúmiútir. 25 mg/L ve 10 mg/L’lik hümik asit çözeltilerinde bu doza yakÕn
ozon dozlarÕnda sÕrasÕyla yaklaúÕk olarak %22 ve %29 olarak görülmektedir. Bu
sonuçlar ÕúÕ÷Õnda ozonlama ile aromatik yapÕnÕn parçalanmasÕ esnasÕnda kirletici
deriúiminin çok önemli bir role sahip olmadÕ÷Õ söylenebilir.
25,00
% Giderim TOK
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
0
2
4
6
8
10
12
14
10 mg/L
25 mg/L
50 mg/L
ùekil 7.3 Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde TOK giderimi üzerine etkisi
TOK miktarÕ su içindeki organik maddenin niceli÷i hakkÕnda bilgi sahibi
olunmak için kullanÕlan bir parametredir. TOK analizinde asit ve yüksek sÕcaklÕk
sa÷layan bir fÕrÕnda organiklerin tamamÕnÕn parçalanarak CO2 son ürünün çÕktÕ÷Õ
yanma reaksiyonu gerçekleúmektedir. DolayÕsÕyla TOK de÷eri sudaki organik
maddelerin miktarÕnÕ göstermektedir. Literatürde genel olarak ozonlama ile farklÕ
su kaynaklarÕnda ve model çözeltilerde %10 civarÕnda bir verim elde edilmek ile
beraber Teksoy A. ve arkadaúlarÕnÕn 2007 yÕlÕnda yaptÕklarÕ çalÕúmada %15 ile
%29 arasÕna de÷iúen TOK giderimi elde etikleri görülmektedir. ùekil 7.3’ten
görüldü÷ü üzere bu çalÕúmada yapÕlan 10mg/L, 25mg/L ve 50 mg/L’lik
çözeltilerde sÕrasÕyla elde edilmiú olan maksimum ozon dozlarÕ olan 32
57
mgozon/mgTOK, 11 mgozon/mgTOK ve 7 mgozon/mgTOK dozlarÕndaki TOK
giderimleri sÕrasÕyla %16, %18 ve %12 olarak gerçekleúmiútir.
10
9
ÇOK, mg/L
8
7
6
5
4
3
2
1
0
0
2
4
6
8
10
12
14
10 mg/L
25 mg/L
50 mg/L
ùekil 7.4 Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde ÇOK giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.4’te farklÕ ozon dozlarÕnda ÇOK giderimleri görülmektedir. ÇOK
parametresi numunelerin 0,45 μm gözenek çapÕna sahip filtreden süzülerek elde
edilen sularÕn TOK cihazÕnda analizi ile elde edilen bir parametredir. Bu
parametre sudaki çözünmüú halde bulunan organik yapÕnÕn bir göstergesi olmasÕ
sebebiyle ozonlama sonrasÕ biyofiltre çalÕúmalarÕnda büyük önem taúÕmaktadÕr.
Genel olarak ÇOK miktarÕ TOK miktarÕnÕn %85-%90’Õ kadarlÕk bir kesri
oluúturmaktadÕr. ùekilde yine küçükten büyü÷e hümik asit deriúimlerinde
maksimum ozon dozlarÕnda sÕrasÕyla %16, %15 ve %16’lÕk giderimler elde
edilmiútir. Ozon dozu arttÕkça TOK ve ÇOK miktarlarÕndaki azalmada orantÕlÕ
olarak artacaktÕr. Ancak burada önemli olan hem ekonomik hem de
uygulanabilirlik açÕsÕndan amaca yönelik olarak organik madde gideriminin ne
kadar olmasÕ gerekti÷i ve buna ba÷lÕ olarak uygulanmasÕ gereken ozon dozunun
belirlenmesi gereklili÷idir.
58
14
SUVA, L/mg.m-1
12
10
8
6
4
2
0
0
2
4
6
8
10
12
14
10 mg/L
25 mg/L
50 mg/L
ùekil 7.5 Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde SUVA giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.5’te ozonlama ile SUVA parametresindeki de÷iúim görülmektedir.
SUVA de÷erleri suyun hidrofilik (suyu seven) yada hidrofobik (suyu sevmeyen)
oldu÷unu saptamakta kullanÕlÕr. SUVA de÷erleri 2 L/mg.m’den küçük ise bu
suyun hidrofilik, 2-4 L/mg.m arasÕnda ise her iki özelli÷i de koruyan yani hem
hidrofobik hem de hidrofilik ve 4 L/mg.m’den büyük ise hidrofobik bir yapÕya
sahip oldu÷unu gösterir (Kitiú ve ark. 2001). HazÕrlanan her üç hümik asit
çözeltisininde SUVA de÷eri çok yüksektir ve hidrofilik yapÕlarÕ çok kuvvetlidir.
10 mg/L’lik hümik asit çözeltisinde baúlangÕç SUVA de÷eri 7,4 L/mg.m iken
ozon dozunun 16 mgozon/mgTOK de÷erine artmasÕ ile birlikte SUVA de÷eri 3,5
L/mg.m de÷erine düúerek hidrofilik yapÕ , yarÕ hidrofilik yarÕ hidrofobik yapÕya
dönüútürülmüútür. 25 mg/L ve 50 mg/L hümik asit çözeltilerinde baúlangÕç SUVA
de÷erleri sÕrasÕyla 10,6 L/mg.m ve 11,5 L/mg.m de÷erlerinden uygulanan
maksimum ozon dozlarÕnda ancak 7,8 L/mg.m ve 9,7 L/mg.m de÷erlerine
indirgenebilmiútir. Bu sonuçta bu yo÷unluktaki hümik asit çözeltilerindeki
hidrofobik yapÕnÕn kÕrÕlamadÕ÷ÕnÕ görülmektedir.
59
1600
1400
TTHM, ug/L
1200
1000
800
600
400
200
0
0
2
4
6
8
10
12
14
10 mg/L
25 mg/L
50 mg/L
ùekil 7.6 Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde TTHM giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.6’da ozon dozuna karúÕlÕk farklÕ deriúimlerdeki hümik asit
çözeltilerinde oluúan THM miktarÕndaki de÷iúim görülmektedir. 50 mg/L’lik
hümik asit çözeltisinin önceki grafiklerden hatÕrlanaca÷Õ üzere yüksek olmasÕ, bu
çözeltini hem hidrofobik bir yapÕya, hem de yüksek oranda aromatik yapÕ
içerdi÷ini göstermektedir. AynÕ çözeltide baúlangÕç THM deriúimi 1415 μg/L iken
ozon dozunun 7,2 mgozon/mgTOK seviyesine çÕkmasÕ ile %37 giderim
sa÷lanarak 887 μg/L seviyesine düúürülmüútür. 25mg/L’lik hümik asit
çözeltisinde ise baúlangÕç THM deriúimi 725 μg/L’den %48’lik giderim ile 376
μg/L olarak ölçülmüútür. 10 mg/L’lik çözeltide ise 197 μg/L baúlangÕç THM
deriúim % 66’lÕk giderim ile 67 μg/L seviyesine inmiútir. THM ve HAA çeúitli
Avrupa mevzuatlarÕnda ve USEPA tarafÕndan sÕnÕrlama getirilmiú olan önemli iki
DYÜ’dür. øçme ve kullanma sularÕnda klorlama sonrasÕ oluúan bu yan ürünlerin
artÕk kansorejen yapÕya sahip olduklarÕ bilinmekte ve arÕtma tesislerinde bu
bileúiklere karúÕ önlemler alÕnmaktadÕr. Ozonlamada yukarÕdaki grafikten
görüldü÷ü üzere bu amaca yönelik olarak kullanÕlabilecek bir alternatif oldu÷unu
göstermiútir. Zaten hali hazÕrda Amerika’da ve Avrupa’da bu amaç için ozonlama
kullanÕmÕ söz konusudur. DYÜ oluúumunda pH önemli bir parametredir ve
yapÕlan çalÕúmada ozonlama süreci sonrasÕda ozon dozu arttÕkça her üç
çözeltininde pH de÷erinde düúme görülmüútür. Örne÷in 25 mg/L’lik hümik asit
60
çözeltisinde baúlangÕç pH de÷eri 7,3 iken ozon dozunun 11,3 mgozon/mgTOK
olmasÕ ile pH 6’ya kadar düúmüútr.
2500
THAA, ug/L
2000
1500
1000
500
0
0
2
4
6
8
10
12
14
10 mg/L
25 mg/L
50 mg/L
Do÷rusal (50 mg/L)
ùekil 7.7 Ozon dozunun farklÕ hümik asit deriúimlerinde THAA giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.7’da ozon dozuna karúÕlÕk farklÕ deriúimlerdeki hümik asit
çözeltilerinde oluúan HAA miktarÕndaki de÷iúim görülmektedir. 50 mg/L’lik
hümik asit çözeltisinin önceki grafiklerden hatÕrlanaca÷Õ üzere yüksek olmasÕ, bu
çözeltinin hem hidrofobik bir yapÕya, hem de yüksek oranda aromatik yapÕ
içerdi÷ini göstermektedir. AynÕ çözeltide baúlangÕç HAA deriúimi 1943 μg/L iken
ozon dozunun 7,2 mgozon/mgTOK seviyesine çÕkmasÕ ile %11 giderim
sa÷lanarak 1722 μg/L seviyesine düúürülmüútür. 25mg/L’lik hümik asit
çözeltisinde ise baúlangÕç HAA deriúimi 943 μg/L’den %10’lik giderim ile 845
μg/L olarak ölçülmüútür. 10 mg/L’lik çözeltide ise 334 μg/L baúlangÕç THM
deriúim % 60’lÕk giderim ile 134 μg/L seviyesine inmiútir.
Hem HAAOP, hem de THMOP deneylerinde 25 mg/L ve 50 mg/L hümik
asit çözeltilerinde oluúan DYÜ deriúimleri çok yüksektir. Bu çözeltiler model su
olduklarÕ ve yo÷un biçimde hümik asit içerdikleri için bu sonuç normaldir. Ancak
ozonlamanÕn özellikle THM gideriminde yüksek bir verim sa÷lamasÕ DYÜ
giderimi açÕsÕndan bir çözüm olmasÕnÕ ortaya koymaktadÕr.
61
250
THM, ug/L
200
150
100
50
0
0,0
2,4
4,7
7,8
10,7
11,0
16,9
22,7
24,9
32,5
kloroform
bromodiklorometan
dibromoklorometan
bromoform
ùekil 7.8 Ozon dozunun 10 mg/L hümik asit deriúiminde THM türleri üzerine etkisi
ùekil 7.8’te 10 mg/L hümik asit çözeltisinin THMOP deneyleri sonucu
oluúan ve ozonlama ile giderilebilen THM türleri görülmektedir. Ultra saf su ve
hümik asit ile hazÕrlanan model çözeltide bromür iyonu olmamasÕndan dolayÕ
sadece üç klorlu yapÕ olan kloroform (CHCl3) oluúmakta, bromodiklorometan
(CHBrCL2) yok denecek kadar az, dibromoklorometan (CHBr2CL) ve bromoform
(CHBr3) hiç oluúmamaktadÕr. Ozon dozu arttÕkça kloroform miktarÕnda %66
giderim ortaya çÕkmÕú ve model suda 66 μg/L’lik deriúim ile karúÕ karúÕya
kalÕnmÕútÕr. 22,7 mgozon/mgTOK ozon dozundan sonra doz arttÕkça anlamlÕ bir
de÷iúim ortaya çÕkmamÕútÕr.
ùekil 7.9’da ise oluúan HAA türleri görülmektedir. THM türlerindekine
benzer úekilde sadece klorlu yapÕlar oluúmuú ve ozonlanÕn oksitleme kapasitesi ile
bu yapÕlarda de÷iúim görülmüútür. Oluúsan HAA türlerinden en büyük kesri
trikloroasetik asit (TKAA) oluúturmakta, yine belirgin bir oranda dikloroasetik
asit (DKAA) oluúmaktadÕr. Ham model suda baúlangÕçta hiç monokloroasetik asit
(MKAA) oluúmamÕútÕr. OzonlamanÕn etkisiyle TKAA parçalanarak, belli
miktarda DKAA ve MKAA oluúmuútur. MKAA ilk olarak 10,7 mgozon/mgTOK
ozon dozundan sonra oluúmaya baúlamÕútÕr. TKAA’nÕn baúlangÕç deriúimi 235
μg/L iken ozon dozu 32,5 mgozon/mgTOK oldu÷unda bu de÷er %80 lik giderim
62
ile 47 μg/L seviyesine düúmüútür. Ancak az öncede belirtildi÷i üzere ozon dozu
arttÕkça en son ozon dozu deriúimde MKAA deriúimi 27 μg/L olarak ölçülmüú,
DKAA ise ozon dozu artÕmÕ ile birlikte salÕnÕm göstermiútir. Bu sonuçlar ÕúÕ÷Õnda
ozonlama ile TKAA’nÕn belli kÕsmÕnÕn tamamen parçalandÕ÷ÕnÕ ve belli
kÕsmÕnÕnda DKAA ve MKAA’ya dönüútü÷ünü söyleyebiliriz.
