mbr - WordPress.com

T.C.
SÜLEYMAN DEMİREL ÜNİVERSİTESİ
FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ
MEMBRAN BİYOREAKTÖRÜ İLE (MBR) EVSEL
ATIKSU ARITIMI
NEVZAT ÖZGÜ YİĞİT
Danışman: Doç. Dr. Mehmet KİTİŞ
II. Danışman: Doç. Dr. Özer ÇINAR
DOKTORA TEZİ
ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI
ISPARTA 2007
ii
İÇİNDEKİLER
İÇİNDEKİLER………………………………………….....…………………
i
ÖZET…………………………………………………..……….…………….
iii
ABSTRACT…………………………………………………………..……...
v
TEŞEKKÜR………………………………………………………...……......
vii
ŞEKİLLER DİZİNİ…………………………………………..………………
viii
ÇİZELGELER DİZİNİ………………………..…………………………......
xii
SİMGELER ve KISALTMALAR DİZİNİ………………………………..…
xiii
1. GİRİŞ………………………….…………………………………………..
1
1.1. Motivasyon ve Amaç…………..………………..………………………
1
1.2. Kapsam……………...……………………..…………...………………..
7
2. KAYNAK ÖZETLERİ……..…………….……………………………….
10
2.1. Genel MBR Tanıtımı…...……………………..…………………………
10
2.1.1. Tasarım ve İşletim Parametreleri………………………………….…..
14
2.1.2. MBR Konfigürasyonları….…..………………………………………...
15
2.1.3. MBR’ların Gelişimi……………..……………………………………..
18
2.1.4. MBR’ların Konvansiyonel Sistemlere Göre Avantajları……………...
21
2.1.5. MBR’ların Genel Dezavantajları………………..…………………….
23
2.1.6. MBR’larda Çıkış Suyu Kalitesi…………………..……………………
23
2.1.7.MBR ve Konvansiyonel Sistemlerde İşletim Parametrelerinin
Karşılaştırılması…………………………………………….................
2.1.8.MBR
Sistemlerinin
Kentsel
Atıksu
Arıtımındaki
Uygulamaları……………..……………………………………………..
2.1.9.MBR
Sistemlerinin
Endüstriyel
Atıksu
24
26
Arıtımındaki
Uygulamaları…..........………………………………………………......
27
2.2. Membran Kirlenmesi/Tıkanması……….....……………………………..
28
2.2.1. Biyokütle özellikleri…….……………………………………………..
31
2.2.2. İşletim şartları……………..…………………………………………...
32
2.2.3. Membran Özellikleri………….……………………………………….
33
2.3. Membranların Temizliği……..………..………………………………...
33
2.4. Çamur Susuzlaştırma…………………………...………………………..
35
i
3. MATERYAL ve YÖNTEM..………….…….…………………………….
38
3.2. Analitik Ölçümler…...…………..……………………………………….
43
3.3. Arıtılabilirlik (1. Faz) Çalışmaları……...………………..………………
46
3.4. Tıkanma Deneyleri (2. Faz Çalışmaları)…….…………...……………...
50
3.5. MBR’da Geri Yıkama Şartlarının Tıkanma Üzerine Etkileri (3. Faz
Çalışmaları)……...……………………………………………………...
53
3.6. Çamur Susuzlaştırma Deneyleri (4. Faz Çalışmaları)…...…….………...
55
4. ARAŞTIRMA BULGULARI ve TARTIŞMA.…..………..……………...
61
4.1. Değişken Karakterli Evsel Atıksularının Pilot Ölçek Batık MBR
Sistemi ile Arıtılması……………..…….………………………………..
61
4.2. Çeşitli Biyokütle ve İşletim Şartlarında İşletilen Batık MBR Sisteminde
Membran Tıkanmalarının Belirlenmesi……..……...................................
99
4.3. Membran Biyoreaktörlerde Çeşitli Geri Yıkama Senaryolarının
Membran Tıkanması Üzerine Etkileri………..……………..……….…...
110
4.4. MBR Çamurunun Susuzlaştırılmasına Biyokütle Özellikleri, Polimerler
ve
Konvansiyonel
Aktif
Çamur
ile
Karıştırmanın
Etkileri........................................................................................................
121
5. SONUÇLAR………………..……………………………………………..
137
6. KAYNAKLAR….…………..……………………………………………..
142
ÖZGEÇMİŞ………………………………...………………………………..
151
ii
ÖZET
Doktora Tezi
MEMBRAN BİYOREAKTÖRÜ İLE (MBR) EVSEL ATIKSU ARITIMI
Nevzat Özgü YİĞİT
Süleyman Demirel Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü
Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı
Jüri: Prof. Dr. M. Erol KESKİN
Prof. Dr. S. Nilay KESKİN
Doç. Dr. Mehmet KİTİŞ (Danışman)
Doç. Dr. Özer ÇINAR (Eş Danışman)
Doç. Dr. İsmail KOYUNCU
Yrd. Doç. Dr. İsmail TOSUN
Yrd. Doç. Dr. Mehmet BEYHAN
Yapılan doktora tez çalışmasında; 1) Membran biyoreaktör (MBR) sisteminin değişken karakterli
evsel atıksulardaki arıtma performansı, 2) Farklı biyokütle ve işletim şartlarında işletilen MBR
sisteminde membran tıkanmalarının belirlenmesi, 3) MBR sisteminin geri yıkama süreleri ve
sıklıklarının optimize edilmesi ve 4) MBR sisteminde oluşan çamurun susuzlaştırılması
konularını içeren 4 fazda deneysel ve teorik araştırmalar yapılmıştır. Söz konusu 4 faz
çalışmasında da pilot ölçekli batık MBR sistemi olarak ZW-10® (Zenon Environmental Inc., GE
Water&Process Technologies) ünitesi kullanılmıştır. Batık sistem, gözenekli fiber membran
modülüne sahip ünite sürekli akışlı besleme ile 19 ay boyunca çalıştırılmıştır. Aerobik biyolojik
oksidasyon ve ultrafiltrasyon kademeleri tek proses tankı içinde gerçekleştirilmiştir. MBR
ünitesinde aerobik organik karbon giderimi ve nitrifikasyon hedeflenmiştir. MBR sistemi ilk 3
ayda sadece izleme, kontrol ve biyolojik aklimasyona ulaşılması için çalıştırılmıştır. Bu süreden
sonraki 8 ayda SDÜ kampüsü öğrenci yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak
değişken karakterli evsel atıksuların MBR sistemiyle arıtılabilirliği araştırılmıştır. Son 8 aylık
dönemde ise ikinci, üçüncü ve dördüncü faz çalışmaları gerçekleştirilmiştir.
Birinci faz arıtılabilirlik çalışmaları kapsamında MBR sistemi 3 farklı işletim aşamasında
çalıştırılmıştır: 1) sonsuz çamur yaşı (SRT), normal akı değeri: 25 L/m2-saat; 2) SRT: 20 gün,
normal akı değeri: 25 L/m2-saat; 3) SRT: 20 gün, yüksek akı değeri: 39 L/m2-saat. MBR
sisteminin işletildiği 8 ay boyunca giriş atıksuyu karakterleri aşırı salınımlar göstermiştir. Bu
salınımlara ve özellikle 1. aşamadaki çok düşük atıksu sıcaklıkları (6 οC) ve giriş suyundaki ani
tuzluluk artışlarına rağmen MBR sistemi tüm işletim boyunca çok yüksek arıtma performansı
sergilemiştir. Arıtma performansı F/M (substrat/biyomas oranı), organik yükleme hızı, spesifik
substrat giderim hızı ve çözünmüş oksijen gibi diğer parametrelerdeki salınımlardan da olumsuz
etkilenmemiştir. Üç işletim aşamasında da arıtma veriminin, test edilen SRT, MLSS ve işletim
akılarından bağımsız olduğu bulunmuştur. Normal ve yüksek akı aşamalarında 8 aylık işletim
boyunca membranlarda geri dönüşümsüz tıkanma olmamıştır. Ayrıca, normal akıda 6 aylık
işletim süresince, süzüntü suyu ile rutin geri yıkama dışında kimyasal membran temizliğine
ihtiyaç duyulmamıştır. 2 ay boyunca 39 L/m2-saat gibi çok yüksek akı işletiminde bile, 2 defa
kimyasal temizlik yapılmıştır. Genel itibariyle, 8 ay süreyle işletilen pilot ölçek MBR sistemi ile
tıkanma ve permeabilite azalması gibi işletim zorlukları ile karşılaşılmadan, giriş atıksuyu
karakterlerindeki aşırı salınımlara rağmen, MBR prosesi ile sorunsuz bir şekilde çok yüksek
kalitede arıtılmış su elde edilebileceğini göstermiştir.
Doktora çalışması ikinci fazında değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot ölçek
batık MBR sisteminde çeşitli biyokütle karakterleri (MLSS, MLVSS, hücre dışı polimerik
maddeler (EPS), çözünmüş mikrobiyal ürünler (SMP), partikül boyutu dağılımı) ve işletim
iii
şartlarında (havalandırma hızı (UG), işletim akısı) tıkanma eğilimlerinin ve kritik akıların tayin
edilmesi amaçlanmıştır. Kritik akı ve tıkanmalar deneysel olarak kademeli akı metoduyla tespit
edilmiştir. Tıkanma davranışları 5 farklı MLSS konsantrasyonunda ve dört UG değerinde
incelenmiştir. MBR sisteminin farklı MLSS konsantrasyonlarındaki biyokütle karakterizasyonu,
EPS ve SMP nin hem protein hem de karbonhidrat fraksiyon konsantrasyonlarının MLSS
konsantrasyonlarının artışıyla arttığını göstermiştir. Diğer taraftan MLSS konsantrasyonlarının
artmasıyla partikül boyut dağılımı değişmiş ve ortalama partikül boyutu küçülmüştür. EPS ve
SMP nin karbonhidrat fraksiyonlarının protein fraksiyonlarından daha fazla tıkamaya sebep
olduğu görülmüştür. Tüm MLSS seviyelerinde artan havalandırma hızları tıkanma kontrolünde
pozitif bir etki sergilemiştir; ancak artan MLSS seviyelerinde etki derecesi azalmıştır. MBR
sisteminin işletim akısı kritik akı değerinden küçük ise akının tıkanma hızına etkisi küçüktür ve
bu trend MLSS konsantrasyonundan bağımsızdır. Artan MLSS konsantrasyonu tıkanma hızını
arttırmış ve dolayısıyla permeabilite değerlerini önemli oranda düşürmüştür. Sonuç olarak işletim
akısı değeri kritik akı değerinin üzerinde olması durumu, artan MLSS konsantrasyonlarına bağlı
olarak EPS’in hem protein hem de karbonhidrat konsantrasyonlarının yüksek olması, biyokütle
içerisindeki partiküllerin boyutlarının küçülmesi ile birlikte membran tıkanmaları artmıştır.
Doktora çalışmasının üçüncü fazında MBR sisteminde farklı geri yıkama şartlarının/
senaryolarının membran tıkanmalarına olan etkilerinin tayini ve optimum geri yıkama
senaryosunun belirlenmesi amaçlanmıştır. Yedi farklı geri yıkama senaryosunun, tıkanma
kontrolü üzerindeki etkileri araştırılmıştır. Deneysel çalışmalar 6600-6800 mg/L MLSS
konsantrasyonu ve 0,101 m/s UG değerinde yürütülmüştür. Yüksek tıkanma hızı değerleri her
senaryoda kritik akı üzerindeki akı (>25-30 L/m2-saat) değerlerinde gözlenmiştir. Kritik akının
altındaki akılarda, benzer filtrasyon ve geri yıkama frekansları olan senaryolarda tıkanma hızları
devamlı ve tutarlı bir şekilde (<1 mbar/dakika) düşük değerlerde bulunmuştur. Filtrasyon ve geri
yıkama sürelerinin her ikisinin de ortalama toplam membran direnci ile doğrusal olarak ilişkili
olduğu bulunmuştur. Geri yıkama süresinin artırılması, her kademe akısı için toplam membran
direncini azaltırken, sabit geri yıkama sürelerinde filtrasyon süresinin artması dirençleri önemli
ölçüde artırmıştır. Ancak, toplam dirençlere filtrasyon sürelerinin negatif etkileri geri yıkama
sürelerinin pozitif etkilerinden daha belirgindir. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ve toplam
membran direnci arasında bulunan güçlü korelasyon (R2: 0,96) rutin geri yıkama uygulanan batık
MBR’larda tıkanma kontrolü optimizasyonunda bu oranın etkili bir araç olabileceğini
göstermektedir. Senaryo 4 (9 dakika 55 saniye filtrasyonu takiben 5 saniye geri yıkama) ve 5 (9
dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama), tıkanma kontrolü ve net günlük
süzüntü suyu üretim hacmine dayanarak optimum senaryolar olarak bulunmuştur.
Doktora tezinin dördüncü fazında MBR çamurunun ve konvansiyonel aktif çamurla (KAS)
karıştırılmış MBR çamurunun (karışık çamur) susuzlaştırılabilirliğinin araştırılması
amaçlanmıştır. Ayrıca değişik polimer çeşitleri ve dozlarının, çamur özelliklerinin, filtre kağıdı
çeşidinin hem MBR çamurunun hem de karışık çamurun susuzlaştırılabilirliği üzerindeki etkileri
belirlenmiştir. Susuzlaştırılabilirliğin göstergesi Buchner hunisi yöntemi kullanılarak, özgül filtre
direnci (ÖFD) parametresiyle ölçülmüştür. Filtre kağıdı türünün susuzlaştırılabilirlik testlerinin
sonuçları üzerinde çok büyük bir etkisinin olduğu bulunmuştur. ÖFD değerleri ve optimum
polimer dozları artan MLSS konsantrasyonu ile artmıştır. Çünkü yükselen MLSS
konsantrasyonunun beraberinde getirdiği yüksek EPS ve SMP konsantrasyonları ve küçülen
partikül boyut dağılımı çamur susuzlaştırmanın zorlaşmasına sebep olmuşlardır. KAS ve MBR
çamurlarının farklı oranlarda karıştırılması KAS çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini
iyileştirmiştir. Katyonik polimerler anyonik ve iyonik olmayan polimerlere nazaran tüm çamur
tipleri için (MBR, KAS ve karışık çamurlar) daha iyi susuzlaştırma performansı göstermişlerdir.
Anahtar Kelimeler: Aktif çamur, atıksu arıtımı, atıksu geri kazanımı, çözünmüş hücre ürünleri,
(SMP), geri yıkama, hücre dışı polimerik maddeler (EPS), membran biyoreaktör (MBR), ÖFD,
polimer, susuzlaştırma, tıkanma.
2007, 157 sayfa
iv
ABSTRACT
Ph.D. Thesis
DOMESTIC WASTEWATER TREATMENT WITH MEMBRANE BIOREACTOR
(MBR)
Nevzat Özgü YİĞİT
Süleyman Demirel University
Graduate School of Applied and Natural Sciences
Department of Environmental Engineering
Thesis Committee: Prof. Dr. M. Erol KESKİN
Prof. Dr. S. Nilay KESKİN
Assoc. Prof. Dr. Mehmet KİTİŞ (Supervisor)
Assoc. Prof. Dr. Özer ÇINAR (Co-Supervisor)
Assoc. Prof. Dr. İsmail KOYUNCU
Asist. Prof. Dr. İsmail TOSUN
Asist. Prof. Dr. Mehmet BEYHAN
This doctoral thesis work mainly contained lab- and pilot-scale research and was conducted in
four major phases: 1) The treatability of domestic wastewater with diurnally and seasonally
variable characteristics using a pilot-scale membrane bioreactor (MBR), 2) Determination of the
membrane fouling in MBR system operated with different biomass and operating conditions, 3)
Optimization of the backwash durations and frequencies of the MBR system, 4) Dewaterability
studies of the MBR sludge. A pilot-scale MBR unit (ZW-10®, Zenon Environmental Inc., GE
Water&Process Technologies) was used during the study. The single-tank unit, containing an
immersed hollow fiber ultrafiltration (UF) membrane module, was continuously operated
aerobically for 19 months for carbon removal and nitrification, and the aerobic biological
oxidation and ultrafiltration for biomass separation were performed in this single tank. MBR
system was operated for monitoring, controlling and biological acclimation during the first 3
months. During the following 8 months, treatability of domestic wastewater from university
student dormitories with diurnally and seasonally variable characteristics was investigated. In the
last 8 months, second, third and fourth phases of the study were completed.
A total of three major operational stages were tested during the first-phase of the study: 1) no
sludge wastage, flux: 25 L/m2-h; 2) solids retention time (SRT): 20 d, flux: 25 L/m2-h; and 3)
SRT: 20 d, flux: 39 L/m2-h (high flux conditions). The characteristics of raw wastewater
exhibited both diurnal and seasonal variations during operation. Although the influent
characteristics were highly variable including sudden increases in total dissolved solids (TDS)
and the wastewater temperatures were as low as 6 oC during winter months, the MBR system
performed well throughout its eight months of operation. The treatment performance was not
negatively influenced by variations in operational parameters including F/M ratio, organic
loading rate, specific substrate removal rate, and dissolved oxygen concentrations. The
performance was independent of tested SRT, mixed liquor suspended solids (MLSS)
concentrations and flux values in 3 operational stages. In both normal and high flux stages,
irreversible fouling of membranes did not occur during the eight months of operation.
Furthermore, no chemical cleaning was performed during the six months of operation at normal
flux, except routine back-pulses with permeate. Even for the high flux operation (39 L/m2-h)
continued for two months, chemical maintenance cleaning was only employed two times. Overall,
eight months of pilot-scale tests indicated the robustness of MBR process in terms of achieving
very high quality of treated water without any operational limitations including fouling and
permeability reduction problems.
v
The main objective of the second phase of the study was to determine the impacts of various
operational conditions (aeration velocity (UG), operating flux) and biomass characteristics (MLSS,
MLVSS, extracellular polymeric substances (EPS), soluble microbial products (SMP), particle
size distribution) on membrane fouling and critical flux in the pilot-scale, submerged MBR,.
Critical flux and levels of fouling was determined by the flux step method. Fouling behavior was
studied at five different MLSS concentrations and four different aeration velocities at each MLSS
concentration. Concentrations of both protein and carbohydrate fractions of EPS and SMP
increased with increasing MLSS concentrations. Also, the distribution of particle sizes shifted
toward smaller particles and the mean particle size decreased as the MLSS concentrations
increased. Carbohydrate fractions of both EPS and SMP contributed to fouling more than protein
fractions. Aeration velocity exhibited positive impacts on fouling control at all MLSS
concentrations; however, the degree of this impact decreased significantly with increasing MLSS
concentrations. The impact of flux on fouling rate was small as long as the operating flux was less
than critical flux, a trend found independent of MLSS concentration. Increasing MLSS
concentration significantly decreased permeability values and increased fouling rates. It was
concluded that membrane fouling was increased by increasing operating flux (beyond the critical
flux), increasing MLSS concentration (thus the concentrations of both carbohydrate and protein
fractions of EPS) and smaller particle sizes.
In the third phase of the study, the impacts of various backwash scenarios on fouling and
optimum backwash scenario in a MBR were determined. The effects of seven different backwash
scenarios on fouling control were tested. Experimental studies were conducted at the MLSS
values in the range of 6600-6800 mg/L and UG value of 0.101 m/s. A higher rate of fouling was
observed above critical flux (>25-30 L/m2-h) for all scenarios. For scenarios with the similar
filtration and backwash frequencies at the fluxes under the critical flux, fouling rates were always
found lower (<1 mbar/minute). It was found that filtration and backwash durations both
correlated with the average total membrane resistances. While increasing backwash duration
decreased total membrane resistances for all the flux-steps, increasing filtration duration at
constant backwash duration significantly increased resistances. However, the negative impacts of
filtration duration on resistances were more pronounced than the positive impacts of backwash
duration, i.e., as the ratio of filtration/backwash duration increased resistances also increased
linearly. The strong correlation found among this ratio and the total membrane resistance
suggests that the use of this ratio may be an effective tool in the optimization of fouling control in
submerged MBRs employing routine backwashing. Scenarios 4 (9 min 55 s of filtration followed
by 5 s of backwash) and 5 (9 min 45 s of filtration followed by 15 s of backwash) were found to
be optimum based on fouling control and net daily volume of permeate production.
In the fourth phase of the study, the dewaterability of MBR sludge and its mixture with
conventional activated sludge (CAS) was investigated. In addition, the impacts of type and dose
of various polymers, filter type and sludge properties on the dewaterability of both MBR and
mixed sludges were determined. Specific cake resistance (SCR) measured by the Buchner funnel
filtration test was used to assess the dewaterability of tested sludges. The type of filter paper used
in dewaterability tests strongly affected dewaterability. SCR values and optimum polyelectrolyte
doses increased with increasing MLSS concentrations in the MBR, which suggested that increase
in MLSS concentrations accompanied by increases in EPS and SMP concentrations and a shift
toward smaller particles caused poorer dewaterability of the MBR sludge. Combining CAS and
MBR sludges at different proportions generally improved the dewaterability of CAS sludge.
Better dewaterability performance was achieved with cationic polymers compared to anionic and
non-ionic ones for all sludge types tested.
Key words: Activated sludge, backwash, dewaterability, extracellular polymeric substances
(EPS), fouling, membrane bioreactor (MBR), polymer, recovery, soluble microbial product
(SMP), specific cake resistance (SCR), wastewater treatment.
2007, 157 pages
vi
TEŞEKKÜR
Bu doktora tez çalışmasının konu tespitinden tamamlanmasına kadar geçen sürede
her türlü bilgi ve deneyimleri ile bana yön veren ve ayrıca maddi manevi desteğini
hiçbir zaman esirgemeyen danışmanım Doç. Dr. Mehmet KİTİŞ’e sonsuz
teşekkürlerimi sunarım. Fikirleriyle tezin olgunlaşmasında yardımcı olan eş
danışmanım Doç. Dr. Özer ÇINAR’a teşekkür ederim. Tez izleme komitesi
toplantılarında yaptıkları yorum ve yönlendirmelerle tezin olgunlaşmasına katkı
sağlayan TİK komitesinin değerli üyeleri Prof. Dr. Nilay KESKİN, Prof. Dr. Erol
KESKİN ve Yrd. Doç. Dr. İsmail TOSUN’a teşekkür ederim.
Arıtma sisteminin kurulmasında ve deneysel aşamalarda yardım eden Öğr. Gör. İlker
HARMAN, Arş. Gör. Hasan KÖSEOĞLU, Arş. Gör.Tuğçe KÜKRER, Arş. Gör.
Emine SAYILGAN, Arş Gör. Şule KAPLAN ve Yrd. Doç. Dr. Gökhan
CİVELEKOĞLU’na teşekkür ederim.
Çamur susuzlaştırma deneylerinin yapılması için laboratuar imkanlarından
faydalanmamı sağlayan ODTÜ Çevre Mühendisliği Bölümün’den Prof. Dr. Ülkü
YETİŞ ve Arş. Gör. Dr. Hande YÜKSELER’e teşekkür ederim.
1315-D-06 No’lu Proje ile tezimi maddi olarak destekleyen Süleyman Demirel
Üniversitesi
Bilimsel
Araştırma
Projeleri
Yönetim
Birimi
Başkanlığı’na
teşekkürlerimi sunarım. Ayrıca bu tez çalışmasının birinci fazını destekleyen
TÜBİTAK’a (Proje No:103Ç086) teşekkür ederim.
Ayrıca tezimin her aşamasında maddi ve manevi desteklerini esirgemeyen aileme ve
eşim Nalan Özgür YİĞİT’e en içten teşekkürlerimi sunarım.
Nevzat Özgü YİĞİT
ISPARTA, 2007
vii
ŞEKİLLER DİZİNİ
Şekil 2.1. MMBR membran kaseti (ZENON Env. Inc., 2002)…........................
11
Şekil 2.2.
Bir membran kasetinin tank içine konumlanması………......……..
11
Şekil 2.3.
Tipik bir MBR sistemi akım şeması…………...………………….
13
Şekil 2.4.
Bir MBR ünitesinin üstten görünüşü……...………………..……..
13
Şekil 2.5.
MBR Konfigürasyonları……...………….……………………….
16
Şekil 2.6.
MBR’larda tıkanmayı etkileyen faktörler…..................................
30
Şekil 3.1.