250
HAA, ug/L
200
150
100
50
0
0,0
2,4
4,7
7,8
10,7
11,0
16,9
22,7
24,9
32,5
MCAA
MBAA
DCAA
TCAA
DBAA
ùekil 7.9 Ozon dozunun 10 mg/L hümik asit deriúiminde HAA türleri üzerine etkisi
25 mg/L hümik asit çözeltisi ile oluúan DYÜ türleri ùekil 7.10’da THM
türleri olarak ve ùekil 7.11’de HAA türleri olarak verilmiútir. ùekil 7.10’da yine
sadece kloroformun oluútu÷u ve baúlangÕç kloroform deriúiminin 724 μg/L’den
ozonlama ile 375 μg/L seviyesine düúerek % 48’lik bir verim elde edildi÷i
görülmektedir. Bu verim toplam THM giderim verimine eúittir.
ùekil 7.11’de 25 mg/L hümik asit çözeltisinde oluúan ve ozonlama ile
giderimi sa÷lanan HAA türleri görülmektedir. 10 mg/L hümik asit çözeltisine
benzer olarak burada da TKAA’in en büyük kesre sahip oldu÷u ve ozonlama ile
daha az klorlu yapÕlar olan DKAA ve MKAA’ya dönüútü÷ü, belli kÕsmÕnÕnda
tamamen ortamdan uzaklaútÕrÕldÕ÷Õ görülmektedir. BaúlangÕç TKAA deriúimi 677
μg/L iken ozon dozunun 11,3 mgozon/mg/TOK olmasÕ ile yaklaúÕk %9’luk
giderim ile 621 μg/L seviyesine düúmüútür.
63
800
700
THM, ug/L
600
500
400
300
200
100
0
0,0
0,6
1,4
2,3
3,3
4,0
4,8
6,5
8,5
11,3
kloroform
bromodiklorometan
dibromoklorometan
bromoform
800
700
HAA, ug/L
600
500
400
300
200
100
0
0,0
0,6
1,4
2,3
3,3
4,0
4,8
6,5
8,5
11,3
MCAA
MBAA
DCAA
TCAA
DBAA
ùekil 7.12’de 50 mg/L lik hümik asit çözeltisinde oluúan THM türleri
görülmekte ve yukarÕdaki grafiklerde oldu÷u gibi yine sadece kloroform
oluúmaktadÕr. BaúlangÕç kloroform miktarÕ 1415 μg/L iken ozon dozunun 7,2
mgozon/mgTOK olmasÕyla %37 giderim elde edilerek kloroform deriúim 886
μg/L olarak ölçülmüútür.
64
1600
1400
THM, ug/L
1200
1000
800
600
400
200
0
0,0
0,5
1,1
1,6
2,1
2,7
3,2
4,5
5,8
7,2
kloroform
bromodiklorometan
dibromoklorometan
bromoform
ùekil 7.13’te 50 mg/L hümik asit çözeltisinde oluúan ve ozonlama ile
giderimi sa÷lanan HAA türleri görülmekte ve di÷er hümik asit çözeltilerindeki
durum ortaya çÕkmaktadÕr. BaúlangÕç TKAA deriúimi 1298 μg/L iken ozon
dozunun 7,2 mgozon/mg/TOK olmasÕ ile yaklaúÕk %9’luk giderim ile 1184 μg/L
seviyesine düúmüútür.
1400
1200
HAA, ug/L
1000
800
600
400
200
0
0,0
0,5
1,1
1,6
2,1
2,7
3,2
4,5
5,8
7,2
MCAA
MBAA
DCAA
TCAA
DBAA
65
7.2 OzonlamanÕn Porsuk Suyu Üzerine Etkisi
Porsuk
baraj
gölü
Eskiúehir
içme
ve
kullanma
suyu
olarak
kullanÕlmaktadÕr. Var olan sistemde ozonlama yapÕlmamaktadÕr. Bu çalÕúma ile
ozonlamanÕn Porsuk suyu üzerinde etkisi araútÕrÕlmÕú ve ön dezenfektan olarak
klora alternatif olarak kullanÕmÕnda DOM giderimi ve DYÜ oluúum
potansiyellerindeki de÷iúimi görebilmek amacÕyla farklÕ ozon dozlarÕnda Porsuk
suyu ozonlanmÕútÕr.
0,03
0,025
VøS400, cm-1
0,02
0,015
0,01
0,005
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
Ozon Dozu, mgOzon/mgTOK
ùekil 7.14 Ozon dozunun do÷al sudaki renk giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.14’te porsuk suyunun ozonlanmasÕ sonucu renk de÷erindeki
azalma görülmektedir. Ozon dozu 2.1 mgO3/mgTOK de÷erine ulaútÕ÷Õnda VøS400
de÷erinde %63 lük bir giderim elde edilerek baúlangÕç VøS400 de÷eri 0,021 ‘den
0,009 a kadar düúmüútür. Bundan sonra artan ozon dozlarÕnda anlamlÕ bir de÷iúim
olmamÕútÕr.
OzonlamanÕn
oksidasyon
kapasitesi
ve
dezenfektan
olarak
kullanÕmÕnÕn yanÕ sÕra renk koku ve tad problemlerine karúÕn içme sularÕnda etkin
úekilde kullanÕldÕ÷Õda literatürde vurgulanmaktadÕr (Von Gunten 2003a).
66
0,16
0,14
UV 254, cm-1
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7, 0
ùekil 7.15 Ozon dozunun do÷al sudaki UV254 giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.15 ‘te ozonlamanÕn UV254 üzerine olan etkisi görülmektedir.
BaúlangÕç UV254 de÷eri 0,147 cm-1 iken 6,1 mgO3/mgTOK ozon dozunda %59
giderim ile 0,06 cm-1 de÷eri elde edilmiútir. Grafikten görüldü÷ü üzere 2,1
mgozon/mgTOK de÷erine kadar giderim hÕzÕ daha yüksektir. Bu dozdan sonra
yine UV254 de÷erinde azalma görülmekte ancak ilk kÕsÕm kadar hÕzlÕ olmadÕ÷Õ
dikkati çekmektedir.
ùekil 7.16’da Porsuk suyunun ozonlanmasÕ sonucu TOK de÷erindeki
de÷iúim görülmektedir. Bu grafikte ozon dozu arttÕkça TOK miktarÕnda da artÕú
oldu÷u ortaya çÕkmÕútÕr. Suyun baúlangÕç TOK de÷eri olan 6 mg/L’den ozon dozu
6,1 mgozon/mgTOK oldu÷unda yaklaúÕk %13 artÕú göstererek 6,8 mg/L
seviyesine ulaúmÕútÕr. Ozonlama ile sularÕn TOK miktarÕnda %10’a kadar artÕú
oldu÷u literatürdeki çalÕúmalarda görülebilmektedir (Glaze ve ark., 1989).
67
8
7
6
TOK, mg/L
5
4
3
2
1
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
ùekil 7.16 Ozon dozunun do÷al sudaki TOK giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.17’de ozonlama ile ÇOK miktarÕndaki de÷iúim görülmektedir.
Burada da TOK ölçümlerindekine benzer bir durum ortaya çÕkmÕú ve ozon dozu
arttÕkça ÇOK miktarÕnda artÕú gerçekleúmiútir. BaúlangÕç ÇOK deriúimi 5,6
mg/L’den %10’luk bir artÕúla 6,1 mg/L olmuútur. AynÕ açÕklama burada da
geçerlidir.
7
6
ÇOK, mg/L
5
4
3
2
1
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
ùekil 7.17 Ozon dozunun do÷al sudaki ÇOK giderimi üzerine etkisi
68
7,0
3
SUVA, L/mg.m
2
1
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
ùekil 7.18 Ozon dozunun do÷al sudaki SUVA giderimi üzerine etkisi
ùekil
7.18’te
ozonlama
ile
SUVA
parametresindeki
de÷iúim
görülmektedir. SUVA de÷erleri suyun hidrofilik (suyu seven) yada hidrofobik
(suyu sevmeyen) oldu÷unu saptamakta kullanÕlÕr. SUVA de÷erleri 2 L/mg.m’den
küçük ise bu suyun hidrofilik, 2-4 L/mg.m arasÕnda ise her iki özelli÷ide koruyan
yani hem hidrofobik hem de hidrofilik ve 4 L/mg.m’den büyük ise hidrofobik bir
yapÕya sahip oldu÷unu gösterir (Kitiú ve ark. 2001). Suyun baúlangÕç SUVA
de÷eri 2,63 L/mg.m’dir ve buda suyun yarÕ hidrofobik, yarÕ hidrofilik yapÕ
göstermektedir. Ozon dozu 6,1 mgozon/mgTOK oldu÷unda bu de÷er %64’lük
giderim ile 0,94 L/mg.m de÷erine düúmüú ve suyun tüm hidrofibik yapÕsÕ kÕrÕlarak
hidrofilik yapÕya sahip olmasÕ sa÷lanmÕútÕr. Ozon dozu 2,6 mgozon/mgTOK
de÷erine kadar SUVA’daki giderim yine çok daha hÕzlÕ olmaktadÕr ve bu ozon
dozunda SUVA de÷eri 1,4 L/mg.m ile %50’lik bir giderim görülmektedir.
69
500
450
400
TTHM, ug/L
350
300
250
200
150
100
50
0
0
0,6
1,1
2,1
2,6
3,2
4,1
5,1
6,1
Kloroform
Bromodiklorometan
Dibromoklorometan
Bromoform
ùekil 7.19 Ozon dozunun do÷al sudaki THM türleri giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.19’da Porsuk suyunun ozonlanmasÕ sonucu THM oluúumundaki
de÷iúim ve oluúan türler görülmektedir. OzonlanmamÕú suyun THMOP 462 μg/L
iken artan ozon dozlarÕyla bu konsantrasyon düúmeye baúlamÕú ve maksimum
ozon dozu olan 6,1 mgozon/mgTOK de÷erinde %56 giderim ile 201 μg/L
de÷erine düúmüútür. Yine 2,1 mgozon/mgTOK de÷erine kadar olan düúüúün hÕzlÕ
oldu÷u bu de÷erden sonra ise giderim verimi hÕzÕnÕn azaldÕ÷Õ görülmekte ve bu
sayÕsal olarak 2,1 mgozon/mgTOK ozon dozunda %41 olarak ortaya çÕkmaktadÕr.
Oluúan THM türlerine bakÕldÕ÷Õnda hümik asit deneylerindekine benzer bir durum
ile karúÕ karúÕya kalÕnmakta ve kloroformun toplam THM miktarÕnÕn %95’i gibi
çok büyük bir kÕsmÕnÕ oluúturdu÷u görülmektedir. Kalan %5’lik kÕsmÕ ise
bromodiklorometan oluúturmaktadÕr. Ancak ozonlama ile bromodiklorometan
miktarÕnda herhangi bir giderim sa÷lanamazken, toplam THM miktarÕnda elde
edilmiú olan %56’lÕk giderim kloroformun ortamdan uzaklaútÕrÕlmasÕ yolu ile
gerçekleútirilmiútir. Porsuk suyunun ozonlamasÕ sonucu DYÜ oluúumu açÕsÕndan
önemli bir parametre olan pH de÷erindeki de÷iúme; baúlangÕç pH’Õ 7,7 iken ozon
dozunun 2,1mgozon/mgTOK olmasÕ ile 7,55’e düúmüútür.
70
3
500
450
400
350
2
300
1,5
250
200
1
TTHM, ug/L
SUVA, L/mg.m-1
2,5
150
100
0,5
50
0
0
0
0,6
1,1
1,6
2,1
2,6
3,2
4,1
5,1
6,1
SUVA
TTHM
ùekil 7.20 SUVA, ozon dozu ve THM arasÕndaki iliúki
ùekil 7.20’de SUVA, ozon dozu ve THM arasÕndaki iliúki ortaya
konmuútur. Grafikten görüldü÷ü üzere, artan ozon dozu miktarÕ ile birlikte THM
ve SUVA de÷erlerinde benzer bir giderim söz konusudur. SUVA de÷eri, UV254
de÷erinin ÇOK miktarÕna bölünmesi ile elde edilen bir parametredir. DolayÕsÕyla
çözünmüú organikler içindeki aromatikli÷i gösterdi÷i söylenebilinir. DYÜ lerin
oluúumunda organik yapÕnÕn özellikle aromatik yapÕlarÕn etkin oldu÷u
bilinmektedir. DolayÕsÕyla grafikte görülen SUVA ve THM arasÕndaki iliúkinin
aynÕ ozon dozunda görülmesi beklenen bir sonuçtur. Sonuçta THM oluúmasÕnÕ
tetikleyen ve neden olan yapÕnÕn göstergesi bir nevi SUVA de÷eri olarak ortaya
çÕkarÕlabilinir.
ùekil 7.21’de ozonlama ile HAA deriúimindeki de÷iúim ve oluúan HAA
türleri görülmektedir. Oluúan türlere bakÕldÕ÷Õnda yine bromlu yapÕlarÕn
oluúmadÕ÷Õ, oluúan türlerin klor içeren türler oldu÷u görülmektedir. Artan ozon
dozlarÕ ile birlikte oluúan türlerde bir salÕnÕm oldu÷u görülmektedir. Düúük ozon
dozlarÕnda en fazla miktarda oluúan TKAA iken ozon dozu arttÕkça DKAA ve
MKAA deriúimlerinin arttÕ÷Õ görülmüútür. Buda TKAA türünün parçalanarak
71
DKAA ve MKAA türlerine dönüútü÷ü tezini kuvvetlendirmektedir. Ozonlama ile
THAA konsantrasyonunda belirgin bir de÷iúim gözlenmemiútir.