MBR ünitesinin basit akım şeması…………...…………………
40
Şekil 3.2.
MBR ünitesinin fotoğrafı……...………………………………...
40
Şekil 3.3.
Atıksu arıtımına başlanmadan önce MBR sisteminin proses tankı
ve membran modülü……………………………………………….
41
Şekil 3.4.
MBR sistemine atıksu sağlanan rogar……………………………
41
Şekil 3.5.
Rogardan atıksu taşıyan izolasyonlu iletim hattı…………………
42
Şekil 3.6.
Atıksu dengeleme/besleme tankı (1000 L, polietilen)……..……...
42
Şekil 3.7.
Besleme tankından MBR sistemine atıksuyu ileten peristaltik
pompa ve iletim hattı………………...…………………………….
43
Şekil 3.8.
Buncher Hunisi deney düzeneği………………………………….
56
Şekil 3.9.
Toplanan
süzüntü
hacmine
karşılık
zaman/hacim
grafiği….…………………………………………..………………
57
Şekil 4.1.
MBR işletimi boyunca elde edilen akılar……...………………....
62
Şekil 4.2.
MBR işletimi boyunca transmembran basınçları ve uygulanan
kimyasal geri yıkama….......……………………………………..
65
Şekil 4.3.
MBR işletimi boyunca reaktör su sıcaklıkları.………...…………
65
Şekil 4.4.
MBR işletimi boyunca elde edilen permeabilite (K) değerleri…....
67
Şekil 4.5.
MBR
işletimi
boyunca
reaktör
çözünmüş
oksijen
konsantrasyonları………...………………………………………
Şekil 4.6.
MBR
işletimi
boyunca
reaktör
MLSS
ve
MLVSS
değerleri……………………………………………………………
Şekil 4.7.
Şekil 4.8.
68
70
MBR işletimi boyunca reaktörden alınan çamur numuneleri SVI
değerleri……………………………..……………………………..
71
MBR işletimi boyunca reaktör pH değerleri………...…………….
72
viii
Şekil 4.9.
MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış pH değerleri..…...….
72
Şekil 4.10. MBR işletimi boyunca reaktör elektriksel iletkenlik değerleri…....
74
Şekil 4.11. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış elektriksel iletkenlik
Şekil 4.12.
değerleri……………………………….….………………………..
74
MBR işletimi boyunca reaktördeki F/M oranı değerleri…...….…
76
Şekil 4.13. MBR
işletimi
boyunca
reaktöre
organik
yükleme
hızı
değerleri……………………….…………………………………...
76
Şekil 4.14. MBR işletimi boyunca reaktörde spesifik substrat giderim hızı
değerleri……….…………………………………………………..
77
Şekil 4.15. MBR işletimi boyunca reaktörde hidrolik bekleme süreleri
(HRT)…….……...………………………………………………...
79
Şekil 4.16. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış askıda katı madde
değerleri…………………………………………………………...
81
Şekil 4.17. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam katı madde
değerleri………….………………………………………………...
Şekil 4.18. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış BOİ5 değerleri……..
82
83
Şekil 4.19. MBR işletimi boyunca F/M oranı ile BOİ5 giderim verimi
ilişkisi…….………...……………………………………………...
84
Şekil 4.20. MBR işletimi boyunca OYH ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi……
84
Şekil 4.21. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış KOİ değerleri………
86
Şekil 4.22. MBR işletimi boyunca HRT ile KOİ giderim verimi ilişkisi.……..
86
Şekil 4.23. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış amonyak
değerleri…………….……………………………………………...
88
Şekil 4.24. MBR işletimi boyunca sıcaklık ile amonyak giderim verimi
ilişkisi………...…….……………………………………………...
88
Şekil 4.25. MBR işletimi boyunca elektriksel iletkenlik ile amonyak giderim
verimi ilişkisi……………….……….……………………………..
89
Şekil 4.26. MBR işletimi boyunca HRT ile amonyak giderim verimi
ilişkisi………….……...…………………………………...............
Şekil 4.27. MBR
işletimi
boyunca
reaktör
giriş
ve
çıkış
89
nitrat
değerleri…………….……………………………………………...
90
Şekil 4.28. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrit değerleri…..…..
91
ix
Şekil 4.29. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam kjeldahl azotu
değerleri………...………………………………………………….
92
Şekil 4.30. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam azot
değerleri……….…………………………………………………...
92
Şekil 4.31. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam fosfor
değerleri…………………….……………………………………...
93
Şekil 4.32. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış bulanıklık
değerleri…….……………………………………………………...
94
Şekil 4.33. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam koliform
değerleri……….…………………………………………………...
95
Şekil 4.34. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış fekal koliform
değerleri………….………………………………………………...
95
Şekil 4.35. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam organizma
değerleri…………….……………………………………………...
96
Şekil 4.36. Partikül boyutu dağılımına MLSS konsantrasyonlarının etkisi…...
104
Şekil 4.37. EPS
karbonhidrat
konsantrasyonunun
kritik
akıya
etkisi
(UG=0,101 m/s)……………………………………………………
105
Şekil 4.38. Membran basıncı (ortalama TMP cinsinden) ve akı ilişkilerine
havalandırma hızının etkisi (MLSS: 4600 mg/L)…………………
107
Şekil 4.39. Kritik akıya MLSS konsantrasyonlarının ve havalandırma
hızlarının etkisi…………….………………………………………
107
Şekil 4.40. Tıkanma hızına akı ve MLSS konsantrasyonlarının etkisi
(UG:0,067 m/s)…………………………………………………….
108
Şekil 4.41. Kademeli akı testleri süresince MLSS konsantrasyonlarının
permeabiliteye etkileri (Kademe akısı=20 L/m2-saat, UG=0,101
m/s)……………………….………………………………………
109
Şekil 4.42. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının tıkanma hızlarına
etkileri…………………………………………………………...
115
Şekil 4.43. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının permeabiliteye (akıortalama TMP ilişkileri) etkileri…………………………………...
116
Şekil 4.44. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının toplam membran
direncine etkileri…………………………………………………...
x
117
Şekil 4.45. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci
üzerine geri yıkama süresinin etkileri (09:40, 09:45 ve 09:55
(dakika:saniye) filtrasyon süreleri için)……………………...........
118
Şekil 4.46. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci
üzerine filtrasyon süresinin etkileri (15 s sabit geri yıkama
süresinde)……………….………………………………………….
119
Şekil 4.47. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci
üzerine filtrasyon/geri yıkama süresi (saniye/saniye)oranının
etkileri……...……………………………………………...……….
119
Şekil 4.48. Buchner hunisi test düzeneği………………………………………
125
Şekil 4.49. Farklı MLSS konsantrasyonlarında, şartlandırılmamış MBR
çamurunun
filtre
edilebilirliğine
filtre
kağıdının
etkisi…..………………………………………………………….
127
Şekil 4.50. Filtre kağıdı tipinin susuzlaştırılabilirliğe etkisi ……..……………
128
Şekil 4.51. Filtre kağıdı tipinin susuzlaştırılabilirliğe etkisi (MLSS: 12600
mg/L)………………………………………………………………
129
Şekil 4.52. Farklı MLSS konsantrasyonlarında MBR çamurunun partikül
boyut dağılımı…….………………………………………………..
130
Şekil 4.53. MBR, KAS ve karışık çamurların filtre edilebilirliğine polimerin
etkisi
(Whatman
#40,
ZT
katyonik
polimer,
Grup
B
çamurları)………………………………………………………….
133
Şekil 4.54. MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğine çeşitli polimerlerin
etkisi (Whatman#40, MLSS:12600 mg/L)………………………...
xi
135
ÇİZELGELER DİZİNİ
Çizelge 1.1.
Tez kapsamı…………………………………………………...
8
Çizelge 2.1.
Dahili ve harici MBR’ların karşılaştırılması…………………..
17
Çizelge 2.2.
MBR sistemi üreticilerinin ürünlerinin teknik özellikleri……..
18
Çizelge 2.3.
Tasarım kriterlerine göre MBR’ların gelişimi………………...
18
Çizelge 2.4.
Evsel atıksuları arıtan MBR’larda tipik çıkış suyu kaliteleri….
24
Çizelge 2.5.
Değişik arıtma prosesleri için organik yükleme hızları……....
25
Çizelge 2.6.
Değişik arıtma prosesleri için çamur üretimleri………………
26
Çizelge 3.1.
Arıtılabilirlik çalışması deneysel yaklaşımı…………………..
48
Çizelge 3.2.
MBR sistemi işletiminde ölçümü yapılan parametreler, ölçüm
noktaları ve ölçüm sıklıkları (tüm numuneler anlık olarak
alınmıştır)……………………………………………………..
Çizelge 3.3.
50
Membran tıkanma durumunun belirlenmesi için deneysel
yaklaşım……………………………………………………...
53
Çizelge 3.4.
Geri yıkama senaryoları……………………………………...
54
Çizelge 3.5.
Geri yıkama senaryoları testlerinin deneysel yaklaşımı………
55
Çizelge 3.6
Çamur susuzlaştırma deneysel yaklaşımı……………………..
59
Çizelge 4.1.
Tüm işletim boyunca giriş atıksuyu analiz sonuçları………....
80
Çizelge 4.2.
MBR sisteminin işletimi süresince elde edilen çıkış suyu
kalite değerleri………………………………………………...
97
Çizelge 4.3.
Tüm MLSS seviyelerindeki biyokütle karakteristikleri……....
103
Çizelge 4.4.
Geri yıkama senaryoları……………………………………....
113
Çizelge 4.5.
Testleri yapılan çamur tipleri ve MLSS konsantrasyonları..….
123
Çizelge 4.6.
ÖFD testi sonuçları…………….……………………………..
126
Çizelge 4.7.
MBR çamuru özellikleri………………………………………
130
xii
SİMGELER VE KISALTMALAR DİZİNİ
A
: Toplam membran yüzey alanı
AAT
: Atıksu arıtma tesisi
AKM
: Askıda katı madde
Anlık akı@20οC: 20 οC’ye göre düzeltilmiş anlık akı
BOİ5
: Beş günlük biyokimyasal oksijen ihtiyacı
ÇO
: Çözünmüş oksijen
ÇOK
: Çözünmüş organik karbon
dP/dt
: Tıkanma hızı
EPS
: Hücre dışı polimerik maddeler
EPSc
:Hücre
dışı
polimerik
madde
karbonhidrat
fraksiyonunun
konsantrasyonu
EPSp
:Hücre dışı polimerik madde protein fraksiyonunun konsantrasyonu
EPST
:Hücre dışı polimerik madde toplam konsantrasyonu
F/M
: Besin/biyomas oranı (çamur yükleme hızı)
HDPE
: Yüksek yoğunlukta polietilen
HRT
: Hidrolik bekleme süresi
Jc
: Kritik akı
Jt
: t zamanındaki anlık süzüntü suyu akısı
JNet
: Net su üretimine göre hesaplanmış net süzüntü suyu akısı
Jtm
: t zamanındaki spesifik anlık süzüntü suyu akısı
K
: Permeabilite
KAS
: Konvansiyonel aktif çamur sistemi
KES
: Kapiler emme süresi
xiii
KOİ
: Kimyasal oksijen ihtiyacı
LMH
: L/m2-saat
mbar
: milibar
MBR
: Membran biyoreaktör
MLSS
: MBR askıda katı madde konsantrasyonu
MLVSS
: MBR uçucu askıda katı madde konsantrasyonu
NaOCl
: Sodyum hipoklorit
NH3-N
: Amonyak azotu
NO2-N
: Nitrit azotu
NO3-N
: Nitrat Azotu
OYH
: Organik yükleme hızı
ÖFD
: Özgül filtre direnci
QÇ
: Geri yıkama tankından (backpulse tanktan) deşarj edilen debi
Qf
: Giriş suyu debisi
Qh
: Hava debisi
QG
: Geri yıkama debisi
QP
: Süzüntü suyu debisi
Pi
:Membran modülü girişindeki basınç
Po
: Membran modülü çıkışındaki basınç
Port
: Ortalama trans membran basıncı
PP
: Süzüntü suyu basıncı (mbar).