500
450
400
HAA, ug/L
350
300
250
200
150
100
50
0
0
0,6
1,1
2,1
2,6
3,2
5,1
6,1
MCAA
MBAA
DCAA
TCAA
DBAA
ùekil 7.21 Ozon dozunun do÷al sudaki HAA türleri üzerine etkisi
7.3 Biyofiltrasyon ve Ozon+Biyofiltrasyon ile DYÜ De÷iúimi
Ön ozonlamanÕn, organiklerdeki ba÷larÕ kÕrarak sudaki bu organiklerin
biyodegredasyonunu ve biyofiltrelerin mikrobiyal aktivitesini arttÕrdÕ÷Õ literatürde
yapÕlan biyofiltre çalÕúmalarÕnda ortak bir sonuç olarak karúÕmÕza çÕkmaktadÕr.
(Gerval ve Bablon, 1987; Langlais ve ark., 1991). Hümik bileúikler içindeki
organiklerin ozonlanmasÕ sonucu bu halkalar kÕrÕlÕr ve daha kolay biyolojik olarak
bozundurulabilen düúük moleküler a÷ÕrlÕklÕ karboksilik asit oluúur (Gilbert, 1983).
Porsuk suyunda klorlama sonrasÕ oluúa DYÜ’lerin azalmasÕ amacÕ ile
biyofiltrelere birbirini takip eden zamanlarda ozonlanmamÕú ve ozonlanmÕú su
beslenerek DOM giderimi ve DYÜ oluúumu gözlemlenmiútir. Biyofiltrelere
ozonlamaya tabii tutulmuú su beslemeden önce uygun ozon dozunun belirlenmiú
olmasÕ ve uygun görülen dozda ozonlama yapÕlarak biyofiltre beslenmesi
72
gerekmektedir. Bu yüzden ozonlama dozuna karar verilirken ozonlamanÕn Porsuk
suyu üzerine yaptÕ÷Õ etkiyi inceleyen çalÕúma baz alÕnmÕú ve bu çalÕúma da ortaya
çÕkan 2,1 mgozon/mg/TOK uygun görülen doz olarak belirlenmiútir. Uygun
görülen doz belirlemede UV254, SUVA ve THMOP parametrelerinden elde edilen
veriler kullanÕlmÕútÕr. Daha öncede bu üç parametrenin incelendi÷i grafiklerde
Porsuk suyunun ozonlanmasÕ sonucunda 2,1 mgozon/mgTOK de÷erine kadar olan
giderimlerin daha hÕzlÕ oldu÷u bu dozdan daha sonra giderimin olmaya devam
etmekle birlikte daha yavaú gerçekleúti÷i ortaya konmuútur. Uygun görülen dozun
ortaya konularak bu çalÕúmanÕn yapÕlmasÕ hem ekonomik açÕdan hem de iúletme
açÕsÕndan çok büyük yararlar sa÷layacaktÕr.
7.3.1 Granüler Aktif Karbon Dolgulu Biyofiltrede DOM ve DYÜ De÷iúimi
Ozonlama Öncesi
% Giderim TOK
100
90
Ozonlama SonrasÕ
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.22 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin TOK giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.22’de ozonlama öncesi ve sonrasÕ biyofiltredeki TOK giderimi
görülmektedir. Grafikte 15 ve 30 dakikalÕk 2 ayrÕ temas süresi birlikte
verilmektedir. Ozonlama öncesi 15 dakikalÕk temas süresinde TOK giderimi %45
civarÕnda, ve 30 dakikalÕk temas süresinde ise %68 civarÕnda olarak ortaya
çÕkmÕútÕr. LeChevallier ve ark (1992) yaptÕklarÕ çalÕúmada benzer olarak TOK
giderimin de temas süresi artÕúÕ ile %29’dan %51 olarak ortaya koymuúlardÕr.
73
Biyofiltrelerde gereken mikroorganizma üreyebilmesi için çalÕúmadan önce
biyofiltrelere yeraltÕ suyu beslenmiútir ve Porsuk suyu beslenmeye baúlanmasÕyla
mikroorganizmalar 1100-1250 BV kadar bir alÕúma süresi geçirmiúlerdir. Grafikte
bu BV de görülen salÕnÕmlar bu alÕúma sürecinin bir göstergesidir. Ozonlama
sonrasÕ biyofiltre verimi 15 dakikalÕk temas süresinde %45 den %65 civarÕna
çÕkmÕútÕr. Bu literatürde birçok kez ortaya konmuú bir durumdur. Ozonlama
büyük moleküler yapÕya sahip organikleri daha küçük yapÕdaki organiklere
oksitleyerek, bu organiklerin biyobozundurulabilirliklerini arttÕrmaktadÕr. Yine
ozonlanmÕú suyun beslendi÷i 30 dakikalÕk temas süresinde giderim %80 civarÕnda
olarak ortaya çÕkmÕú ve ozonlanmamÕú suya göre %yaklaúÕk %12 artÕú
göstermiútir.
100
Ozonlama Öncesi
Ozonlama SonrasÕ
90
% Giderim ÇOK
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.23 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin ÇOK giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.23’te ozonlamanÕn iki farklÕ temas süresinde ÇOK giderimi üzerine
etkisi görülmektedir. Ozonlama ile birlikte 15 dakikalÕk temas süresinde ÇOK
giderimi %50’den %70 çÕkarak %20 lik bir fark oluúturmuútur. Benzer olarak 30
dakikalÕk temas süresinde ozonlama ile giderim verimi %70 den %90 civarÕna
çÕkarak %20’lik bir verim artÕúÕ sa÷lamÕútÕr. Colorado’da yapÕnla plot ölçekli bir
çalÕúmada, ozonlama sonrasÕ 15 dakikalÕk temas süresi ile GAK kolonunda elde
74
edilen maksimum verimin ön ozonlamasÕz sisteme göre %57 daha iyi bir verim
oluúturdu÷u ortaya konmuútur (Wayne ve ark., 1984).
Ozonlama Öncesi
100
Ozonlama SonrasÕ
90
% Giderim VøS 400
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.24 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin VøS400 giderimi üzerine etkisi
OzonlamanÕn renk göstergesi olarak kullanÕlan VøS400 parametresi
üzerindeki etkisi úekil 7.24’te görülmektedir. Ozonlama öncesi renk giderimi 15
ve 30 dakikalÕk temas sürelerinde sÕrasÕyla yaklaúÕk olarak %20 ve %30 civarÕnda
olmuútur. Ozonlama sonrasÕ genel bir trendin yakalanamamasÕnÕn sebebi ise
ozonlamanÕn tek baúÕna renk gideriminde çok etkili olmasÕdÕr. Porsuk suyunun
VøS400 deki absorbansÕ 0,024 Abs civarÕndayken, ozonlama ile bu de÷er 0,004
civarlarÕna kadar düúmüútür. DolayÕsÕyla ozonlanmÕú suyun biyofiltre çÕkÕúÕnda
renk giderimine bakÕldÕ÷Õnda grafi÷in ikinci bölümünde görülen da÷ÕnÕk haldeki
noktalar ortaya çÕkmaktadÕr. Çünkü baúlangÕç absorbans de÷eri 0,004 civarÕnda
iken absorbansÕn 0,001 veya 0,002 de÷erine düúmesi yüzde olarak çok büyük fark
yaratmaktadÕr. DolayÕsÕyla ozonlama + biyofiltrasyon sisteminin renk giderimi
hakkÕnda tam kesin bir yorumda bulunmak do÷ru olmayabilir.
75
120
Ozonlama Öncesi
Ozonlama SonrasÕ
% Giderim UV 254
100
80
60
40
20
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.25 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin UV254 giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.25’te ozonlama öncesi ve sonrasÕ biyofiltrede UV254 giderimi
görülmektedir.
YapÕlan
çalÕúmada
biyofiltrasyon
öncesinde
önozonlama
yapÕlmasÕnÕn UV254 de÷eri için ek bir fayda sa÷lamadÕ÷Õ görülmektedir. Ozonlama
öncesi 15 ve 30 dakikalÕk temas sürelerinin UV254 giderim verimleri sÕrasÕyla %40
ve %55 iken ozonlama sonrasÕ bu verimlerde anlamlÕ herhangi bir de÷iúim
görülmemiútir.
80
% Giderim TTHMOP
70
60
50
40
30
20
10
0
1800
1900
2000
2100
2200
2300
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.26 Ozonlama öncesi GAK dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi
76
ùekil 7.26’da ozonlama öncesi 15 ve 30 dakikalÕk temas süresi sonrasÕnda
biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi görülmektedir. Biyofiltrede
mikroorganizmalar DYÜ öncüsü olan organikleri biyolojik olarak parçaladÕklarÕ
için biyofiltre sonrasÕ DYÜ oluúumunda azalma görülmesi beklenen bir sonuçtur.
Biyofiltreden 15 dakikalÕk temas süresinde ozonlama öncesi elde edilen UV254
verimi %40 ve ÇOK verimi %50 olarak daha önceki grafiklerde açÕklanmÕútÕr.
DYÜ oluúumunda önemli rol oynayan bu iki parametredeki azalÕú DYÜ
oluúmasÕnÕn azalmasÕnda da baú rolü oynamaktadÕr. 15 dakikalÕk temas süresinde
%50 THM giderim verimi sa÷lanmÕútÕr. Temas süresi 30 dakikaya çÕktÕ÷Õnda ise
bu verim %20’lik bir artÕú göstererek %70 civarÕnda olmaktadÕr. Porsuk GAK ile
filtrelenmesi ile oldukça yüksek BøR giderim elde edilmiútir.
90
80
% Giderim TTHMOP
70
60
50
40
30
20
10
0
4300
4400
4500
4600
4700
4800
4900
5000
5100
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.27 Ozonlama sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.27’de ise ozonlama sonrasÕ biyofiltrede THM giderimi
görülmektedir. Ozonlama ile büyük moleküler yapÕdaki organiklerin daha küçük
moleküler yapÕlara parçalanmasÕ, biyofiltre verimini arttÕrmÕú ve dolayÕsÕyla
biyofiltredeki ÇOK giderimi artmÕútÕr. Bunun sonucu olarak biyofiltre çÕkÕúÕnda
DYÜ öncüsü olan organiklerin daha miktarda olmasÕ THMOP deneylerinde
klorlamadan sonra daha az THM oluúmasÕna yol açmÕútÕr. 15 dakikalÕk temas
süresinde ozonlama öncesi THM giderimi % 50 iken, ozonlama+biyofiltrasyon
77
sisteminde THM giderim verimi %10 artarak %60 olmuútur. Bu artÕúÕnda ötesinde
oluúan THM miktarlarÕna bakÕldÕ÷Õnda genel olarak 50 μg/L deriúiminden küçük
THM konsantrasyonlarÕ elde edilmiútir. 30 dakikalÕk temas süresinde ise benzer
olarak ozonlama öncesi giderim %70 iken ozonlama sonrasÕnda %10’luk bir
artÕúla %80 seviyelerine çÕkmÕútÕr. Ozonlama + biyofiltrasyon sisteminde 30
dakikalÕk temas süresi sonunda oluúan THM miktarlarÕ ise konulmasÕ planlanan
150 μg/L seviyesinin çok altÕnda 20 μg/L civarÕndadÕr.
80
% Giderim THAAOP
70
60
50
40
30
20
10
0
1800
1900
2000
2100
2200
2300
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.28 Ozonlama öncesi GAK dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.28’de ozonlama öncesi GAK malzemeli biyofiltredeki iki farklÕ
temas süresinde HAA giderimi görülmektedir. THM giderimine benzer olarak
burada da di÷er bir önemli DYÜ olan HAA deriúimde önemli bir oranda giderim
verim görülmektedir. 15 dakikalÕk temas süresinde ortalama olarak %45 lik bir
giderim elde edilirken temas süresinin 30 dakikaya çÕkmasÕ ile birlikte bu giderim
ortalama %65 olarak görülmektedir. Biyofiltredeki DOM giderimi bu verimlerin
elde edilmesinde rol almaktadÕr. Genel olarak 15 dakikalÕk temas süresi sonunda
biyofiltre çÕkÕúÕndan alÕnan numunelerin HAAOP deneyleri sonunda oluúan HAA
miktarÕ 170 μg/L civarÕnda, 30 dakikalÕk temas süresinde ise bu de÷er 110 μg/L
seviyesinde olmaktadÕr. Bu de÷erler sadece biyofiltre sistemi için, gün geçtikçe
78
bir çok ülke mevzuatÕnca kÕsÕtlamalar getirmekte olan, HAA giderimi için oldukça
olumlu görülmekle birlikte istenen seviyede de÷ildir.
70
% Giderim THAAOP
60
50
40
30
20
10
0
4300
4400
4500
4600
4700
4800
4900
5000
5100
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.29 Ozonlama sonrasÕ GAK dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.29’da ise ozonlama sonrasÕ GAK malzemeli biyofiltrede HAA
giderimi görülmekte ve 15 dakikalÕk temas süresi sonunda HAA gideriminin % 10
civarÕnda artarak % 55 oldu÷u görülmektedir. 30 dakikalÕk temas süresinde ise
biyofiltrenin HAA gideriminde bir artÕú olmamÕú ve ortalama olarak % 65
civarÕnda oldu÷u görülmüútür. Biyofiltreye beslenen suyun ön ozonlamaya tabii
tutularak oksitlenmesi sonucu biyofiltrede HAA için giderim veriminde çok
büyük artÕú görülmemekle birlikte oluúan HAA miktarÕna bakÕldÕ÷Õnda
ozonlamanÕn faydasÕ açÕkça görülebilmektedir. Ozonlama sonrasÕ suyun
biyofiltreye beslenmesi ile 15 dakikalÕk temas süresi sonunda elde edilen HAA
miktarÕ ortalama 125 μg/L seviyesinde iken 30 dakikalÕk temas süresi sonunda bu
de÷er 100 μg/L seviyesine kadar düúmektedir. Buda getirilmek istenen 80 μg/L
sÕnÕrÕna oldukça yakÕn bir de÷erdir.
79
7.3.2 Kum Dolgulu Biyofiltrede DOM ve DYÜ De÷iúimi
Kum biyofiltre malzemesi olarak kullanÕlan ikinci biyofiltre malzemesidir.
GAK ile kum arasÕndaki temel ve en büyük fark; GAK’Õn gözenekli yapÕya sahip
olmasÕ ve buna ba÷lÕ olarak kum malzemesine göre çok daha fazla yüzey alanÕna
sahip olmasÕdÕr. Yüzey alanÕ mikroorganizma üremesinde etkili olan önemli
etmenlerden biridir. AtÕksu arÕtÕm esaslarÕna göre GAK filtrelerinin daha fazla
hücreyi tutabildikleri için, kum filtrelerine veya antrasit filtrelerine göre daha iyi
bir performans gösterebilecekleri söylenebilinir. Son yirmi yÕldÕr, GAK
filtrelerinin içme suyu arÕtÕmÕndaki etkinli÷i üzerine bir çok araútÕrmacÕ çalÕúmalar
yapmÕúlardÕr (Eberhardt, 1976; Miller ve Rice, 1978; DiGiano, 1980). DolayÕsÕyla
biyofiltre çalÕúmalarÕ boyunca takip edilen TOK, ÇOK, UV254, VøS400, THMOP
ve HAAOP parametrelerinin irdelenmesinde bu husus muhakkak dikkat edilmesi
gereken bir konudur.
80
Ozonlama Öncesi
Ozonlama SonrasÕ
70
% Giderim TOK
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.30 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin TOK giderimi üzerine etkisi
civarÕnda, ve 30 dakikalÕk temas süresinde de %25 civarÕnda olarak ortaya
80
çÕkmÕútÕr. Kum malzemeli biyofiltredeki TOK gideriminin GAK malzemeli
filtreye göre daha az verime sahip olmasÕ bu iki malzemenin yapÕsÕyla ilgilidir.
GAK kum malzemesine göre gözeneklili÷i çok daha fazla olan bir malzemedir ve
buda dolaylÕ olarak malzeme üzerinde geliúip ço÷alan mikroorganizma miktarÕnÕ
arttÕrmaktadÕr. DolayÕsÕyla kum malzemesinin daha az yüzey alanÕna sahip olmasÕ
üzerindeki mikroorganizma popülasyonunun daha az olmasÕna ve TOK giderim
veriminin düúmesine sebep olmaktadÕr.
100
Ozonlama Öncesi
Ozonlama SonrasÕ
90
% Giderim ÇOK
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.31 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin ÇOK giderimi üzerine etkisi
çÕkarak %15’lik bir verim artÕúÕ sa÷lamÕútÕr
81
Ozonlama Öncesi
100
Ozonlama SonrasÕ
90
% Giderim VøS 400
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.32 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin VøS400 giderimi üzerine etkisi
Ozonlama+biyofiltre sisteminin ve sadece biyofiltre sisteminin tek baúÕna
VøS400 parametresi üzerindeki etkisi ùekil 7.32’te görülmektedir. Ozonlama öncesi
ve sonrasÕ biyofiltre çÕkÕúÕnda renk giderimi adÕna bir giderimden söz etmek pek
mümkün de÷ildir. GAK malzemesinde ortalama %25 olarak görülen VøS400
gideriminin, kum malzemesinde 0 de÷erine yakÕn olmasÕ, GAK ile kumun renk
yapÕcÕ pigmentleri adsorplama kapasiteleriyle açÕklanabilinir.
90
Ozonlama Öncesi
80
Ozonlama SonrasÕ
% Giderim UV 254
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.33 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin UV254 giderimi üzerine etkisi
82
görülmektedir.
YapÕlan
çalÕúmada
biyofiltrasyon
öncesinde
önozonlama
yapÕlmadan önce bir giderimin sa÷lanamadÕ÷Õ ancak önozonlama yapÕlmasÕ ile 15
ve 30 dakikalÕk temas sürelerinin UV254 giderim verimleri yaklaúÕk olarak %15
civarÕnda gerçekleúti÷i görülmektedir.
30
% Giderim TTHMOP
25
20
15
10
5
0
1800
1900
2000
2100
2200
2300
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.34 Ozonlama öncesi kum dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi
Biyofiltreden 15 dakikalÕk temas süresinde ozonlama öncesi elde edilen ÇOK
verimi %25 olarak görülmüú ve buda 15 dakikalÕk temas süresinde %15 THM
giderim verimi sa÷lanmÕútÕr. Temas süresi 30 dakikaya çÕktÕ÷Õnda ise bu verim
%10’lik bir artÕú göstererek %25 civarÕnda olmaktadÕr.
83
45
% Giderim TTHMOP
40
35
30
25
20
15
10
5
0
4300
4400
4500
4600
4700
4800
4900
5000
5100
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.35 Ozonlama sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi
moleküler yapÕlara parçalanmasÕ, biyofiltre verimini arttÕrmÕú ve dolayÕsÕyla
biyofiltredeki ÇOK giderimi artmÕútÕr. Bunun sonucu olarak biyofiltre çÕkÕúÕnda
DYÜ öncüsü olan organiklerin daha az miktarda olmasÕ THMOP deneylerinde
klorlamadan sonra daha az THM oluúmasÕna yol açmÕútÕr. 15 dakikalÕk temas
süresinde ozonlama öncesi THM giderimi % 15 iken, ozonlama+biyofiltrasyon
sisteminde THM giderim verimi %10 artarak %25 olmuútur. Oluúan THM
miktarlarÕna bakÕldÕ÷Õnda genel olarak 120 μg/L deriúiminden küçük THM
konsantrasyonlarÕ elde edilmiútir. 30 dakikalÕk temas süresinde ise benzer olarak
ozonlama öncesi giderim %25 iken ozonlama sonrasÕnda %10’luk bir artÕúla %35
seviyelerine çÕkmÕútÕr. Ozonlama + biyofiltrasyon sisteminde 30 dakikalÕk temas
süresi sonunda oluúan THM miktarlarÕ 100 μg/L civarÕndadÕr.
84
35
% Giderim THAAOP
30
25
20
15
10
5
0
1800
1900
2000
2100
2200
2300
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.36 Ozonlama öncesi kum dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.36’de ozonlama öncesi kum malzemeli biyofiltredeki iki farklÕ
temas süresinde HAA giderimi görülmektedir. 15 dakikalÕk temas süresinde
ortalama olarak %17 lik bir giderim elde edilirken temas süresinin 30 dakikaya
çÕkmasÕ ile birlikte bu giderim ortalama %27 olarak görülmektedir. Genel olarak
15 dakikalÕk temas süresi sonunda biyofiltre çÕkÕúÕndan alÕnan numunelerin
HAAOP deneyleri sonunda oluúan HAA miktarÕ 270 μg/L civarÕnda, 30 dakikalÕk
temas süresinde ise bu de÷er 220 μg/L seviyesinde olmaktadÕr.
ùekil 7.37’da ise ozonlama sonrasÕ kum malzemeli biyofiltrede HAA
civarÕnda artarak % 30 oldu÷u görülmektedir. 30 dakikalÕk temas süresi sonunda
HAA gideriminin % 8 civarÕnda artarak % 35 oldu÷u görülmektedir. Ozonlama
sonrasÕ suyun biyofiltreye beslenmesi ile 15 dakikalÕk temas süresi sonunda elde
edilen HAA miktarÕ ortalama 180 μg/L seviyesinde iken 30 dakikalÕk temas süresi
sonunda bu de÷er 170 μg/L seviyesine kadar düúmektedir.
85
40
% Giderim THAAOP
35
30
25
20
15
10
5
0
4300
4400
4500
4600
4700
4800
4900
5000
5100
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.37 Ozonlama sonrasÕ kum dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi
7.3.3 Zeolit Dolgulu Biyofiltrede DOM ve DYÜ De÷iúimi
ÇalÕúmada Biyofiltre malzemesi olarak kullanÕlan bir di÷er dolgu maddesi
ise zeolittir. Zeolitin kum ve aktif karbona göre yüzey alanÕ ve mikroorganizma
geliúmesi için sahip oldu÷u yüzey alanÕna göre karúÕlaútÕracak olursak büyükten
küçü÷e do÷ru GAK > zeolit > kum olarak sÕralanabilinir.
80
Ozonlama Öncesi
70
Ozonlama SonrasÕ
% Giderim TOK
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.38 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin TOK giderimi üzerine etkisi
86
civarÕnda, ve 30 dakikalÕk temas süresinde de %30 civarÕnda olarak ortaya
çÕkmÕútÕr. Zeolit malzemeli biyofiltredeki TOK gideriminin GAK malzemeli
filtreye göre daha az verime ancak kuma göre daha fazla verime sahip olmasÕ bu
malzemelerin yapÕsÕyla ilgilidir. Burada da malzemenin
gözeneklili÷i rol
oynamaktadÕr.
80
Ozonlama Öncesi
Ozonlama SonrasÕ
70
% Giderim ÇOK
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.39 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin ÇOK giderimi üzerine etkisi
çÕkarak %20’lik bir verim artÕúÕ sa÷lamÕútÕr
87
100
Ozonlama Öncesi
90
Ozonlama SonrasÕ
% Giderim VøS 400
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.40 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin VøS400 giderimi üzerine etkisi
Ozonlama+biyofiltre sisteminin ve sadece biyofiltre sisteminin tek baúÕna
VøS400 parametresi üzerindeki etkisi ùekil 7.40’te görülmektedir. Ozonlama öncesi
ve sonrasÕ biyofiltre çÕkÕúÕnda ,kum biyofiltresinde oldu÷u gibi, renk giderimi
adÕna bir giderimden söz etmek pek mümkün de÷ildir.
120
Ozonlama Öncesi
Ozonlama SonrasÕ
% Giderim UV 254
100
80
60
40
20
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.41 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin UV254 giderimi üzerine etkisi
88
görülmektedir.
YapÕlan
çalÕúmada
biyofiltrasyon
öncesinde
önozonlama
yapÕlmadan önce bir giderimin sa÷lanamadÕ÷Õ ancak önozonlama yapÕlmasÕ ile 15
ve 30 dakikalÕk temas sürelerinin UV254 giderim verimleri yaklaúÕk olarak %20
civarÕnda gerçekleúti÷i görülmektedir.
25
% Giderim TTHMOP
20
15
10
5
0
1800
1900
2000
2100
2200
2300
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.42 Ozonlama öncesi zeolit dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi
Biyofiltreden 15 dakikalÕk temas süresinde ozonlama öncesi %13 THM giderim
verimi sa÷lanmÕútÕr. Temas süresi 30 dakikaya çÕktÕ÷Õnda ise bu verim %5’lik bir
artÕú göstererek %18 civarÕnda olmaktadÕr.
89
35
% Giderim TTHMOP
30
25
20
15
10
5
0
4300
4400
4500
4600
4700
4800
4900
5000
5100
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.43 Ozonlama sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi
moleküler yapÕlara parçalanmasÕ, kum ve GAK filtrelerinde karúÕmÕza çÕkan
sonucun benzerini ortaya koymuútur. 15 dakikalÕk temas süresinde ozonlama
öncesi THM giderimi % 13 iken, ozonlama+biyofiltrasyon sisteminde THM
giderim verimi %10 artarak %23 olmuútur. Oluúan THM miktarlarÕna
bakÕldÕ÷Õnda genel olarak 125 μg/L deriúiminden küçük THM konsantrasyonlarÕ
elde edilmiútir. 30 dakikalÕk temas süresinde ise benzer olarak ozonlama öncesi
giderim %18 iken ozonlama sonrasÕnda %12’luk bir artÕúla %30 seviyelerine
çÕkmÕútÕr. Ozonlama + biyofiltrasyon sisteminde 30 dakikalÕk temas süresi
sonunda oluúan THM miktarlarÕ 110 μg/L civarÕndadÕr.
ùekil 7.44’de ozonlama öncesi zeolit malzemeli biyofiltredeki iki farklÕ
temas süresinde HAA giderimi görülmektedir. 15 dakikalÕk temas süresinde
ortalama olarak %14 lik bir giderim elde edilirken temas süresinin 30 dakikaya
çÕkmasÕ ile birlikte bu giderim ortalama %22 olarak görülmektedir. Genel olarak
15 dakikalÕk temas süresi sonunda biyofiltre çÕkÕúÕndan alÕnan numunelerin
90
HAAOP deneyleri sonunda oluúan HAA miktarÕ 290 μg/L civarÕnda, 30 dakikalÕk
temas süresinde ise bu de÷er ortalama 240 μg/L seviyesinde olmaktadÕr.
30
% Giderim THAAOP
25
20
15
10
5
0
1800
1900
2000
2100
2200
2300
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.44 Ozonlama öncesi zeolit dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi
50
45
% Giderim THAAOP
40
35
30
25
20
15
10
5
0
4300
4400
4500
4600
4700
4800
4900
5000
5100
BV, m L
t = 15 dak
t = 30 dak
ùekil 7.45 Ozonlama sonrasÕ zeolit dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.45’da ise ozonlama sonrasÕ zeolit malzemeli biyofiltrede HAA
91
civarÕnda artarak % 30 oldu÷u görülmektedir. 30 dakikalÕk temas süresi sonunda
HAA gideriminin % 8 civarÕnda artarak % 30 oldu÷u görülmektedir. Ozonlama
sonrasÕ suyun biyofiltreye beslenmesi ile 15 ve 30 dakikalÕk temas süresi sonunda
elde edilen HAA miktarÕ ortalama 190 μg/L seviyesinde oldu÷u ortaya
çÕkmaktadÕr.