Psi
: libre/inch2
Rf
: Tıkanmış membran direnci
Rm
: Temiz membran direnci
Rt
: Toplam membran direnci
xiv
SDÜ
: Süleyman Demirel Üniversitesi
SMP
: Çözünmüş hücre ürünleri
SMPc
:Çözünmüş
hücre
ürünlerinin
karbonhidrat
fraksiyonunun
konsantrasyonu
SMPp
:Çözünmüş hücre ürünlerinin protein fraksiyonunun konsantrasyonu
SMPT
: Çözünmüş hücre ürünlerinin toplam konsantrasyonu
SRT
: Çamur yaşı
SSV
: Çökebilen çamur hacmi
SVI
: Çamur hacim indeksi
T
: Sıcaklık
t
: Süre
tG
: Geri yıkama süresi
tP
: Süzüntü süresi
TÇK
: Toplam çözünmüş katı madde
TKM
: Toplam katı madde
TKN
: Toplam kjeldahl azotu
TMP
: Transmembran basıncı
TMPi
: Başlangıç transmembran basıncı
TMPf
: Son transmembran basıncı
TN
: Toplam azot
TP
: Toplam fosfor
U
: Spesifik substrat giderim hızı
UG
: Membran modülüne uygulanan çapraz havalandırma hızı
ΔP0
: Akı kademeleri arasındaki trans membran basıncı artışı
xv
1.
GİRİŞ
1.1. Motivasyon ve Amaç
Hızlı nüfus artışı, aşırı sanayileşme, artan kuraklık ve aşırı tüketim ile birlikte tatlı su
kaynakları global ölçekte hızla tükenmektedir. Bu problem özellikle ülkemizin de
coğrafyasında bulunduğu Balkanlar ve Orta doğuda son yıllarda daha da önemli hale
gelmekte ve sahip olunan su kaynakları, ülkeler arasındaki stratejik ilişkiler ve
pazarlıkların ana unsurlarından biri olmaktadır. Artan talebe karşılık tatlı su
kaynaklarını yenileyip artırmak teknik ve ekonomik açıdan sınırlayıcı olduğu için
sürdürülebilir kalkınmayı sağlayabilecek değişik pratik çözümlere ihtiyaç vardır. Bu
bağlamda “temiz su kaynaklarını korumanın ilk yolu atıksuları geri kazanma ile
başlar” düşüncesi ile arıtılmış atıksuların geri kazanımı ve birçok değişik amaçlı geri
kullanımı için son yıllarda çalışmalar ve uygulamalar artırılmıştır. Atıksuların geri
kullanımı ile hem tatlı su kaynaklarının tüketimi azaltılmakta hem de deşarj edilen
arıtılmış atıksuların çevresel etkileri en aza indirilebilmektedir.
Arıtılmış atıksuların geri kullanım alanları ana hatlarıyla aşağıdaki gibi sıralanabilir:
•
Kentsel kullanım
-
Parklar, rekreasyon alanları, spor tesisleri, otoyol kenarları
-
Uydu kentlerde yeşil sahalar
-
Ticari ve endüstriyel gelişme alanları
-
Golf merkezleri
-
Yangın söndürme
-
Ticari ve endüstriyel alanlarda tuvalet pisuvarları
-
İnşaat projelerinde toz kontrol ve beton üretimi
-
Araç yıkama tesisleri
•
Endüstriyel kullanım
-
Soğutma suyu
-
Proses suları
-
Kazan besleme
-
Tesis yeşil alan sulaması
1
-
Yangın söndürme
•
Zirai sulama
•
Habitat, yüzeysel suların, rekreasyon alanların beslenmesi
•
Yeraltı suyu beslenmesi/enjeksiyonu
-
Sahil bölgelerinde tuzlu suyun yeraltı tatlı su kaynaklarına girişiminin
engellenmesi
-
Toprak-yeraltı suyu sisteminde daha ileri arıtım
-
İçme suyu veya kullanma suyu kalitesindeki akiferlerin beslenmesi
-
Geri kazanılmış atıksuyun depolanması
-
Aşırı yeraltı suyu pompalanması sonucu oluşabilecek göçüklerin
engellenmesi.
Ülkemizde olduğu gibi su talebinin çok olduğu sektörlerden birisi tarımdır.
Dolayısıyla arıtılmış atıksuların zirai sulamada geri kullanımı tatlı su talebini
düşürme açısından önemlidir. Bu bağlamda zirai sulamada kullanılabilecek nitelikte,
güvenilir arıtılmış su üretebilecek, ilk yatırım ve işletme maliyeti açısından rekabet
edebilecek, ileri arıtma teknolojilerine ihtiyaç vardır. Bu teknolojiye tipik ve çok iyi
bir örnek son 10 yıl içinde geliştirilen membran biyoreaktör (MBR) sistemleridir.
Ürettiği içme suyu kalitesine yakın arıtılmış su ile MBR’lar sadece zirai sulama için
değil yukarıda sayılan diğer geri kullanım alanları için de uygulanabilir.
MBR’lar atıksu arıtımında sıvı/katı ayrımının düşük basınçlı membran filtrasyon
konseptiyle yapıldığı askıda büyümeli biyolojik arıtma sistemleridir. Son 5–10 yıl
içinde polimer endüstrisindeki hızlı gelişmeler ve membran maliyetlerindeki
azalmalar neticesinde, MBR’lar ekponansiyel bir artışla özellikle gelişmiş batı
ülkelerinde atıksu arıtımı ve geri kazanımında uygulanmaya başlanmıştır. MBR’ların
konvansiyonel aktif çamura göre birçok avantajı mevcuttur. MBR’lardaki yüksek
MLSS konsantrasyonundan dolayı gerekli hidrolik bekleme süresi azdır; bu da küçük
reaktör hacmi ve ilk yatırım maliyetinde azalma anlamına gelir. Biyokütle ayrımı
mikrofiltrasyon veya ultrafiltrasyon ile gerçekleştiği için aktif çamurun çökelebilme
özelliğinden bağımsızdır; diğer bir deyimle son çökeltime ihtiyaç olmayıp çamur
şişmesi, filamentli büyümeden kaynaklanan çökeltim problemleri söz konusu olamaz.
2
Yüksek MLSS konsantrasyonlarından dolayı sisteme fazla organik yükleme
yapılabilir. MBR’larda nitrifikasyonun olumsuz etkilenmesi veya toksik organiklerin
engelleyici etkileri bağlamındaki işletme problemleriyle daha az karşılaşılır. Çünkü
MBR’larda konvansiyonel aktif çamura göre daha fazla çamur yaşı (SRT) ile
çalışılabilir. Yüksek SRT değerleri, oluşan biyokütle miktarını da azaltır. MBR’lar
mükemmel bir fiziksel dezenfeksiyon sağlar. Çünkü biyolojik olarak arıtılmış su aynı
tank içinde batık mikrofiltrasyon (gözenek çapı yaklaşık 0,1–1 μm) veya
ultrafiltrasyon (gözenek çapı yaklaşık 0,01–0,1 μm) membranlarıyla vakum ile
çekilip, yaklaşık >6 log (logaritmik giderim) protozoa, 5-6 log bakteri ve 1-2 log
virüs
giderimi
sağlanır.
mikrofiltrasyon/ultrafiltrasyondan
Bahsedilen
dolayı
avantajlar
MBR’larda
ve
çıkış
suyu
özellikle
kalitesi
konvansiyonel aktif çamur sistemlerinden çok daha iyidir. MBR’larda elde edilen
tipik çıkış suyu değerleri: Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOI5) < 2,0 mg/L; askıda
katı madde (AKM) < 2,0 mg/L; amonyak azotu (NH3-N) < 1,0 mg/L (nitrifiye eden
MBR’larda); Toplam fosfor (TP) < 0,1 mg/L (anaerobik tank eklenmesi ile); Toplam
azot (TN) < 3–10 mg/L (anoksik tank eklenmesi ile: denitrifikasyon); bulanıklık<0,5
NTU.
•
Bu bağlamda doktora tez çalışmasının birinci fazının ana amacı Süleyman
Demirel Üniversitesi (SDÜ) kampüsü öğrenci yurtlarından kaynaklanan
günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli evsel atıksuların pilot ölçekte
batık MBR sistemi kullanılarak arıtılabilirliğinin araştırılmasıdır. Pilot
çalışmada aerobik karbon oksidasyonu ve nitrifikasyon hedeflenmiştir. Genel
itibariyle evsel atıksu karakterinde olsa da yıl boyunca ders/sınav/tatil
zamanlarındaki öğrenci sayısındaki değişimler, yağmur suyu girişimleri ve
mevsimsel etmenler nedeniyle çalışılan ham atıksuyun debi ve karakterinde
önemli değişkenlikler mevcuttur. MBR sistemlerinin değişken karakterli
atıksulardaki performansı ile ilgili pilot ya da gerçek tesis boyutlarında
yapılan çalışmalar literatürde sınırlıdır. Değişken karakterli atıksuların
arıtılabilirliğinin MBR sisteminde araştırılması üç farklı işletim aşamasında
gerçekleştirilmiştir.
Bu
aşamalarda,
3
MBR
arıtma
veriminin
işletim
şartlarından nasıl etkilendiği, çıkış suyu kalitesinin ne ölçüde değiştiği
araştırılmıştır.
MBR’lar, yatırım ve işletim maliyetlerinin azalmasına ve farklı yeniden kullanım
alanlarında kullanılabilecek kalitede çıkış suyu üretmelerine rağmen dünya üzerinde
yaygın olarak kullanılmamaktadırlar. Bunun en önemli sebeplerinden birisi
membranların tıkanmasıdır. Tıkanma üretimi düşürür ve işletim ve bakım
maliyetlerini arttırır, özellikle fazladan bir temizleme ve geri yıkama ihtiyacı doğar,
sabit akıyı sağlamak için transmembran basıncı (TMP) artar. Tıkanmalar membran
yüzeyinde
veya
membran
gözeneklerinin
içinde
gerçekleşebilir.
Membran
tıkanmaları mekanik anlamda kabaca ikiye ayrılır: geri dönüşümlü (yüzeyde oluşan
jel ve kek tabakasının havalandırma veya fiziksel geri yıkama ile giderilmesi) ve geri
dönüşümsüz (çözünmüş veya kolloidal maddelerin adsorbsiyon sonucu gözenek
içinde birikimi ve gözeneği tıkamasının kimyasal temizleme ile giderilmesi).
Membran tıkanmalarına direk etki eden 3 ana faktör; biyokütle karakteri, işletim
şartları ve membran fizikokimyasal karakteridir. Tıkanmaya etki eden önemli
biyokütle parametreleri, askıda katı madde konsantrasyonu (MLSS), partikül boyut
dağılımı, çözünmüş mikrobiyal yan ürünler, hücre dışı polimerik maddeler, viskozite
olarak özetlenebilir. İşletim parametreleri ise, çapraz akış hızı, havalandırma hızı,
hidrolik bekleme süresi, çamur yaşı, işletim akısı, kritik akı, ön arıtma, geri yıkama
ve
kimyasal
temizleme
tür
ve
sıklığıdır.
Membran
karakteri
açısından
değerlendirildiğinde, gözenek boyutları, porozite, yüzey enerjisi, elektriksel yük,
hidrofilik/hidrofobik özellikler tıkanmaya etki eden temel parametrelerdir. Tüm bu
parametreler ve aralarındaki potansiyel etkileşimler bir bütün olarak dikkate
alındığında, membran tıkanma olayının ne kadar kompleks ve tahmini zor olduğu
ortadadır.
•
Bu bağlamda doktora tez çalışmasının ikinci fazının ana amacı SDÜ kampüsü
öğrenci yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken
karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde
çeşitli biyokütle karakterleri (MLSS, MLVSS, EPS, SMP, partikül boyutu
dağılımı) ve işletim şartlarında (havalandırma hızı, işletim akısı, çamur yaşı)
4
tıkanma eğilimlerinin ve kritik akıların tayin edilmesidir. MBR tesislerinin
işletiminde tıkanmaların en aza indirgenmesi için membran geri yıkama ve
kimyasal temizleme türü ve sıklığının optimize edilmesi işletim kolaylığı ve
maliyet açısından son derece önemlidir. Tasarım sırasında seçilen işletme
akıları ve buna bağlı uygulanan toplam membran yüzey alanları da tıkanma
derecelerine etki edebilmektedir. Dolayısıyla MBR tesislerinde tıkanma
kontrolü hem tasarım hem de işletim aşamalarında, spesifik atıksu ve
biyokütle karakterlerini de dikkate alarak, bütünleşik olarak irdelenmelidir.