7.3.4 Biyofiltrasyon Dolgu Malzemesinin Biyofiltre Verimi ve DYÜ
Oluúumu Üzerine Etkisi
Biyofiltrasyon çalÕúmalarÕnda temas süresi, biyokütle miktarÕ gibi etkenler
ile birlikte bir di÷er önemli unsur seçilecek biyofiltrasyon malzemesidir.
Biyofiltre
dolgu
malzemesinin
seçiminde
ucuzluk,
yeterli
miktarda
mikroorganizma büyümesine olanak sa÷layacak gözeneklilik ve bu hammaddenin
üretimi ve temini gibi özellikler ön plana çÕkmaktadÕr. Bir çok araútÕrmacÕ
biyofiltre malzemesi olarak kum ve GAK kullanÕmÕ arasÕnda oluúan farklarÕ
ortaya koymuúlardÕr. Eberhardt 1976 yÕlÕnda yatÕúkÕn koúullardaki granüler aktif
karbon ve kum filtresindeki TOK giderimlerini karúÕlaútÕrdÕ÷Õ çalÕúmada, granüler
aktif karbon filtresindeki giderim veriminin kum filtresindekine göre çok daha
fazla oldu÷unu ortaya koymuú ve bunu aktif karbon üzerindeki biyoaktivitenin
çok daha hÕzlÕ oldu÷u ile açÕklamÕútÕr. Bablon ve ark. (1988) ile LeCevallier ve
ark (1992) yaptÕklarÕ çalÕúmalarda aynÕ sonuca ulaúmÕúlardÕr. Biyolojik olarak
aktive edilmiú aktif karbon filtrelerindeki biyodegredasyon hÕzÕndaki artÕú daha
fazla yüzey alanÕ ve dolayÕsÕyla daha çok birikim yüzeyiyle iliúkilendirilmektedir
(AWWA, 1981; Li ve DiGiano, 1983).
Bu çalÕúmada Porsuk suyundan DOM giderimi sa÷lamak ve DYÜ
oluúumunu en aza indirmek için kullanÕlabilecek olan kum, GAK ve zeolit filtre
malzemeleri denenmiútir. Kum birçok içme suyu arÕtma tesisinde yaygÕn olarak
kullanÕlan bir filtrasyon malzemesidir. Bu çalÕúmada da Eskiúehir ilindeki mevcut
olan içme suyu artÕma tesisindeki kum malzemesinden alÕnan örnekle denemeler
yapÕlmÕútÕr. GAK ise pahalÕ olmasÕ ve do÷al olarak bulunmadan belli iúlemler
sonrasÕ çeúitli hammaddelerin asitle yakÕlmasÕ sonucu elde edilen ve literatürde
92
kum ile birlikte en çok çalÕúÕlan maddedir. Kum ile karúÕlaútÕrÕldÕ÷Õnda yüzey alanÕ
ve gözeneklili÷i çok daha fazladÕr. Zeolit ise ülkemizde oldukça bol miktarda
bulunan çeúitli yörelerde çÕkarÕlan bir mineraldir. Gözeneklili÷i aktif karbon kadar
çok olmamakla birlikte kumdan daha fazladÕr. Bu üç malzemenin denenmesinde
ise içme suyu arÕtma tesislerinde yaygÕn olarak kullanÕlan kum, DOM giderim
verimi çok yüksek olan GAK ve ülkemizde oldukça çok miktarda bulunan
zeolitin, Eskiúehir içme ve kullanma suyu kayna÷Õ olarak kullanÕlan Porsuk
nehrinden DOM giderimi ve DYÜ oluúum potansiyeli bakÕmÕndan farklÕlÕklarÕnÕ
ortaya koyabilmek ve mevcut tesise alternatif olarak önerilebilinecek olan
malzemeye karar verebilmektir.
B= Biyofiltrasyon
O+B = Ozon+Biyofiltrasyon
G
Ze
ol
i t,
Ze
ol
i t,
(B
)
)
+B
,(O
)
Ku
m
40
,(B
50
(O
+B
)
G
60
Ku
m
% Giderim TOK
70
AK
(B
)
80
AK
,(O
+B
)
90
30
20
10
0
ùekil 7.46 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 15 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin TOK
giderimi üzerine etkisi
ùekil 7.46’da 15 dakikalÕk temas süresi sonrasÕnda kum, GAK ve zeolit
malzemeli biyofiltrelerin TOK giderimi üzerine etkisi görülmektedir. Ozonlama
öncesi GAK malzemeli biyofiltredeki TOK giderimi %52 iken kum ve zeolit
malzemeli biyofiltrelerde bu giderim %30’dur. GAK ve kum-zeolit filtreleri
arasÕnda oluúmuú olan %22’lik fark GAK’nun di÷er filtre malzemelerine göre
daha fazla gözenekli yapÕya sahip olmasÕndandÕr. Bu gözeneklilik yüzey alanÕnÕ
arttÕrmakta ve mikroorganizmalarÕn yetiúip büyümesi için daha fazla alanÕn
93
oluúmasÕnÕ sa÷lamaktadÕr. Ozonlama sonrasÕ ise GAK filtresinde TOK giderimi
%20’lik bir artÕú göstererek %72 olmuútur. Kum ve zeolit malzemeli filtrelerde ise
yaklaúÕk %10’luk bir artÕú gözlemlenmiútir. Bu artÕúÕn sebebi önceki yorumlarda
açÕklandÕ÷Õ gibi ozonlama sonrasÕ büyük moleküler yapÕdaki DOM’larÕn daha
küçük moleküler yapÕlara parçalanmasÕ ve mikroorganizmalarÕn bu daha küçük
moleküler yapÕdaki organikleri tüketmesidir.
+B
)
B= Biyofiltrasyon
(B
)
Ze
ol
i t,
Ku
m
)
,(B
40
Ze
ol
i t,
+B
,(O
AK
G
50
Ku
m
% Giderim ÇOK
60
)
(B
)
70
(O
+B
)
G
AK
,(O
80
30
20
10
0
ùekil 7.47 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 15 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin ÇOK
ùekil 7.47’da 15 dakikalÕk temas süresi sonrasÕnda yine kullanÕlan üç
malzemeli biyofiltrelerin ÇOK giderimi üzerine etkisi görülmektedir. Ozonlama
öncesi GAK malzemeli biyofiltredeki ÇOK giderimi %50 iken kum ve zeolit
malzemeli biyofiltrelerde bu giderim %25’dur. Ozonlama sonrasÕ ise GAK
filtresinde ÇOK giderimi %20’lik bir artÕú göstererek %70 olmuútur. Kum ve
zeolit malzemeli filtrelerde ise yaklaúÕk %20’lik bir artÕú ile %45 olarak
gözlemlenmiútir.
94
B= Biyofiltrasyon
(O
+B
)
G
AK
(B
)
60
m
lit,
Ze
o
20
Ku
Ku
m
,(B
)
30
(B
)
,(O
+B
)
Ze
o
lit,
40
(O
+B
)
G
AK
,
% Giderim UV 254
50
10
0
ùekil 7.48 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 15 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin UV254
ùekil 7.48’de 15 dakikalÕk temas süresi sonrasÕnda biyofiltrelerin UV254
giderimi üzerine etkisi görülmektedir.
Ozonlama öncesi GAK malzemeli
biyofiltredeki UV254 giderimi %40 iken ozonlama sonrasÕ verimde herhangi bir
de÷iúim olmamÕútÕr. Kum ve zeolit malzemeli biyofiltrelerde ise ozonlama öncesi
herhangi bir giderim gözlenemezken ozonlama sonrasÕ giderim %15 civarÕna
kadar artmÕútÕr.
+B
)
AK
,(O
G
Ze
ol
i t,
20
(B
)
,(B
)
30
Ze
ol
i t,
Ku
m
,(O
40
(O
+B
)
+B
)
50
Ku
m
% Giderim TTHMOP
G
AK
(B
)
70
60
B= Biyofiltrasyon
10
0
ùekil 7.49 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 15 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin THM
95
15 dakikalÕk temas süresinde ozonlama öncesi ve sonrasÕ her üç filtrasyon
malzemesinin THMOP giderimleri ùekil 7.49’da görülmektedir. TOK, ÇOK ve
UV254 ölçümlerine benzer úekilde GAK kolonundaki giderim di÷er iki filtrasyon
malzemesininkine göre çok daha fazladÕr. Bu giderimler GAK kolonunda
ortalama %48 civarÕ iken, kum kolonunda %15, zeolitte ise %14’dür.
Ozonlama sonrasÕ filtrelerdeki DOM gideriminin artmasÕyla ba÷ÕntÕlÕ
olarak THMOP giderimide artmÕútÕr. GAK kolonunda %12’lik bir artÕú
gerçekleúerek %60 olan giderim , kum ve zeolit kolonlarÕnda ortalama 12’lik bir
artÕú göstererek %27 olmuútur. Daha önceki kÕsÕmlarda de÷inildi÷i üzere do÷al
organik maddeler DYÜ oluúumuna sebep olurlar. Ozonlama sonrasÕ artan DOM
giderimi ile DYÜ oluúumunda azalma sa÷lanmÕútÕr.
G
G
AK
(B
)
60
AK
,( O
+B
)
B= Biyofiltrasyon
(O
+B
)
)
+B
,(B
30
)
Ku
m
Ze
ol
i t,
,(O
40
Ze
ol
i t,
(B
)
Ku
m
% Giderim THAAOP
50
20
10
0
ùekil 7.50 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 15 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin HAA
Ozonlama öncesi HAAOP giderimine bakÕldÕ÷Õ zaman (ùekil 7.50) yine
aktif karbon kolonunda %45 gibi bir giderim olurken kum ve zeolit kolonlarÕnda
sÕrasÕyla %18 ve %15’lik bir verim elde edildi÷i görülmektedir. Ozonlama ile
GAK kolonunda %10’luk bir artÕú gerçekleúerek %55 civarÕnda bir verim elde
edilmiú, kum ve zeolit kolonlarÕnda ise bu verim %30 civarÕnda olmuútur.
96
80
G
G
AK
(B
)
90
AK
,(O
+B
)
B= Biyofiltrasyon
(B
)
Ze
ol
i t,
40
Ze
ol
i t,
(O
+B
)
+B
,(B
)
50
Ku
m
,(O
60
Ku
m
% Giderim TOK
)
70
30
20
10
0
ùekil 7.51 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 30 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin TOK
Bütün filtrasyon kolonlarÕnda ikinci bir temas süresi olarak 30 dakika
denenmiútir. ùekil 7.51’te 30 dakikalÕk temas süresinde ozonlama öncesi ve
ozonlama sonrasÕ her 3 kolondaki TOK giderimleri görülmektedir. Ozonlama
öncesi GAK kolonundaki giderim ortalama olarak %68 civarÕ iken ozonlamÕú
suyun filtreye beslenmesi ile bu giderim %12 artarak %80 olmuútur. Kum ve
zeolit kolonlarÕnda aktif karbon kolonuna benzer úekilde bir artÕú olmamÕú ve
ozonlama öncesi giderim %30 civarÕ iken ozonlama sonrasÕ da sadece %5’lik bir
artÕú ile %35 oldu÷u belirlenmiútir.
ùekil 7.52’te 30 dakikalÕk temas süresi sonrasÕnda ÇOK giderimi
görülmektedir. TOK giderimine benzer olarak aktif karbon kolonunda ozonlama
öncesi giderim %65 civarÕ iken ozonlama sonrasÕ bu verim %85 olmuútur. Kum
ve zeolit kolonlarÕnda ozonlama öncesi verim %30 iken, ozonlama sonrasÕ ÇOK
giderimi artarak %45 olmuútur.
97
)
,(B
)
50
Ze
ol
i t,
(B
)
60
40
Ze
ol
i t,
(O
+B
)
,(O
Ku
m
70
Ku
m
% Giderim ÇOK
+B
80
G
AK
90
G
(B
)
100
AK
,(O
+B
)
B= Biyofiltrasyon
30
20
10
0
ùekil 7.52 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 30 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin ÇOK
ùekil 7.53’te 30 dakikalÕk temas süresi sonrasÕnda biyofiltrelerin UV254
giderimi üzerine etkisi görülmektedir.
Ozonlama öncesi GAK malzemeli
biyofiltredeki UV254 giderimi %55 iken ozonlama sonrasÕ verimde herhangi bir
de÷iúim olmamÕútÕr. Kum ve zeolit malzemeli biyofiltrelerde ise ozonlama öncesi
herhangi bir giderim gözlenemezken ozonlama sonrasÕ giderim %15 civarÕna
kadar çÕkmÕútÕr.
(B
)
20
(B
)
Ze
ol
it,
30
K
um
,(B
)
40
K
um
,(O
+B
)
(O
+B
)
50
Ze
ol
it,
60
G
A
K
,(
O
+B
)
% Giderim UV 254
70
B= Biyofiltrasyon
G
A
K
80
10
0
ùekil 7.53 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 30 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin UV254
98
G
AK
G
80
(B
)
90
AK
,(O
+B
)
B= Biyofiltrasyon
Ze
ol
i t,
Ze
ol
i t,
30
(B
)
,(B
)
40
Ku
m
,(O
50
(O
+B
)
+B
)
60
Ku
m
% Giderim TTHMOP
70
20
10
0
ùekil 7.54 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 30 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin THM
30 dakikalÕk temas süresinde ozonlama öncesi ve sonrasÕ her üç filtrasyon
malzemesinin THMOP giderimleri ùekil 7.54’da görülmektedir. TOK, ÇOK ve
UV254 ölçümlerine benzer úekilde GAK kolonundaki giderim di÷er iki filtrasyon
malzemesininkine göre çok daha fazladÕr. Bu giderimler GAK kolonunda
ortalama %70 civarÕ iken, kum kolonunda %23, zeolitte ise %19’dür.
Ozonlama sonrasÕ filtrelerdeki DOM gideriminin artmasÕyla ba÷ÕntÕlÕ
olarak THMOP giderimide artmÕútÕr. GAK kolonunda %10 artarak %80, kum ve
zeolit kolonlarÕnda ortalama 10’luk bir artÕú göstererek sÕrasÕyla %32 ve %29
olmuútur. Daha önceki kÕsÕmlarda de÷inildi÷i üzere do÷al organik maddeler DYÜ
oluúumuna sebep olurlar. Ozonlama sonrasÕ artan DOM giderimi ile DYÜ
oluúumunda azalma sa÷lanmÕútÕr.
99
+B
)
AK
60
30
Ze
ol
i t,
(B
)
Ze
ol
i t,
Ku
m
,(B
40
)
,(O
+B
(O
+B
)
)
50
Ku
m
% Giderim THAAOP
G
70
AK
,(O
G
80
(B
)
B= Biyofiltrasyon
20
10
0
ùekil 7.55 Ozonlama öncesi ve sonrasÕ 30 dakikalÕk temas süresinde kum, GAK ve zeolitin HAA
Ozonlama öncesi ve sonrasÕ HAAOP giderimine bakÕldÕ÷Õ zaman (ùekil
7.55) yine aktif karbon kolonunda %65 gibi bir giderim olurken kum ve zeolit
kolonlarÕnda sÕrasÕyla %28 ve %20’lik bir verim elde edildi÷i görülmektedir.
Ozonlama ile GAK kolonunda %5’lik bir düúüú gerçekleúerek %60 civarÕnda bir
verim elde edilmiútir. Kum malzemesinin 30 dakikalÕk temas süresi ve
ozonlanmÕú su ile beslenmesi sonrasÕnda %7’lik bir artÕú gerçekleúerek %35’lik
bir verim elde edilmiú zeolit kolonunda ise %10’luk bir artÕú ile toplamda %30’luk
bir verim elde edilmiútir.
100
8. SONUÇ, TARTIùMA VE ÖNERøLER
OzonlamanÕn DOM giderimi ve DYÜ oluúumu üzerine literatürde birçok
çalÕúma bulunmaktadÕr. AynÕ úekilde ozonlama+biyofiltrasyon sisteminin DYÜ
gideriminde çok daha etkin bir yöntem oldu÷u literatür çalÕúmalarÕnda ortaya
konmuútur. Bu tez çalÕúmasÕnda ise literatürde ortaya konmuú olan bu faydalarÕn
Eskiúehir içme ve kullanma suyu kayna÷Õ olarak kullanÕlan Porsuk suyu üzerinde
etkisi incelenmiútir. ÇalÕúma genel olarak; ozonlamanÕn model su üzerine,
ozonlanÕn Porsuk suyu üzerine, biyofiltrenin Porsuk suyu üzerine ve
ozonlama+biyofiltrasyon sisteminin Porsuk suyu üzerine etkisi olarak dört
basamaktan oluúmaktadÕr. ÇalÕúmanÕn ilk basama÷Õ olan ozonlamanÕn, hümik asit
ve ultra saf su ile hazÕrlanmÕú olan model su üzerinde DOM giderimi ve DYÜ
oluúumuna etkisinin incelendi÷i ilk bölümde aúa÷Õdaki sonuçlar elde edilmiútir.
x
Üç farklÕ deriúimde (10 mg/L, 25 mg/L ve 50 mg/L) hazÕrlanan hümik asit
çözeltisinde ozonlamanÕn etkin bir úekilde DOM’un göstergesi olan TOK
parametresinde ortalama %15 giderimi sa÷ladÕ÷Õ görülmüú,
x
Yine sudaki aromatik yapÕnÕn göstergesi olan UV254 de÷erinde 7,2
mgozon/mgTOK dozunda her üç deriúimde de %25 lik bir giderim
sa÷lanarak sudaki aromatik yapÕnÕn kÕrÕldÕ÷Õ görülmüú,
x
DYÜ oluúumunun de÷erlendirilmesin de önemli bir parametre olan ve
suyun hidrofilik veya hidrofobik yapÕsÕnÕn göstergesi olarak literatürde
kullanÕlan SUVA de÷erinde ozonlama ile özellikle yüzeysel su
kaynaklarÕnda bulunan SUVA de÷erine yakÕn baúlangÕç SUVA de÷eri olan
10 mg/L’lik hümik asit deriúimde suyun hidrofobik yapÕsÕnÕn kÕrÕldÕ÷Õ
görülmüú,
x
OzonlamanÕn
THMOP
üzerine
etkisine
bakÕldÕ÷Õnda
ise,
7,2
mgozon/mgTOK ozon dozunda 50 mg/L, 25 mg/L ve 10 mg/L hümik asit
deriúimlerinde sÕrasÕyla %37, %48 ve %66’lÕk bir giderim elde edilmiútir.
x
Benzer úekilde ozonlamanÕn HAAOP üzerine etkisine bakÕldÕ÷Õnda yine
büyük deriúimden küçü÷e do÷ru %11, %10 ve %60 giderim elde
edilmiútir.
101
ÇalÕúmanÕn ikinci aúamasÕnda ise ozonlamanÕn tek baúÕna Porsuk suyu
üzerine etkisi incelendi÷inde úu sonuçlar elde edilmiútir;
x
BaúlangÕç UV254 de÷eri 0,147 cm-1 iken 6,1 mgO3/mgTOK ozon dozunda
%59 giderim ile 0,06 cm-1 de÷eri elde edilmiútir. Grafikten görüldü÷ü
üzere 2,1 mgozon/mgTOK de÷erine kadar giderim hÕzÕ daha yüksektir. Bu
dozdan sonra yine UV254 de÷erinde azalma görülmekte ancak ilk kÕsÕm
kadar hÕzlÕ olmadÕ÷Õ dikkati çekmektedir.
x
Porsuk suyunun ozonlanmasÕ sonucu TOK de÷erindeki de÷iúimde ise dozu
arttÕkça TOK miktarÕnda da artÕú oldu÷u ortaya çÕkmÕútÕr.
x
Porsuk suyunun SUVA de÷eri 2,63 L/mg.m’dir ve buda suyun yarÕ
hidrofobik, yarÕ hidrofilik yapÕ göstermektedir. Ozon dozu 6,1
mgozon/mgTOK oldu÷unda bu de÷er %64’lük giderim ile 0,94 L/mg.m
de÷erine düúmüú ve suyun tüm hidrofobik yapÕsÕ kÕrÕlarak hidrofilik
yapÕya sahip olmasÕ sa÷lanmÕútÕr. Ozon dozu 2,6 mgozon/mgTOK
de÷erine kadar SUVA’daki giderim yine çok daha hÕzlÕ olmaktadÕr ve bu
ozon dozunda SUVA de÷eri 1,4 L/mg.m ile %50’lik bir giderim oldu÷u
görülmüútür.
x
OzonlanmamÕú suyun THMOP 462 μg/L iken artan ozon dozlarÕyla bu
konsantrasyon düúmeye baúlamÕú ve maksimum ozon dozu olan 6,1
mgozon/mgTOK de÷erinde %56 giderim ile 201 μg/L de÷erine düúmüútür.
Yine 2,1 mgozon/mgTOK de÷erine kadar olan düúüúün hÕzlÕ oldu÷u bu
de÷erden sonra ise giderim verimi hÕzÕnÕn azaldÕ÷Õ görülmekte ve bu
sayÕsal olarak 2,1 mgozon/mgTOK ozon dozunda %41 olarak ortaya
çÕkmÕútÕr.
ÇalÕúmanÕn üçüncü aúamasÕnda Porsuk suyundan DOM giderimi ve DYÜ
oluúumunu
en
aza
indirmede
biyofiltre
sisteminin
tek
baúÕna
etkisi
gözlemlenmiútir. Bu çalÕúma boyunca kum, aktif karbon ve zeolit dolgulu üç ayrÕ
biyofiltre sistemine Porsuk nehrinden getirilen su hiçbir iúleme tabii tutulmadan
beslenmiútir. Biyofiltre sistemine Porsuk suyunda herhangi bir iúlem yapÕlmadan
beslenmesi çalÕúmasÕnda 15 dakikalÕk temas süresinde kum kolonunda TOK,
102
ÇOK, UV254, THMOP ve HAAOP giderim verimleri sÕrasÕyla %30, %25, %5,
%15 ve %18 olmuútur. Zeolit dolgulu biyofiltre kolonunda da hemen hemen aynÕ
sonuçlar elde edilmiútir. Her iki malzemeli filtrelerdeki temas süresinin 30
dakikaya çÕkarÕlmasÕ ile verimlerde ortalama %15’lik bir artÕú gerçekleúmiútir.
GAK dolgulu biyofiltre sisteminde ise TOK giderimi 15 dakikalÕk temas süresin
de %52 iken temas süresinin 30 dakikaya çÕkmasÕ ile verim %68 olmuútur. Yine
temas süresi 15 dakika iken ÇOK ve UV254 giderimi sÕrasÕyla %50 ve %40 iken
temas süresinin 30 dakikaya çÕkmasÕ ile %15 lik bir artÕú ile sÕrasÕyla %65 ve
%55’lik verimler elde edilmiútir. THMOP sonuçlarÕna bakÕldÕ÷Õnda 15 dakikalÕk
temas süresi sonrasÕnda ortalama 80μg/L civarlarÕna, 30 dakikalÕk temas süresinde
ise 45μg/L deriúiminde kirletici suda kaldÕ÷Õ tespit edilmiútir. HAAOP
ölçümlerinde ise 15 ve30 dakikalÕk temas süreleri sonucunda suda oluúan kirletici
konsantrasyonlarÕ 165μg/L ve 105μg/L olarak belirlenmiútir.
ÇalÕúmanÕn son aúamasÕnda, ozonlama + biyofiltrasyon sistemi birlikte
kullanÕlarak DOM giderimi ve DYÜ oluúumuna etkisi gözlemlenmiútir. Bu
çalÕúmada 3 farklÕ filtrasyon malzemesi eú zamanlÕ kullanÕlarak farklÕ filtrasyon
malzemelerinde oluúan giderimin bulunmasÕ ve en iyi performansÕ sa÷layacak
dolgu malzemesine karar verilmesi amaçlanmÕútÕr. AynÕ zamanda her filtrasyon
malzemesinde 15 ve 30 dakikalÕk 2 farklÕ temas süresi denenerek optimum temas
süresi belirlenmeye çalÕúÕlmÕútÕr. Filtrelere beslenecek suyun ozon dozuna karar
vermede 2. aúamadaki sonuçlar baz alÕnmÕú ve hem ekonomik hemde giderim
açÕsÕndan optimum doz olarak ortaya çÕkan 2 mgozon/mgTOK seçilmiútir.
OzonlanmÕú suyun biyofiltrelere beslenmesi sonucu ortaya çÕkan sonuçlara göre
granüler aktif karbonun filtrasyon malzemesi olarak kullanÕmÕ, kum ve zeolite
göre çok daha verimli olarak görülmektedir. GAK kolonlarÕnda 15 ve 30 dakikalÕk
temas sürelerinde %70 ve %90 lÕk TOK giderimi, %40 ve %55 UV254 giderimi,
%60 ve %80’lik THM giderimi ve son olarak ta %55 ve %65’lik HAA giderimi
elde edilmiútir. Bu sonuçlarÕn yanÕ sÕra ozonlanmÕú suyun GAK malzemeli
biyofiltrelere beslenmesi ile THMOP ve HAAOP deriúimlerinin konulmasÕ
planlanan 150μg/L THM ve 100μg/L HAA standartlarÕnÕn çok altÕnda olmasÕ,
103
DYÜ gideriminde bu sistemin verimli bir úekilde kullanÕlabilece÷i ortaya
konmuútur.
Tüm bu sonuçlar göz önüne alÕndÕ÷Õnda biyofiltrasyon sisteminin DOM
giderimi ve DYÜ oluúumunu engellemede etkin oldu÷u görülmüútür. Biyofiltre
sisteminden önce bir ozonlama ünitesinin konulmasÕ ile DOM giderimi
verimlerinin
arttÕ÷Õ
ve
DYÜ
oluúum
potansiyellerinde
azalma
oldu÷u
görülmektedir. Ancak ozon+biyofiltrasyon sisteminin, tek baúÕna biyofiltre
sisteminden çok büyük farkla verimlerde yarar sa÷layamadÕ÷Õ sonuçlarda
görülmektedir. Sonuçlar dikkatlice incelendi÷inde Porsuk suyu için kurulabilecek
GAK dolgu malzemeli bir biyofiltre sisteminin DOM giderimi ve DYÜ
oluúumunu
engelleme
açÕsÕndan
istenen
sonuçlarÕ
verebildi÷i
rahatlÕkla
görülebilmektedir. Eskiúehir içme ve kullanma suyu olarak kullanÕlan Porsuk
nehrinin bu sistemler olmaksÕzÕn nihai klorlama sonrasÕ THMOP ve HAAOP
oldukça yüksektir. Bu bileúiklerin kanserojen olduklarÕ ve halk sa÷lÕ÷Õ açÕsÕndan
çok büyük risk yarattÕklarÕ literatürde ortaya konmaktadÕr. Eskiúehir içme suyu
arÕtÕm tesisinde yapÕlan bu yüksek lisans çalÕúmasÕnÕn plot ölçekli olarak
denenmesinden sonra biyofiltrasyon sisteminin DOM giderimi ve DYÜ
oluúumunu engellemede kullanÕlabilece÷i sonucu ortaya çÕkmaktadÕr.