MBR’larda işletme akısı, membran konfigürasyonu ve yüzey alanı gibi dizayn
parametrelerinin yanısıra membranların kimyasal temizleme ve geri yıkama sıklığını
içeren işletme koşulları da membran tıkanmasının minimize edilmesinde önemlidir.
Geri yıkama ile gözenek yüzeylerine tutunarak oluşan geri dönüşümlü tıkanmanın
büyük bir kısmını başarılı bir şekilde uzaklaştırılmaktadır ve membran yüzeyine
gevşek şekilde tutunan jelimsi kek tabakası da kısmen membran yüzeyinden
uzaklaştırılabilmektedir.
Ayrıca
batık
tip
MBR’larda
organik
maddelerin
oksidasyonu için verilen hava membran yüzeylerinde biriken jelimsi kek tabakasını
sıyırarak uzaklaştırabilmektedir. Geri yıkama kullanılarak membran gözenek
tıkanmasının temizlenmesinin filtre kekine göre daha zor olduğu bilinmektedir.
Benzer olarak, gözenek tıkanması geri yıkama ile tamamen giderilemez ve gözenek
içerisinde kalan çözünmüş maddeler geri dönüşümsüz tıkanmaya katkıda bulunabilir.
Geri yıkama süresi ve sıklığı arttığında daha fazla tıkanmanın uzaklaştırılması
beklenmesine rağmen, enerji ve süzüntü suyu (çıkış suyu) tüketimleri için geri
yıkama optimizasyonu gereklidir. Her özel uygulamada, esas olarak biyomas
karakteristikleri, işletme durumları, membran fizikokimyasal karakteristikleri ve
yukarıda tartışıldığı gibi tıkanma tipleri arasında kompleks etkileşimler olduğundan,
tıkanmayı kontrol etmek için geri yıkama koşullarını optimize etmek gereklidir.
MBR tesislerinde kimyasal temizleme ve geri yıkama optimizasyonu, sadece verimli
bir filtrasyon açısından değil, bununla birlikte geri yıkama için süzüntü suyunun
kullanımından ve geri yıkama boyunca filtrasyonun durdurulması bakımından da
önemlidir (örneğin net süzüntü suyu üretimi). Buna ek olarak, filtrasyon ve geri
5
yıkama modunun çok sık değiştirilmesi, membranların ve mekanik ekipmanın
(örneğin pompaların) vaktinden önce zarar görmesine sebep olabilir.
•
Doktora tez çalışmasının üçüncü fazının ana amacı SDÜ kampüsü öğrenci
yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli
evsel atıksuların arıtımını yapan pilot-ölçek batık MBR sisteminde farklı geri
yıkama şartlarının/ senaryolarının membran tıkanmalarına olan etkilerinin
tayini ve optimum geri yıkama senaryosunun belirlenmesidir. Dolayısıyla bu
geri yıkama senaryolarıyla tıkanmalar en aza indirilip, hedeflenen işletim
akıları sürdürülüp, membran kullanım ömrü önemli derecede artırılabilir.
Global olarak büyük sorun teşkil eden arıtma sonrası oluşan biyolojik çamurların
nihai bertarafı çok güncel ve ivedilikle çözüm üretilmesi gereken bir konudur. Çamur
yönetimi alternatifleri arasında son yıllarda çamurun susuzlaştırılması ve
susuzlaştırma sonucunda katı madde içeriği yükselmiş olan çamurun düzenli
depolama alanlarına sevk edilmesi sıklıkla uygulanmaya başlamıştır. Aktif çamur
sistemlerinin işletilmesinde, sıvı fazdan biyokütlenin ayrılması ve bunların
susuzlaştırılması önemli bir konudur. Ayırma işlemi, çökeltim işlemi ile bakterilerin
flok haline gelmesi ile gerçekleşir. Hemen ardından toplam hacmin küçülterek taşıma
ve kurutmada kullanılacak enerjiyi azaltmak için susuzlaştırma işlemi gerçekleştirilir.
Susuzlaştırma, atıksu arıtımında en zor ve pahalı işlemlerden birisidir. Bu işlem
genelde fiziksel anlamda vakum filtrasyonu, belt filtre pres, kurutma yatakları ve
santrifüjleme gibi mekanik yöntemler ile gerçekleştirilmektedir. Yöntem seçimi ise
çamurun tipine ve arazi koşullarına bağlıdır. Susuzlaştırma verimi esas olarak
çamurun doğasına bağlıdır. MBR sisteminde oluşan çamurlar konvansiyonel aktif
çamur arıtma sisteminde (KAS) oluşan çamurlara göre oldukça farklı (yüksek hücre
dışı polimerik madde (EPS) konsantrasyonu, yüksek çözünmüş mikrobiyal ürün
(SMP) konsantrasyonu, büyük viskozite değeri, yüksek çamur yaşı (SRT) değerine
sahip MBR çamuru) özelliktedirler. MBR sistemi içerisinde oluşan biyolojik
çamurun susuzlaştırılması konusunun literatürde çok kısıtlı olması ve arıtma işlemi
sonucunda oluşan bu biyolojik çamurların nihai bertarafının sağlanabilmesine ışık
tutabilmek amacıyla susuzlaştırılabilirliği araştırılmıştır.
6
•
Doktora tez çalışmasının dördüncü fazının ana amacı SDÜ kampüsü öğrenci
yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli
evsel atıksuların arıtımını yapan pilot-ölçek MBR sisteminde oluşan
çamurların susuzlaştırılabilirliğinin araştırılmasıdır. Susuzlaştırma işleminin
verimli olabilmesi için çamur şartlandırıcı olarak kullanılan polimer tip ve
optimum dozlarının tespit edilmesi için testler yapılmıştır. Ayrıca MBR
çamurunun susuzlaştırılmasına, KAS çamurunun farklı hacim oranlarında
karıştırılmasının etkilerini belirlemek amacı ile de testler yapılmıştır.
1.2.
Kapsam
Doktora tez çalışması kapsamında 4 farklı fazda çalışmalar yapılmıştır ve
çalışmaların kapsamı özet halinde Çizelge 1.1’de sunulmuştur.
7
Çizelge 1.1. Tez kapsamı
Faz
No
Bulgular ve
Tartışma
Kısmında İlgili
Başlık No
1
4.1.
2
4.2.
Amaç
Kapsam
• Sekiz aylık arıtılabilirlik çalışması: MBR sisteminin arıtma performansını belirlemek için
giriş ve çıkış suyunda aşağıdaki analizler yapılmıştır: KOİ, BOİ5, AKM, TKM, TÇK, NO2-N,
NO3-N, NH3-N, TKN, TN, TP, bulanıklık, toplam organizma, toplam koliform, fekal
koliform, elektriksel iletkenlik, pH
• MBR sistemi ve biyokütle üzerinde yapılan analizler: giriş ve çıkış debisi ölçümleri,
Değişken karakterli evsel
havalandırma debisi kontrolü, sıcaklık, elektriksel iletkenlik, akı ölçümü, TMP ölçümü, pH,
atıksuların pilot ölçek batık
ÇO, MLSS, MLVSS, SVI, HRT kontrolü, SRT kontrolü
MBR sistemi kullanılarak
arıtılabilirliğinin araştırılması.
• Arıtılabilirlik çalışmaları üç farklı işletim şartında gerçekleştirilmiştir.
Farklı işletim şartlarının arıtma
1.) Normal değerdeki süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat), sonsuz SRT ve
performansı üzerine etkilerinin
HRT=10-11 saat
belirlenmesi.
2.) Normal değerdeki süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat) ve SRT=20 gün ve
HRT=10-11 saat
3.) Yüksek süzüntü suyu akısı ile işletim (39 L/m2-saat), SRT=20 gün ve HRT=7,0-7,5 saat
• 8 aylık MBR sisteminin işletimi süresince 9 dakika 45 saniye süzüntü suyu üretimi (arıtma)
ve 15 saniye geri yıkama modu uygulanmıştır.
• Beş farklı biyokütle (MLSS) konsantrasyonunda ve dört farklı havalandırma hızında kritik
Değişken karakterli evsel
akı değerleri ve MBR sisteminin tıkanma durumlarını tespit etmek için akı-adım metodu ile
atıksuların arıtımını yapan pilot
testler yapılmıştır.
ölçek batık MBR sisteminde
• Beş farklı biyokütle MLSS konsantrasyonları sırasıyla; 4500, 6600, 8600, 10100 ve 12600
çeşitli biyokütle karakterleri
mg/L’dir. Reaktör içeriğinin sıcaklığı 15-17 οC’ de sabit tutulmuştur.
(MLSS, MLVSS, EPS, SMP,
• Uygulanan havalandırma hızları (UG)= 0,067-0,101-0,201 ve 0,250 m/s’dir.
partikül boyutu dağılımı) ve
•
Her bir biyokütle şartında ve her bir hava hızında tıkanma durumlarının ve kritik akının
işletim şartlarında (havalandırma
tespit edilmesi için aşağıdaki parametreler ölçülmüş ve/veya hesaplanmıştır: TMPi, TMPf,
hızı, işletim akısı, çamur yaşı)
ΔP0, dP/dt, K, TMPort, Rt, Rm, Rf, Kritik akı
tıkanma eğilimlerinin ve kritik
Biyokütle
karakteristiklerini belirlemek için MLSS, MLVSS, EPSC, EPSP, EPST, SMPC, SMPP,
akıların tayin edilmesi.
SMPT ve partikül boyut dağılımı parametreleri ölçülmüştür.
8
3
4
4.3.
Değişken karakterli evsel
atıksuların arıtımını yapan pilotölçek batık MBR sisteminde farklı
geri yıkama şartları/
senaryolarının membran
tıkanmalarına olan etkilerinin
tayini ve optimum geri yıkama
senaryosunun belirlenmesi.
4.4.
Değişken karakterli evsel
atıksuların arıtımını yapan pilotölçek batık MBR sisteminde
oluşan çamurların
susuzlaştırılabilirliğinin
araştırılması.
• Toplam olarak yedi farklı geri yıkama senaryosu, bu senaryoların tıkanma kontrolü üzerindeki
etkilerini araştırmak üzere test edilmiştir.
• Tüm deneysel çalışmalar 6600-6800 mg/l MLSS konsantrasyonu ve UG: 0,101 m/s membran
modülü havalandırma hızında yürütülmüştür.
• Biyoreaktör içerisindeki su sıcaklığı 12-13 oC’de tutulmuştur.
• Her bir geri yıkama senaryosu için tıkanma deneylerine başlamadan önce, ünite stabil koşullara
ulaşmak üzere 20 L/m2-saat hedef akıda 12 saat işletilmiştir.
• 12 saat boyunca rutin geri yıkama rejimi (her bir 9 dakika 45 saniye süzüntü üretiminden sonra 15
saniye geri yıkama) uygulanmıştır.
• Testlerden önce MBR sistemi uygulanmak istenen senaryonun şartlarında 6 saat işletilmiştir.
• Tüm testler boyunca geri yıkama debisi 600 ml/dakika’ya (geri yıkama akısı:39 L/m2-saat) sabit
ayarlanmıştır.
• Test edilen her bir senaryo boyunca tıkanma derecesi akı-adım metodu kullanılarak belirlenmiştir.
• Tıkanma durumlarının belirlenmesi için aşağıdaki parametreler ölçülmüş ve/veya hesaplanmıştır:
TMPi, TMPf, ΔP0, dP/dt, K, TMPort, Rt, Rm, Rf.
• Üç farklı biyokütle (MLSS) konsantrasyonuna sahip MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğinin
belirlenmesi için özgül filtre direnci (ÖFD) testleri yapılmıştır.
• Üç farklı biyokütle MLSS konsantrasyonları sırasıyla; 3500, 7600 ve 12600 mg/L’dir.
• ÖFD testleri Buchner Hunisi Yöntemi kullanılarak yapılmıştır.
• Susuzlaştırılabilirliğe filtre kağıdının etkisini belirlemek için 3 farklı tür (farklı gözenek boyutuna
sahip) Whatman filtreleri kullanılarak ÖFD testleri yapılmıştır.