104
KAYNAKLAR
Aiken, G. R., McKnight, D. M., Wershaw, R. L., ve MacCarthy, P. (1985), “An
introduction to humic substances in soil, sediment, and water, In: humic
substances in soil, sediment, and water: Geochemistry, Isolation, and
Characterization,” John Wiley & Sons, New York, NY, 1-9.
Aiken, G. ve Cotsaris, E. (1995), “Soil and hydrology: their effect on NOM,” J. Of
AWWA, 87 ,1, 36–45.
Albagnac, G., (1990), `Biomass retention in advanced anaerobic reactor," Water
Sci. Tech., 22:1/2:17.
Amy G. L., (1992), “Using NOM characterization for the evaluation of
treatment” Proc. of NOM Workshop sponsored by Lyonnaise des EauxDumez and AWWA Research Foundation, Chamonix, France.
Amy, G. L., (1993), Ùsing NOM characterization for evaluation of treatment,"
presented at the NOM workshop, sponsored by Lynnaise des Eaux-Dumez
and AWWA Research Foundation, Chamonix, France.
AWWA Committee Report, (1981), "Assessing microbial activity on GAC,"
Journal of AWWA, 73:8.
Bablon, G., C. Ventresque and R. B. Aim, (1988), `Developing a sand-GAC filter
to achieve high-rate biological filtration," Journal of AWWA, 80:12:47.
Barrett, Sylvia; Hwang, Cordelia; et al. (2003). “Occurrence of NDMA in
Drinking Water: A north American Survey”, 2001-2002. Amercian Water
Works Associatio n Annual Conference.
Barron L., Paul B., (2004), “Determination of haloacetic acids in drinking water
using suppressed micro-bore ion chromatography with solid phase
extraction” Analytica Chimica Acta, 522, 2, Pages 153-161
Cabaniss S. E., Zhou Q., Maurice P. A., Chin Y-P. ve Aiken G. R., (2000), “A
log-normal distribution model for the molecular weight of aquatic fulvic
acids”, Environmental Science and Technology, 34(6), 1103-1109.
105
Christman R. F., Johnson J. D., Pfaender F. K., Norwood D. L., ve Webb M. R.,
(1980), “Chemical identification of aquatic humic chlorination products,
In: Water Chlorination: Environmental Impact and Health Effects”, eds.,
R. L. Jolley et al., 3, pp. 75-83, Lewis Publishers, Chelsea, MI.
Cognet L., Courtois Y. ve Mallevialle J., (1986), “Mutagenic activity of
disinfection by-products”, Environmental Health Perspectives, 69, 165175.
Craun, G.F., (1986), “Epidemiologic Considerations for Evaluating Associations
Between the Disinfection of Drinking Water and Cancer in Humans,”
Water Chlorination: Environmental Impact and Healt Effects, 5, 229-236.
Croue J. P., Labouyrie-Rouillier L., Violleau D., Lefebvre E. ve Legube B.,
(1996). “Isolation and characterization of natural organic matter from
surface water: comparison of resin adsorption and membrane filtration
isolation procedures”, Proc.
Workshop:
Influence
of
of
IHSS
Natural
Organic
Matter
NOM Characteristics on Drinking Water
Treatment and Quality, Poitiers, France.
De Leer E. W. B., Sinninghe D. J. S., Erkelens C. ve De Galan L.,
(1985). “Identification of intermediates leading to chloroform and C4
diacids in the chlorination of humic Acid”, Environmental Science and
Technology, 19, 512-522.
Dojlido J., Zbie E., Swietlik R., (1999), “Formation of the haloacetic acids during
ozonation and chlorination of water in Warsaw waterworks (Poland)”
Water Research, 33, 14, Pages 3111-3118
Eberle S. H. ve Beuerstein W., (1979). “On the pK spectrum of humic acid from
natural waters”, Naturwissenschaften, 66, 572-573.
Evans ,F.L., (1972), “Ozone in Water and Water and Wastewater “, Ann Arbor
Science Publishers Inc.,Ann Arbor, Mich.
Frimmel, F. H. ve Abbt-Braun, G. (1989), “Comparison of aquatic humic
substances of different origin, In: Humic Substances in the Aquatic and
Terrestrial Environment”, (Ed: Allard B., Boren H., ve Grimvall A.), 33 of
Lecture Notes in Earth Sciences, 37-46.
106
Gaffney, J.S., Marley, N.A., ve Clark, S.B., (1996), “Humic and fulvic acids and
organic colloidal materials in the environment, In: Humic and Fulvic
Acids: Isolation, Structure, and Environmental Role”, (Ed: Gaffney, J. S.,
Marley, N. A., ve Clark S.B.), ACS Symposium Series 651, American
Chemical Society, Washington, DC, 2-16,
Gerecke,
A.
C.
and
David
L.
Sedlak.
(2003).
“Precursors
of
N-
nitrosodimethylamine in natural waters”. Environ. Sci. Technol. 37, 13311336
Gjessing E. T., (1976). “Physical and Chemical Characteristics of Aquatic
Humus”, Ann Arbor Science, Ann Arbor, MI.
Glaze, W. H., M. Koga and D. Cancilla, (1989), Òzonation by-products 2:
improvement of an aqueous phase derivatization method for the detection
of formaldehyde and other carbonyi compounds formed by the ozonation
of drinking water," Environ. Sci. & Technol., 23:7:838.
Gottschalk,C. et. al., (2000), “Ozonization of Water and Waste Water . Ed. WileyVCH”, Weinheim, Germany,.
Graham JE, Andrews SA, Farquhar GJ, Meresz O (1996) “Factors affecting
NDMA formation during drinking water treatment”. In: Proceedings of the
1995 Water Quality Technology Conference. Denver, CO, American
Water Works Association.
Graham, N.J.D., Perry, R., Jiang, J.Q. ve Wardlaw, V.E. (1996), “The
Significance of Algea as Trihalomethane Precursors,” Water Science, 37,
83-89.
Griffiths W.D., Bennett A., Speight S., Parks S., (2005), “Determining the
performance of a commercial air purification system for reducing
airborne contamination using model micro-organisms: a new test
methodology” Journal of Hospital Infection, 61, 3, Pages 242-247
Haag, W. R. And J. Hoigne, 1983, Òzonation of bromide-containing waters,
kinetics of formation of hypobromous acid and bromate," Environ. Sci. &
Technol.,17:5:261.
107
Hanna J. V., Johnson W. D., Quezada R. A., Wilson M. A. ve Xiao-Qiao L.,
(1991). “Characterization of aqueous humic substances before and after
chlorination”, Environmental Science and Technology, 25(6), 1160-1164.
Harrington G. W., Bruchet A., Rybacki D., ve Singer P.C., (1996).
“Characterization of natural organic matter and its reactivity with
chlorine, In: Water Disinfection and Natural Organic Matter:
Characterization and Control”, eds., R. A. Minear and G. L. Amy, pp.
138-158, Lewis Publishers, FL.
Hayes, M.H.B., MacCarthy, P., Malcolm, R. L. ve Swift R. S. (1989), “Structures
of humic substances: the emergence of forms, In: Humic Substances II: In
Search of Structure”, (Ed: Michael, H.B., MacCarthy, P., Malcolm, R.L.,
ve Swift, R.S.) John Wiley & Sons, New York, NY, 689-733.
Heller-Grossman L., Manka J., Limoni-Relis B., Rebhun M., (1993), “Formation
and distribution of haloacetic acids, THM and tox in chlorination of
bromide-rich lake water” Water Research, 27, 8, Pages 1323-1331
Hoigne and Bader, H.,(1976). “The Role of Hydroxyl Radical Reactions in
Ozonation Process in Aqueous Solutions”.
Hubele, C, (1986), `Design of fixed bed adsorbers using mathematical models,"
Water Supply, 4:197.
Huck, P. M., P. M. Fedorak and W. B. Anderson, (1989), Èffect of water
treatment processes on concentrations of assimilable organic carbon,"
Proceedings,12th Intl. Symp. On Wastewater Treatment; 1st
Canadian
Workshop on Drinking Water, Nov. 20, Montreal, Quebec, Canada.
Huffman E. W. D. Jr. ve Stuber H. A., (1985). “Analytical methodology for
elemental analysis of humic substances, In: Humic Substances in Soil,
Sediment, and Water”: Geochemistry, Isolation, and Characterization,
eds., G. R. Aiken, D. M. McKnight, R. L. Wershaw, and P. MacCarthy,
pp. 433-455, John Wiley & Sons, New York, NY.
øTATS, (2005), ønsani Tüketim AmaçlÕ Sular Yönetmeli÷i, , T.C. Sa÷lÕk BakanlÕ÷Õ,
Resmi Gazete, No:25730, ANKARA
108
Jago, p. H. and G. Stanfield, (1984), "Application of ATP determination to
measurement of growth potential in water," Research Report, Water
Research Center, medmenham, UK.
Johnson J. D., Christman R. F., Norwood D. L. ve Millington D. S., (1982).
“Reaction products of aquatic humic substances with chlorine”,
Envir. Heath Perspectives, 46, 63-71.
Jwell, W. J., (1990), "Fundamentals and advances in expanded bed reactors for
wastewater treatment," Chapter 9 in Wastewater Treatment by
Immobilized Cells.
Kitis, M., Karanfil, T., Kilduff, J.E. ve Wigton A. (2001), “The reactivity of
natural organic matter to disinfection byproducts formation and its
relation to specific ultraviolet absorbance,” Water Science and
Technology, 43, 9–16.
Koch, B., M. Ostermann, H. Hoke and D. C. Hempel, (1991) "Sand and activated
carbon as biofilm carriers for microbial degradation of phenols and
nitrogen-containing aromatic compounds," Water Research, 25:1:1.
Krasner, S.W., Croue, J.P., Buffle, J. ve Perdue, E.M. (1996), “Three approaches
for characterizing NOM,” Jour. of AWWA, 88, 66-79.
Langlais, B, D. A. Reckhow and D. R Brink, (1991), "Ozone in Water Treatment:
application and engineering," Lewis Publishers, Chelsea, Michigan.
Larson R. A. ve Weber E. J., (1994). “Reaction Mechanisms in Environmental
Organic Chemistry”, Lewis Publishers, Boca Raton, FL.
LeChevallier, M. W., W. C. Becker, P. Schorr and R. G. Lee, (1992), Èvaluating
the performance of biologically active rapid filters," Journal of AWWA,
84:4:136.
Leenheer J. A. ve Huffman E. W. D. Jr., (1976). “Classification of organic solutes
in water by using macroreticular resins”, U.S. Geol. Surv. J. Res., 4, 737751.
Li, A. Y.and F. A. DiGiano, (1983), Àvailability of sorbed substrate for
microbial degradation on granular activated carbon," J. WPCF, 55:392.
109
Liang X., Fuller B., Singer J. D., (2000), “Ethnic differences in child care
selection: the influence of family structure, parental practices, and home
language” Early Childhood Research Quarterly, 15, 3, Pages 357-384
Liao W., Christman R. F., Johnson J. D., ve Millington D. S., (1982). “Structural
characterization of aquatic humic material”, Environmental Science
and Technology, 16, 403-410.
Liu Y., Mou S., Chen D.; (2004), “Determination of trace-level haloacetic acids
in drinking water by ion chromatography–inductively coupled plasma
mass spectrometry” Journal of Chromatography A, 1039, 1-2, Pages 89-95
MacCarthy P. ve Suffet I. H., (1989). “Aquatic humic substances and their
influence on the fate and treatment of pollutants, In: Aquatic Humic
Substances, Influence on Fate and Treatment of Pollutants”, eds., I. H.
Suffet and P. MacCarthy, American Chemical Society, Advances in
Chemistry Series 219, pp. xvii-xxx, Washington DC.
Malcolm, R.L. (1991), “Factors to be considered in the isolation and
characterization of aquatic humic substances, In: Humic Substances in the
Aquatic and Terrestrial Environment” Ed: Allard, B., Boren, H., ve
Grimvall, A., Springer-Verlag, Berlin, 9-36.
Malcolm, R.L., (1985), “Geochemistry of stream fulvic and humic substances, In:
Humic Substances in Soil, Sediment, and Water: Geochemistry, Isolation,
and Characterization” (Eds: Aiken, G.R., McKnight, D.M., Wershaw,
R.L, ve MacCarthy, P.), John Wiley & Sons, New York, NY, 181-209.
Mallevialle, J. and J. C. Cournarie, (1982), `Contribution of ozone to the removal
of organic materials in a process including a slow filtration through sand
and activated carbon," Ozone: Science and Engineering, 4, pp. 33-44.
Malliarou E., Collins C., Graham N., Nieuwenhuijsen M. J., (2005), “Haloacetic
acids in drinking water in the United Kingdom” Water Research, 39, 12,
Pages 2722-2730
Maloney, S. W. et. al., (1982), "Bacterial TOC removal on sand and GAC,"
Proceedings, National Conference on Environmental Engineering, ASCE,
Minneapolis, MN, July 14-16, 1982.
110
Martin D. F. ve Pierce R. A., (1975). “A convenient method of analysis of humic
acids in freshwater”, Environment Letters, 1, 49-52.
McKnight D. M., Klein J. ve Wissmar R. C., (1985). “Changes in the organic
material in lakes in the blast zone of Mt. St. Helens”, Washington, U.S.
Geol. Surv. Circ., 850
Meier J. R., Ringhand H. P., Coleman W. E., Schenck K. M., Munch J. W.,
Streicher R. P., Kaylor W. H. ve Kopfler F. C., (1986). “Mutagenic byproducts from chlorination of humic acid”, Environmental Health
Perspectives, 69, 101-107.
Miller, G. W. and R G. Rice, (1978), Èuropean water treatment practices - the
promise of biological activated carbon," Civil Engineering-ASCE, No 2,
pp. 81-83.
Miltner, R. J. and R S. Summers, (1992). "A pilot-scale study of biological
treatment,"Proceedings”, Water Quality, AWWA Annual conference,
Vancouver, Canada.
Minear R.A., Amy G.A., Eds., (1996), “Disinfection by-products in water
treatment”. The chemistry of their formation and control, Lewis
Publishers, Boca Raton, FL,.
Montgomery, J.M. (1985), “Water Treatment Principles and Design”, John Wiley
ve Sons Inc., USA.
Morris J. C., (1975). “Formation of Halogenated Organics by Chlorination of
Water Supplies”, EPA 600/1-75-002, Cincinnati, OH.
Najm, I.N., Patania, N.L., Jacangelo, J.G., ve Krasner, S.W. (1994), “Evaluating
Surrogates for Disinfection by-Products,” American Water Works
Association, 86: 98-106.
Namkung, E. and B. E. Rittmann, (1987), `Removal of taste- and odor-causing
compounds by biofilm grown on humic substances," Journal AWWA,
79:7.
Norwood D. L., Johnson J. D., Christman R. F. ve Millington D. S., (1983).
“Chlorination products from aquatic humic material at neutral pH, Water
Chlorination: Chemistry, Environmental Impact and Health Effects”, eds.,
R. L. Jolley et al., 4, pp. 191-200, Ann Arbor Science, Ann Arbor, MI.
111
Owen, D. M., G. L. Amy and Z. K. Chowdhury, (1995), `Characterization of
natural organic matter and its relationship to treatabiiity,"AWWA
Research Foundation.
Oxenford, J.L. (1996), “Disinfection by-products: Current practices and future
directions, in: Disinfection by-products in water treatment: The chemistry
of their formation and control” (Ed: Minear, R.A. ve Amy G.L.), , Lewis
Publishers, FL, 3-16
Peclaris G. M., Koutsotolis K., Seferiadis K., Mantzios A., Nikolaou E., Kolios
G., (1999), “Effect of monensin and progesterone priming on ram-induced
reproductive
performance
of
boutsiko
mountain
breed
ewes”
Theriogenology, 51, 3, Pages 531-540
Pontius, F.W. (1990), “Water Quality and Treatment, Fourth Edition”, McGraw
Hill Inc.
Prevost, M. et. al. (1989). “Full-scale evaluation of biological activated carbon
filtration for the treatment of drinking water”. Proceedings of WQTCAWWA, Philadelphia,1989.
Prevost, M., R. Desjardins, D. Duchesne, H. Baribeau, J. Coallier and A. Gadbois,
(1991). “Optimization of short term chlorine demand removal by
biological activated carbon filtration," submitted to Water Research.
Qi Y., Shang C., Irene M. C. Lo, (2004), “Formation of haloacetic acids during
monochloramination” Water Research, 38, 9, Pages 2375-2383
Ranville J. F., Harnish R. A. ve McKnight D. M., (1991). “Particulate and
colloidal organic material in Pueblo Reservoir, Colorado: Influence of
autochthonous source on chemical composition”, In: Organic Substances
and Sediments in Water, Vol:1 Humics and Soils, ed., R. A. Baker, Lewis
Publishers, Chelsea, MI.
Rashid M. A., (1985). “Geochemistry of Marine Humic Compounds”, SpringerVerlag, New York, NY.
Reasoner, D. J. and E. W. Rice, (1989), ÙSEPA experience with AOC and
coliform growth response assays," presented at the workshop on
Measurement
of
AOC
in
Treatment,"Karlsruhe, Germany
112
the
Field
of
Drinking
Water
Reckhow D. A. ve Singer P. C.,
(1985). “Mechanisms of organic halide
formation during fulvic acid chlorination and implications with respect to
preozonation”, In: Water Chlorination: Chemistry, Environmental Impact
and Health Effects, eds., R. L. Jolley et al., 5, pp. 1229-1257, Lewis
Publishers, Chelsea, MI.
Reckhow, D.A. ve Singer P.C. (1990), “Chlorination by-products in drinking
waters: from formation potentials to finished water concentrations,”
Journal of AWWA, 82, 173–180.
Reinhard M. ve Stumm W., (1980). “Kinetics of chlorination of p-xylene in
aqueous solution,” In: Water Chlorination: Environmental Impact and
Health Effects, eds., R. L. Jolley et al., 3, pp. 209-218, Ann Arbor Science,
Ann Arbor, MI.
Rice, R.G., (1980), “The Use of Ozone to Control Trihalomethanes in Drinking
Water Treatment, 2-2-75.
Richardson D.Susan, (2003), “Disinfection by-products and other emerging
cantaminants in drinking water, Trends in Analytical Chemistry”, 22
No.10-668,
Riffaldi R. ve Schnitzer M., (1972). “Effects of 6 N HCl hydrolysis on the
analytical characteristics and chemical structure of humic acids”, Soil
Science, 115, 349-356.
Rittmann, B. E. and P. M. Huck, (1989). "Biological treatment of public water
supplies," CRC Critical Reviews in Environmental Control, 19:2:119.
Rittmann, B. E. and V. L. Snoeyink, (1984), Àchieving biologically stable
drinking water," Journal of AWWA, 76:106.
Rodriguez M. J., Sérodes Jean-B., Levallois P., (2004), “Behavior of
trihalomethanes and haloacetic acids in a drinking water distribution
system” Water Research, 38, 20, Pages 4367-4382
Rook, J. J. (1974). "Formation of Haloforms During the Chlorination of Natural
Water." Water Treatment and Examination(23), 234-243.
Schnitzer, M. ve Khan, S. U. (1972), “Humic Substances in the Environment”,
(Ed: Marcel, D.), New York, NY.
113
Seeger D. R., Moore L. A. ve Stevens A. A., (1985). “Formation of acidic trace
organic by-products from chlorination of humic acids”, In: Water
Chlorination: Chemistry, Environmental Impact and Health Effects, eds.,
R. L. Jolley et al., 5, pp. 859-873, Lewis Publishers, Chelsea, MI.
Sérodes Jean-B., Rodriguez M. J., Li H., Bouchard C., (2003), “Occurrence of
THMs and HAAs in experimental chlorinated waters of the Quebec City
area (Canada)” Chemosphere, 51, 4, Pages 253-263
Serthilnathan, PR. and Ganczarczyk, J. J., (1990), "Application of biomass
carriers in activated sludge process," Chapter 5, Wastewater Treatment by
Immobilized Cells.
Servais, P., G. Billen, C. Ventresque and G. P. Bablon, (1991), `Microbial activity
in GAC filters at the Choisy-le-Roi treatment plant," Journal of AWWA,
February, 1991
Shukairy, H. and R. S. Summers, (1993), `Biological treatment for the control of
disinfection by-products: a new," in Strategies and technologies for
Meeting SDWA Requirements, edited by R. M. Clark and R S. Summers,
technomic Publ. Co. Inc., Lancaster, PA.
Singer, P.C. (1989), “Complying with trihalometan reduction requirements in
water treatment facilities,” Pollution Technology Review, 167
Singer, P.C. ve Chang S.D. (1989), “Correlations between trihalomethanes and
total organic halides formed during water treatment,” Journal of AWWA,
81, 61-65.
Sontheimer, H. and C. Hubele, 1987, `The use of ozone and granular activated
carbon in drinking water treatment," Treatment of Drinking Water for
Organic Contaiminants, editted by P. M. Huck and P. Toft, Pergamon
Press, New York.
Steinberg, C. ve Muenster, U. (1985), “Geochemistry and ecological role of
humic substances in lakewater, “In: Humic Substances in Soil, Sediment,
and Water Geochemistry, Isolation, and Characterization, (Ed: Aiken,
G.R., McKnight, D. M., Wershaw R.L., ve MacCarthy P.), John Wiley &
Sons, New York, NY, 105-145
114
Stevenson F. J., (1982). “Humus Chemistry: Genesis, Composition, Reactions”,
Wiley, New York, NY.
Stuermer D. H., (1975). “The characterization of humic substances in seawater”,
Ph.D. Dissertation, Woods Hole Oceanographic Institution, Woods Hole,
MA.
Swertfeger, J. et al, (1993), "The control of ozonation by-products by biological
filtration,"Proceedings, AWWA Annual Conference.
Symons J. M., Krasner S. W., Sclimenti M. J., Simms L. A., Sorensen H. W. Jr.,
Spietel G. E. Jr., ve Diehl A. C., (1996). “Influence of bromide ion
on trihalomethane and haloacetic acid formation, In: Disinfection Byproducts in Water Treatment”: The Chemistry of Their Formation and
Control, eds., R. A. Minear and G. L. Amy, pp. 91-130, Lewis Publishers,
FL.
Symons J. M., Krasner S. W., Simms L. A. ve Sclimenti M., (1993).
“Measurement of THM and precursor concentrations revisited: The effect
of bromide ion,” J. of AWWA, 85(1), 51-62.
Thurman E. M. and R. L. Malcolm, (1983), `Preparative isolation of aquatic
humic substances," Environ. Sci. Tech., 15:463.
Thurman, E.M. (1985a), “Organic Geochemistry of Natural Waters”, Martinus
Nijhoff Dr. Junk Publishers, Dordrecht, The Netherlands.
Thurman, E.M. (1985b), “Humic substances in groundwater”, In: Humic
Substances in Soil, Sediment, and Water: Geochemistry, Isolation, and
Characterization (Ed: Aiken, G.R., McKnight, D.M., Wershaw R.L.,
MacCarthy, P.), John Wiley&Sons, New York, NY, 87-103.
U.S. EPA. (2001), “Integrated risk information system”. Office of Research and
Development (ORD), National Center for Environmental Assessment.
U.S. EPA. (2002). “Integrated Risk Information System”. Office of Research and
Development (ORD), National Center for Environmental Assessment;
http://www.epa.gov/ngispgm3/iris/search.htm
115
Urbansky E. T., Magnuson M. L., Kelty C. A., Brown S. K., (2000), “Perchlorate
uptake by salt cedar (Tamarix ramosissima) in the Las Vegas Wash
riparian ecosystem” The Science of The Total Environment, 256, 2-3,
Pages 227-232
Valentis, G and J. Lesavre, (1990), `Wastewater treatment by attached-growth
microorganisms on a geotextile support," Water Sci. Tech., 2:1/2: 43.
Van der Kooij, D., W. A. M. Hijnen, and J. C. Kruithof, (1989), "The effects of
ozonation, biological filtration, and distribution on the concentration of
easily assimilable organic carbon in drinking water," Ozone Sci. &
Engrg., 11:3:297.
Von Gunten, U., (2003a). “Ozonation of drinking water: Part I. Oxidation
kinetics and product formation”. Water Research 37, 1443-1467.
Vosmaer, A., (1916), “Ozone: Its Manufacture, Properties and Uses”. New York:
Van Nostrand Publisher,
Wang, J. Z. and R. S. Summers, (1993), "The evaluation of organic matter and
disinfection by-product controlin biofilters with biomass and bioactivity
analyses," Proceedings, AWWA-WQTC Conference, Miami, Florida.
Wayne, F. L. et al., (1984), "Ozone enhanced biological activated carbon in
Denver, Colorado: a pilot plant study," Ozone: Science and Engineering,
6:7 1.
White, D. C., (1992), "Quantitative physicochernical characterization of bacterial
habitats," pp 177-203 in J. S. Poindexter and E. R. Leadbetter, ed. Bacteria
in Nature, Plenum Press, New York.
Wilson M. A., Collin P. J., Malcolm R. L., Perdue E. M., ve Cresswell P., (1988).
“Low molecular weight species in humic and fulvic fractions”,
Organic Geochemistry, 12(1), 7-12.
Wu W. W., Chadik P. A., Davis W. M., Delfino J. J., ve Powell D. H., (1998).
“Using chemical characterization of humic substances to predict
disinfection by-product formation”, Proc. of AWWA Annual Conference,
Dallas, TX.
Xie Y., (2001), “Analyzing Haloacetic Acids Using Gas Chromatography/Mass
Spectrometry” Water Research, 35, 6, Pages 1599-1602
116
Yavich A.A., Lee K.-H., Chen K.-Ch., Pape L., Masten S.J., (2004) “Evaluation
of biodegradability of NOM after ozonation”, Wat. Res. 38 2839-2846.
http-1: www. Hc-sc.gc.ca/ahc-asc/public-consult
117

eskişehir ili alternatif katı atık düzenli depolama sahaları yer seçimi

Transkript

Benzer belgeler

poemes baudelaire et souffi