• Filtre kağıdı etkisinin belirlenmesinden sonra tek tür filtre kağıdı kullanılarak farklı türdeki
polimerlerin susuzlaştırılabilirliğe etkilerinin ve optimum polimer dozunun belirlenmesi için ÖFD
testleri yapılmıştır.
• MBR çamuruna konvansiyonel aktif çamurun karıştırılması ile susuzlaştırılabilirliğin ne yönde
etkilendiğini belirlemek için MBR çamuru ile konvansiyonel aktif çamur hacimsel olarak iki farklı
oranda karıştırılarak ÖFD testleri yapılmıştır.
• Susuzlaştırılabilirliğin verimini belirlemek için ÖFD parametresi yanında filtre kağıdı kek
içeriğinin katı madde analizleri yapılmıştır.
• Biyokütle karakteristiklerini belirlemek için MLSS, MLVSS, EPSC, EPSP, EPST, SMPC, SMPP,
SMPT ve partikül boyut dağılımı parametreleri ölçülmüştür.
9
2.
KAYNAK ÖZETLERİ
2.1. Genel MBR Tanıtımı
Son yıllarda polimer ve dolayısıyla membran teknolojisindeki çok hızlı gelişmeler ve
üretim maliyetinin azaltılması sebebiyle gerek içme suyu gerekse de atıksu arıtma
alanlarında membran prosesleri (özellikle mikrofiltrasyon ve ultrafiltrasyon)
konvansiyonel sistemlerle maliyet açısından rekabet edebilir hale gelmiş ve geniş
çapta uygulanmaya başlanmıştır. Dolayısıyla, atıksu arıtmada uygulanan MBR’lar da
gelişmiş ve gelişmekte olan ülkelerde son on yılda eksponansiyel bir artışla arıtma
tesislerinde devreye alınmıştır (Stephenson vd., 2000; Gunder, 2001; Anonim I,
2001; Judd, 2001, 2006; Van der Roest vd., 2002; Daigger vd., 2005). Önümüzdeki
yıllarda birçok konvansiyonel atıksu arıtma tesislerinin teknolojilerini MBR’lara
dönüştüreceği ve özellikle de son çökeltim havuzlarının ortadan kalkacağı A.B.D. ve
Avrupa’daki uzmanlar tarafından tahmin edilmektedir.
MBR’lar membran ekipmanı sayesinde arıtılmış su ve biyokütlenin fiziksel olarak
filtrasyon ile ayrıldığı süspansiyon büyüme modundaki biyokimyasal oksidasyon
(aktif çamur gibi) prosesidir (Adham ve Gagliardo, 1998; Buisson vd., 1998; Cicek,
1998; Crawford vd., 2000; Liu vd., 2000; Stephenson vd., 2000). Konvansiyonel
aktif çamur prosesinde iki ayrı tankda gerçekleşen biyokimyasal oksidasyon
(havalandırma tankında) ve su/biyokütle ayrımı (sedimantasyon ile çökeltim
tankında) MBR’larda tek tankta gerçekleşmektedir. Bu tank içinde havalandırma
suretiyle aktif çamur oluşturulmakta, tankın içinde suda gömülü olan membran
kasetlerindeki fiberlerin ya da düz tabaka membranların çok küçük gözeneklerinden
vakum uygulanarak arıtılmış su çekilmekte ve biyooksidasyon ile karbon giderimini
yapan biyokütle tank içerisinde kalmaktadır. Şekil 2.1’de membran fiberlerini içeren
bir kaset gösterilmiştir. Şekil 2.2’de ise bir membran kasetinin tankın üstündeki sabit
vinç yardımı ile tankın içine konumlanırken çekilen fotoğrafı gösterilmiştir.
Genellikle mikrofiltrasyon (yaklaşık 0,2 μm gözenek büyüklüğü) ya da
ultrafiltrasyon (yaklaşık 0,01 μm gözenek büyüklüğü) membran üniteleri MBR’larda
kullanılmaktadır. Arıtma sırasında zamanla fiberler üzerinde oluşan kek/kirlenme
10
tabakası (foulant layer) bu gözenekleri daha da küçültmekte ve su/biyokütle ayrımını,
askıda katı madde ve mikroorganizma giderme verimini artırmaktadır.
Şekil 2.1. Bir MBR membran kaseti (ZENON Env. Inc., 2002)
Şekil 2.2. Bir membran kasetinin tank içine konumlanması
11
Tipik bir MBR ünitesi akım şeması Şekil 2.3’de gösterilmiştir. Şekil 2.4’deki
fotoğraf ise A.B.D.’de bir arıtma tesisinde hizmete alınan MBR ünitesinin üstten
görünüşüdür. Atıksudaki membranları tıkayabilecek büyük çaplı materyalleri (bez,
plastik, kağıt parçaları gibi) ayırmak için mekanik kaba ve ince ızgaradan (1–2 mm
çaplı) geçen atıksu direk olarak ön çökeltime gerek olmadan MBR tankına
girmektedir (Şekil 2.3). Ancak giriş askıda katı madde muhtevası nispeten fazla olan
atıksularda MBR ünitesinden önce ön çökeltim de uygulanabilmektedir. Daha küçük
çaplı (≈0,1–1 mm) ve daha yüksek tutma kapasitesi olan döner tambur ızgaralar
genellikle MBR sistemlerinde konvansiyonel ızgaralara tercih edilmektedir. MBR
tankının giriş bölümü kapalı ve havalandırmasız yapılarak anoksik şartlar sağlanıp
denitrifikasyon uygulanabilir. Bunun için havalandırma tankında nitrifikasyon ile
oluşan nitrat biyokütle geri döngüsü (MLSS recirculation) ile anoksik tanka geri
pompalanır. Böylece isteğe bağlı olarak organik karbon gideriminin yanında
amonyak-azotu giderimi de sağlanır. Eğer fosfor giderimi de amaçsa tankın ilk giriş
kısmına bir anaerobik bölüm eklenip fosfor da biyolojik olarak atıksudan
giderilebilir. Dolayısıyla MBR prosesi biyolojik nütriyent giderimi için de uygundur
(Judd, 2006). Bazı sentetik toksik organik maddelerin, fosforun (kimyasal olarak
giderim için) veya ağır metallerin (her ne kadar evsel atıksularda genellikle sorun
olmasa da) giderimi istenirse opsiyonel olarak koagülasyon/flokülasyon işlemi için
bazı metalik koagülantlar suya eklenebilir. Tüm bu özellikler MBR’ları çok esnek bir
arıtma prosesi haline getirir. Vakum ile membran fiber gözeneklerinden çekilen
arıtılmış su konvansiyonel sistemlere göre çok daha yüksek kalitededir. Oluşan atık
çamur diğer konvansiyonel sistemlerde olduğu gibi nihai bertaraf için proses edilir ve
gübre olarak tarım, rekreasyon arazilerinde kullanılabilir.
12
Metal
eklenmesi
(opsiyonel)
Anoksik bölüm
Aerobik bölüm
(havalandırma)
Atıksu
Giriş
Izgara
Membran
ekipmanı
Arıtılmış
Çıkış
MLSSgeridönüşümü
(denitrifikasyon için)
Atık Çamur
Şekil 2.3. Tipik bir MBR sistemi akım şeması
Şekil 2.4. Bir MBR ünitesinin üstten görünüşü
MBR’lar kompak sistemler olduğu için konvansiyonel sistemlere göre çok daha az
arazi gereksinimi vardır. Dahili sistem MBR’larda tüm arıtma aşamaları
(havalandırma, sıvı/biyokütle ayrımı ve fiziksel dezenfeksiyon) tek bir tankda
13
gerçekleşmektedir. MBR’ların belki de en heyecan verici özelliği hâlihazır işletimde
olan konvansiyonel aktif çamur sistemlerinin kolaylıkla MBR sistemlerine
dönüştürülebilmesidir (Fane ve Chang, 2002). Hâlihazır havalandırma tankına batık
membranlar yerleştirerek bu işlem gerçekleştirilebilmektedir.
2.1.1. Tasarım ve İşletim Parametreleri
Bu kısımda MBR sistemlerinin tasarım ve işletiminde kullanılan parametreler
tanımlanıp tartışılacaktır.
Besleme suyu: MBR sistemine gelen giriş suyu.
Süzüntü suyu: MBR sisteminden elde edilen temiz çıkış suyu.
Süzüntü suyu akısı: Membran toplam yüzey alanına bölünmüş süzüntü suyu debisi:
Jt =
QP
A
(2.1.)
J t=
t zamanındaki anlık süzüntü suyu akısı (L/m2-saat; LMH)
QP=
t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat)
A=
toplam membran yüzey alanı (m2).
Spesifik akı (permeabilite, K): Transmembran basıncına göre normalize edilmiş
süzüntü suyu akısı:
J tm =
Jt
TMP
(2.2.)
Jtm=
t zamanındaki spesifik akı (LMH/psi; psi=libre/inch2)
J t=
t zamanındaki süzüntü suyu akısı (LMH)
TMP= transmembran basıncı (psi).
Ortalama transmembran basıncı aşağıdaki bağıntı ile hesaplanır:
14
TMP =
(Pi + Po )
− PP
2
(2.3.)
Pi=
membran modülü girişindeki basınç (psi)
Po=
membran modülü çıkışındaki basınç (psi)
PP=
süzüntü suyu basıncı (psi).
Sıcaklığa göre normalize edilmiş akı hesaplaması: sıcaklığa bağlı su viskozitesindeki
varyasyonları dikkate almak için 20 oC deki süzüntü suyu akısı şöyle hesaplanabilir
(ZENON Env. Inc, 2002):
J tm (20°C) =
Q p • e −0.0239•(T-20)
(2.4.)
A
Jtm=
t zamanındaki anlık spesifik akı (L/m2-saat)
QP=
t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat)
T=
sıcaklık (°C)
A=
toplam membran yüzey alanı (m2).
Sistem su geri kazanımı (system recovery): giriş suyu debisine göre geri kazanılan
temiz su (süzüntü suyu) debisinin yüzdesi sistem su geri kazanımı olarak ifade edilir:
⎡Q ⎤
% Su Geri Kazanimi = 100 x ⎢ P ⎥
⎣ Qf ⎦
Qp=
süzüntü suyu debisi (L/saat)
Qf=
giriş suyu debisi (L/saat).
(2.5.)
2.1.2. MBR Konfigürasyonları
Uygulanmakta olan MBR sistemleri harici (sıvı/biyokütle ayrımının çapraz akışlı
membran filtrasyonu ile ayrı bir ünitede gerçekleştiği) ve dahili-entegre
15
(sıvı/biyokütle ayrımının biyoreaktör içinde batık membranlar ile gerçekleştiği)
olmak üzere 2 ana konfigürasyondadır (Şekil 2.5).
Biyoreaktör
Pompa
Süzüntü
Harici MBR
Çapraz
akışlı
Vakum
membran
Dahili (entegre) MBR
Süzüntü
Batık membranlı biyoreaktör filtrasyonu
Şekil 2.5. MBR konfigürasyonları
Dahili MBR’larda farklı amaçlar için genellikle iki tür havalandırma uygulanır.
Reaktör tabanındaki difüzörlerden verilen kaba hava kabarcıklı havalandırma ile
biyokütlenin oksijen ihtiyacı hedeflenir. Öte yandan membran yüzeyine uygulanan
ince hava kabarcıklı havalandırma ile membran yüzeyine maddelerin birikip akıyı
azaltması engellenmeye çalışılır. Yükselen hava kabarcıkları membran yüzeyinde
türbülanslı karşı akım yaratıp (yaklaşık 1 m/s), membran yüzeyinde materyallerin
birikmesini azaltır, böylece sistem daha etkin çalışır. Reaktördeki türbülanslı karışım
ve reaktör hidroliğinden dolayı iki havalandırma türü de pratikte hem temizleme hem
de oksijen ihtiyacı taleplerini karşılayabilir. Diğer bir deyimle uygulamada iki
havalandırmanın da sonuçlarını ayırt etmesi zordur.
Konfigürasyon seçeneğine karar vermek spesifik uygulamaya bağlı olsa da genellikle
dahili MBRlar daha sık uygulanmaktadır. İki konfigürasyonun karşılaştırılması
Çizelge 2.1’de sunulmuştur.
16
Çizelge 2.1. Dahili ve harici MBR’ların karşılaştırılması
Dahili/Entegre MBR
Yüksek havalandırma masrafı
Düşük pompaj masrafı
Düşük akı (büyük alan gereksinimi)
Daha nadir temizleme ihtiyacı
Düşük işletme maliyeti
Yüksek ilk yatırım maliyeti
Harici MBR
Düşük havalandırma masrafı
Yüksek pompaj masrafı
Yüksek akı (küçük alan gereksinimi)
Daha sık temizleme ihtiyacı
Yüksek işletme maliyeti
Düşük ilk yatırım maliyeti
Dahili batık MBR’lar daha düşük işletme akılarında çalıştırıldıkları için daha fazla
geçirimliliğe (permeabiliteye) dolayısıyla da daha fazla hidrolik verimliliğe
sahiptirler. Düşük akı ile çalışmak batık MBR’larda önemlidir çünkü bu uygulama
membran kirlenmesini veya tıkanmasını minimize eder. İleriki bölümlerde
tartışılacağı gibi membran tıkanması MBR’ların en önemli dezavantajlarından birisi
olup, maliyeti artırıcı ve işletmeyi zorlaştırıcı temizleme mekanizmalarını gerektirir.
Dahili batık MBR’lar harici MBR’lara göre daha düşük pompaj masrafları gerektirse
de daha yoğun havalandırma ihtiyacı arz ederler. Bunun nedeni havalandırmanın
membran tıkanmasını engelleyici ana yöntem olmasıdır. Ayrıca, batık MBR’larda
düşük akı ile çalışılması sabit süzüntü suyu debisi üretimi baz alındığında daha fazla
membran yüzey alanı (dolayısıyla daha fazla ilk yatırım maliyeti) gerektirir. Ancak
bu dezavantajlara rağmen, orta ve büyük ölçekli kentsel atıksu arıtımları için
genellikle seçilen ve uygulanan konfigürasyon dahili batık MBR’lardır (Judd, 2002a).
Çizelge 2.2’de değişik MBR sistemi üreticilerinin ürünlerinin teknik özellikleri ve
karşılaştırılmaları verilmiştir. Değişik ürünlerin teknik avantajları hakkında
tartışmalar olsa da temel hususlar membran maliyetleri, sistem bütünlüğü, işlerliği,
tıkanma kontrolü ve müteakip temizleme mekanizmasıdır. Membran üretim
maliyetlerinin gittikçe düşmesi ve MBR uygulamalarının gittikçe artmasına rağmen
bu yeni teknoloji alanında üzerinde daha çok çalışılan konu ve dikkate alınması
gereken husus membranların tıkanmasıdır. Çünkü membranların tıkanması pompaj
ve havalandırma gereksinimlerini direk etkileyip dolayısıyla da sistem maliyetini
önemli ölçüde etkiler. Daha az tıkanan veya ucuz maliyetle daha kolay
17
temizlenebilen
membranların
geliştirilmesi
için
yoğun
araştırma-geliştirme
çalışmaları yapılmaktadır.
Çizelge 2.2. MBR sistemi üreticilerinin ürünlerinin teknik özellikleri (Judd, 2002a;
2006)
Parametre
Kubota
Mitsubushi
Rayon
Zenon
Orelis
veya
Wehrle
Membran
geometrisi
Düz tabakalı
(flat plate)
Gözenekli fiber
(hollow fiber)
Gözenekli
fiber (hollow
fiber)
Tübüler
Dahili (batık)
Dahili (batık)
Harici
0,03
0,1
---
---
---
1-3
0,1-0,5
0,1-0,5
2-5
20-50
40-70
70-130
100-200
150-400
25-35
Proses
Dahili (batık)
konfigürasyonu
Ortalama hava hızı
0,05
(m/s)
Ortalama sıvı hızı
0,5*
(m/s)
Transmembran
0,05-0,15
basıncı (bar)
Akı (LMH)
15-35
Permeabilite
250-500
(LMH/bar)
*Üretici tarafından önerilen.
2.1.3. MBR’ların Gelişimi
Tasarım yaklaşımları açısından MBR’ların günümüze gelinceye dek 3 temel nesli
ortaya çıkmıştır ve 4. nesil de gelişme aşamasındadır (Crawford vd., 2000). Çizelge
2.3’de MBR’ların tasarım kriterlerine göre gelişimi özetlenmiştir. Kentsel veya evsel
atıksu arıtımı için kullanılan 1. nesil MBR’lar daha çok küçük debiler, kanalizasyona
bağlı olmayan bölgeler ve atıksu geri kazanım ve kullanımı için uygulanmışlardır.
Örneğin, karavan parkları, uydu yerleşimleri, kayak merkezleri ve ofis kompleksleri
kullanım alanları olmuştur. Bunlar işletim kolaylığının ve değişken yüklerin
karşılanabilirliliğinin önemli olduğu tesislerdir. 1. nesil MBR’larda 15000–25000
mg/L MLSS ve 50 gün veya daha fazla SRT uygulanmıştır. Çok yüksek SRT’den
dolayı bu sistemler biyolojik arıtım açısından oldukça kararlı ve nispeten
problemsizdir. Yüksek kalitede çıkış suyu, tam nitrifikasyon, az çamur miktarları ve
18
seyrek çamur atımı ve az değişkenlikteki çıkış suyu kalitesi bu neslin avantajları
olmuştur (Crawford v., 2000).
Çizelge 2.3. Tasarım kriterlerine göre MBR’ların gelişimi (Crawford vd., 2000)
Parametre
1. Nesil
2. Nesil
3. Nesil
SRT (gün)
50+
20+
<10 - 15
MLSS (mg/L)
20000+
20000
10000
NH3 giderimi
Var
Var
Var
Toplam azot giderimi
Yok
Var
Var
Fosfor giderimi
Yok
Var
Var
1. nesil uygulamaların artması ve teknolojik gelişimler sonucu 2. nesil MRB’lar
devreye girmiştir. 2. nesil MBR’ların en önemli iki özelliği MBR’lara biyolojik
nütriyent (azot ve fosfor) giderimi özelliğinin eklenmesidir. Tam nitrifiye eden bir
tesisde, azot giderimi aerobik bölümde oluşan nitratın MLSS ile anoksik bölüme geri
döndürülmesi ve anoksik bölümde de denitrifikasyon sonucu nitratın azota
indirgenmesi ile gerçekleşmektedir. Denitrifikasyon ile aynı zamanda alkalinite geri
kazanımı da elde edilir. 2. neslin diğer bir özelliği de kimyasal fosfor giderimi için
MBR’lara metal tuzlarının eklenmesidir. Tesislerde elde edilen sonuçlara göre çıkış
fosfat konsantrasyonları 0,1 mg/L’den azdır (Crawford vd., 2000). İlk uygulamalarda,
metal tuzlarının eklenmesi ile MBR MLSS konsantrasyonları sabit SRT’de 25,000
mg/L gibi yüksek değerlere çıkmıştır. Dolayısıyla, müteakip uygulama veya işletme
periyotlarında
SRT
azaltılmıştır.
Bunun
nedeni
ise
yüksek
MLSS
konsantrasyonlarının membran kapasitesine olumsuz etkilerini azaltabilmektir. 2.
nesil MBR’larda bundan dolayı MLSS ve SRT sırasıyla 15000–20000 mg/L ve
minimum 20 gün olmuştur.
3. nesil MBR’lardaki ana hedefler membran akısını ve kapasitesini artırabilmek,
sistem SRT ve MLSS’ini azaltabilmek ve toplam maliyeti optimize edebilmek
olmuştur. Artık 3. nesil MBR’larda sadece üretici firmaların değil, arıtma tesisi
işletmecileri ve mühendislik-danışmanlık firmalarının da rolleri artmaya başlamıştır.
19
Daha düşük MLSS konsantrasyonları (10,000 mg/L civarı) ile çalışılması süzüntü
suyu akısını da artırmıştır (Crawford vd., 2000). Azaltılan MLSS ve SRT (gerekli
biyolojik proses kinetiğinin yakalanması açısından) 3. nesil MRB’ların temel
özelliğidir. Ancak bu olumlu değişiklikler diğer yandan bazı proses ve tasarım
olumsuzlukları da meydana getirmiştir. Azaltılan SRT uzun süreli iç solunum
ihtiyacı için gereken enerjiyi (havalandırma bağlamında) gerektirmese de, daha yakın
ve etkin proses kontrolü gerektirip, günlük organik yükleme varyasyonlarının etkisi
açısından problemler çıkarabilmektedir. Daha düşük MLSS ile çalışmak membran
ekipman maliyetini azaltmakta ve pik debileri karşılayabilme kapasitesini
artırmaktadır. Ancak aynı zamanda da gerekli reaktör hacmini ve üretilen atık
çamurun hacmini artırmaktadır.
Günümüzde, uygulanan sistem kapasiteleri bağlamında düşündüğümüzde artık 4.
nesile giriyoruz diyebiliriz. Son birkaç yıl içinde inşa edilen veya tasarımı
yapılmakta olan MBR’lara bakıldığında sadece toplam sayının değil, aynı zamanda
çok daha büyük skalada debileri arıtacak MBR’ların oranının da arttığını
görmekteyiz. Bunun sonucu olarak satış pazarının eksponansiyel artması üretici
firma sayısını artırmış ve rekabeti de geliştirmiştir (Crawford vd., 2000; Judd, 2006;
Chae ve Shin, 2007).
Tasarım yaklaşımı açısından günümüzdeki tecrübenin geliştirilmesi gereken temel
husus küçük- veya orta-ölçekteki uygulama tecrübelerinden büyük-ölçeğe geçiştir.
Örneğin, 3000 m3/gün debisindeki bir MBR makul sayıda modüler ünitelerle
tasarlanabilir. Öte yandan büyük debiler için tasarımda benzer büyüklükte daha fazla
modüler ünite mi, yoksa daha büyük modüllerin mi kullanılacağı seçilmek
zorundadır. Büyük tesisler için şu anda az tecrübe olmasından dolayı bu seçim
kriterleri halen optimize edilmektedir. Etkili temizlik için sınırlı sayıda büyük
modüller tercih edilir. Öte yandan, etkili geri yıkama (backpulse) ve dengeli debi
tasarımı açısından her modülün etkin büyüklüğünde sınırlamalar olabilir. Büyük
tesislerdeki diğer potansiyel bir zorluk da sürekli ve periyodik temizleme
mekanizmalarının tasarımıdır. Küçük tesislerde membran modüllerinin tankdan
çıkartılıp, harici olarak temizlenip, tekrar tanka konumlanması etkili olsa da bu
20
yöntem büyük tesislerde pratik olmayabilir. Dolayısıyla büyük tesislerde temizleme
yönteminin etkinliği üretici firmalar arasındaki temel rekabet noktalarından bir
tanesidir.
MBR’larda tecrübenin az olduğu diğer bir husus da çamur işleme prosesleriyle
ilgilidir. Günümüze kadar çoğu küçük ölçekli MBR uygulamaları atık çamurları için
aerobik çamur stabilizasyonu, susuzlaştırma veya stabilizasyon sonrası direk araziye
serme işlemini uygulamıştır. Büyük tesislerde ise fazla miktarlardaki çamurdan
dolayı önce çamur yoğunlaştırma, sonra aerobik veya anaerobik çürütme ve
susuzlaştırma kademeleri gerekmektedir. Şu ana kadar az uygulamadan dolayı MBR
çamurlarının yoğunlaştırılabilirliği ve çamurların aerobik veya anaerobik olarak hızlı
stabilizasyonu hakkında yeterli araştırma çalışması yoktur. MBR çamurları yönetimi
için araştırma geliştirme faaliyetleri şu an 4. nesil MBR’ların temel hususlarından
birisidir.
Büyük ölçekli tesislerde diğer önemli tasarım hususu da membran ekipmanı
tasarımının yanı sıra etkin bir biyolojik proses tasarımının da beraber
yapılabilmesidir. Bu gereksinim tasarım kompleksliğini bir miktar daha artırır. Bu
açıdan 4. nesil MBR’larda membran üreticilerinin yanı sıra proje hazırlayıcılarının ve
proje sahiplerinin de biyolojik proses tasarımındaki rolü ve sorumluluğu artacaktır.
2.1.4. MBR’ların Konvansiyonel Sistemlere Göre Avantajları
MBR’larda biyolojik askıda katı madde (mixed liquor suspended solids, MLSS)
konsantrasyonları 12000–15000 mg/L değerlerine kadar ulaştırılabildiği için
(konvansiyonel aktif çamurda MLSS yaklaşık 2000–4000 mg/L) arıtma için gerekli
hidrolik bekleme süresi (HRT) konvansiyonel sistemlere göre azdır. Havalandırma
havuzlarının hacim dizaynında HRT temel parametre olduğu için düşük HRT
gereksinimi gerekli havuz hacmini düşürüp, ilk yatırım maliyetini azaltıp, işletme
kolaylığı da sağlar (Judd, 2001, 2006). Buna ek olarak arazi gereksinimi de azalır.
Yine konvansiyonel aktif çamur sistemlerine göre MBR’larda son çökeltme tankına
ihtiyaç olmadığı için bu da ilk yatırım ve işletme maliyetini azaltıcı bir etmendir.
21
MBR’larda yüksek MLSS konsantrasyonlarından dolayı fazla çamur yaşı (solids
retention time, SRT) ile işletim yapılabilir. Yirmi günden fazla SRT ile çalışıldığında
çeşitli avantajlar ortaya çıkar. Bunlardan birincisi artırılmış iç solunumdan dolayı
oluşan yeni biyokütle (yield) azalır ve bertaraf edilmesi gereken atık biyokütle
miktarının azalması maliyeti düşürür. İkinci olarak, yüksek SRT değerlerinde
nitrifikasyon daha verimli gerçekleşir ve nitrifikasyonun çeşitli ortam şartlarından
olumsuz etkilenme şansı azalır. Üçüncü avantaj sentetik toksik organik maddelerin
biyolojik ayrışmasını sağlayan özel mikroorganizmaların yüksek SRT değerlerinde
daha etkin çalışmalarıdır. Yine yüksek MLSS konsantrasyonlarında çalışıldığında
sisteme fazla organik yükleme de yapılabilir. Bu yüksek biyokütle konsantrasyonu
aynı zamanda şok toksik yüklemelere karşı da daha dayanıklıdır.
MBR’ların en önemli avantajlarından birisi biyokütle/su ayrımı biyokütlenin
çökelebilme özelliğinden bağımsızdır. Bunun nedeni bu ayrım prosesinin çökeltim
prensibi ile değil fiziksel filtrasyon ile yapılmasıdır. Dolayısıyla, konvansiyonel
sistemlerin son çökeltme havuzu işletiminde çok problem arz eden çökelemeyen
biyokütle
(filamentli
flokların
veya
Nocardia
türü
mikroorganizmaların
oluşmasından dolayı) durumu MBR’larda yoktur. Aynı zamanda, MBR’larda
mikrofiltrasyon veya ultrafiltrasyon ile çok küçük gözeneklerle ayırma yapıldığı için
biyokütlenin tamamı tutulur (Ortiz vd., 2007). Buna bağlı olarak deşarj
standartlarından birisi olan toplam askıda katı madde (AKM) MBR’larda genelde
çok düşük olur (yaklaşık 1-3 mg/L). İyi işletilen konvansiyonel sistemlerde ise bu
rakam 10–30 mg/L arasıdır. Filtrasyon sonucu bulanıklık da MBR’larda düşük
değerlere düşer (<0,5 NTU) ve çıkış suyu çok berrak bir görünüm alır. Bu kaliteli su
üretiminden dolayı özellikle A.B.D.’de bu proses ile arıtılan atıksular geri
kazanılmakta ve sulamada (tarımsal, rekreasyon, inşaat alanları, vs), endüstriyel ve
diğer
alanlarda
(proses
suları,
yangın
söndürme,
tuvalet
pisuarları,
vs)
kullanılmaktadır (Adham ve Trussel, 2001). Böylece hem içme suyu kaynakları az
kullanılıp korunmuş, hem de arıtılmış atıksular değerlendirilmiş olur.
MBR’larda işletim sırasında SRT konvansiyonel sistemlere göre çok daha rahat
kontrol edilir. Çünkü son çökeltim tanklarında biyokütlenin bazı durumlarda iyi
22
çökelmemesinden dolayı savaklardan AKM kaçma durumu MBR’da yoktur.
MBR’da biyokütlenin sistemden tek çıkma noktası nihai bertaraf için atılan atık
çamurdur (Visvanathan vd., 2000; Lesjean vd., 2004).
MBR’larda fiziksel biyokütle ayrımı yanında aynı zamanda da çok kaliteli bir
fiziksel dezenfeksiyon sağlanmış olur. A.B.D.’de gerek pilot gerekse de gerçek
tesislerde MBR’ların yaklaşık tüm protozoaları giderdiği, 5–6 log (logaritmik, ya
da %99,999-%99,9999) bakteri, ve 1–2 log virüs giderimi sağladığı gözlenmiştir.
Klorla dezenfeksiyona dayanıklı olan patojenik protozoalardan Cryptosporidium ve
Giardia da MBR’da rahatlıkla tutulur. Bu rakamlar yaklaşık membrandaki 0,1 μm
gözenek büyüklüğü dikkate alındığında beklenen rakamlardır. Bu bağlamda düşük
bulanıklık yanında çok düşük patojen içerikli arıtılmış su rahatlıkla zirai sulama
amaçlı kullanılabilir. Konvansiyonel sistemlere göre MBR’la arıtılmış atıksu çevre
sağlığı ve mikrobiyal içerik yönünden çok daha güvenlidir. A.B.D.’deki standartlara
göre MBR’la arıtılmış atıksular son bir dezenfeksiyon yapmak koşuluyla (geri kalan
virüsleri bertaraf etmek ve sonradan oluşabilecek mikrobiyal büyümeyi engellemek
için) direk tarımsal sulamada kullanılabilir. Bu standartlar değişik tarım ürünleri ve
kullanım alanları için farklı olarak hazırlanmıştır (Anonim II, 1992, Anonim III,
2000).
2.1.5. MBR’ların Genel Dezavantajları
MBR’da arıtma prosesi tek bir havuzda gerçekleştiği için sistem mekanik ve kontrol
açıdan konvansiyonel sistemlere göre daha komplekstir. Ancak %100 otomasyon
sayesinde işletim kolaylaşır. İşletim sırasında zamanla membran gözenekleri tıkanır
ve arıtılmış su çekimi (akı) azalır, bunu engellemek için belirli aralıklarda basınçlı
hava/su (backpulse) ve kimyasallarla (sitrik asit, sodyum hipoklorit, gibi) gözenekler
temizlenir (Judd, 2002a). Tüm bu temizlik işlemi otomatik yapılır. Ancak bu
kimyasallar için az hacimlerde de olsa biriktirme amacıyla depolama tankları gerekir.
Membranların tıkanması ve temizleme metotları ileride ayrı bir kısımda tartışılmıştır.
23
2.1.6. MBR’larda Çıkış Suyu Kalitesi
Çizelge 2.4’de evsel atıksular için tipik MBR çıkış suyu kaliteleri verilmiştir.
Görüleceği üzere çıkış suyu kalitesi konvansiyonel biyolojik arıtım sistemlerinden
çok daha üstündür. Elde edilen bulanıklık değerlerinin 0,5 NTU’dan düşük olduğu
düşünüldüğünde üretilen suyun ne kadar berrak olduğu ortadadır. Yine
konvansiyonel sistemlerde 20–30 mg/L’den az elde edilemeyen BOİ ve AKM, MBR
çıkış sularında 2,0 mg/L’den düşüktür. Bu da üretilen suyun organik stabilite ve
partiküller açısından ne kadar kaliteli olduğunu gösterir. Önceden bahsedildiği gibi
MBR’larda fiziksel biyokütle ayrımı yanında aynı zamanda da çok kaliteli bir
fiziksel dezenfeksiyon sağlanmış olur. A.B.D.’de gerek pilot gerekse de gerçek
tesislerde MBR’ların yaklaşık tüm protozoaları giderdiği, 5–6 log bakteri ve 1–2 log
virüs giderimi sağladığı gözlenmiştir. Klorla dezenfeksiyona dayanıklı olan patojenik
protozoalardan Cryptosporidium ve Giardia da MBR’da rahatlıkla tutulur. Bu
rakamlar yaklaşık membrandaki 0,1 μm gözenek büyüklüğü dikkate alındığında
beklenen rakamlardır.
Çizelge 2.4. Evsel atıksuları arıtan MBR’larda tipik çıkış suyu kaliteleri (Adham ve
Gagliardo, 1998; Adham vd., 2000)
Parametre
Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOI5)
Toplam askıda katı madde (AKM)
NH3-N
Tipik Değerler
< 2,0 mg/L
< 2,0 mg/L
< 1,0 mg/L (nitrifiye eden tesislerde)
< 0,1 mg/L (biyolojik olarak ya da
kimyasal olarak alum katkısıyla)
< 10 mg/L (orta sıcaklıktaki iklimlerde)
< 3,0 mg/L (sıcak iklimlerde)
< 3,0
< 0,5 NTU
Toplam fosfor (TP)
Toplam azot (TN)
Toplam azot (TN)
Silt yoğunluk indeksi (SDI)
Bulanıklık
Mikrobiyolojik:
Bakteriler
5–6 log giderim
Virüsler
1–2 log giderim
Protozoalar (Cryptosporidium ve Giardia)
Tam giderim
24
2.1.7. MBR
ve
Konvansiyonel
Sistemlerde
İşletim
Parametrelerinin
Karşılaştırılması
Organik yükleme hızları ve giderim verimleri açısından MBR ve diğer
konvansiyonel sistemlerin karşılaştırılması Çizelge 2.5’de verilmiştir. Çizelgeden
görüleceği üzere MBR’lar diğer sistemlerle etkili bir şekilde rekabet edebilmektedir.
MBR’larda organik yükleme hızları genellikle damlatmalı filtrelerden, kademeli
kesikli ve konvansiyonel aktif çamurdan düşük HRT’lerden dolayı daha fazladır.
Diğer yandan MBR’larda organik yükleme hızları biyolojik havalandırmalı
filtrelerden, tam karışımlı ve yüksek hızlı havalandırmalı aktif çamur proseslerinden
daha azdır.
Çizelge 2.5. Değişik arıtma prosesleri için organik yükleme hızları (Gander vd.,
2000)
Reaktör
Organik Yükleme Hızı
(kg BOİ5/m3-gün)
HRT
(saat)
BAF:
Aşağı akışlı
1,5 (KOİ)
1,3
Aşağı akışlı
7,5
Yukarı akımlı
4
TF:
Düşük hızlı
0,08–0,40
Orta hızlı
0,24–0,48
Yüksek hızlı
0,48–0,96
ASP:
Kademeli kesikli
0,08–0,24
12–50
Konvansiyonel
0,32–0,64
4–8
Tam karışımlı
0,80–1,92
3–5
Yüksek
hızlı 1,6–16
2–4
havalandırmalı
MBR:
Batık: Düz tabakalı
0,39–0,70
7,6
(Kubota)
0,03–0,06
1
Gözenekli fiber
0,005–0,110
8
(Tech Sep)
1,5 (KOİ)
0,5
Düz tabakalı
0,18
24–95
Gözenekli fiber
0,45–1,50 (KOİ)
8
BAF: Biyolojik havalandırmalı filtre; TF: Damlatmalı filtre;
prosesi.
25
Giderim
Yüzdesi
93
75
>93
80–90
50–70
65–85
85–95
85–95
85–95
75–90
99
98–99
98
87–95
88–95
ASP: Aktif çamur
Çizelge 2.6’da MBR ve diğer biyolojik sistemlerde tipik çamur üretimleri
karşılaştırılmıştır. MBR’lar yüksek SRT değerlerine ulaşabildiklerinden çamur
üretimleri konvansiyonel aktif çamura göre önemli derecede azdır (Mayhew and
Stephenson, 1997; Cicek vd., 1999a; Judd, 2002b). Çamur işleme ve bertarafı toplam
arıtma işletim maliyetinin önemli bir kısmını oluşturduğu için bu yönden az çamur
üretimi MBR’lar açısından avantajdır.
Çizelge 2.6. Değişik arıtma prosesleri için çamur üretimleri (Mayhew ve Stephenson,
1997)
Arıtma prosesi
Çamur üretimi (kg/kg BOİ5)
Batık tip MBR
0,0–0,3
Düzenli medya biyolojik havalandırmalı filtre
0,15–0,25
Damlatmalı filtre
0,3–0,5
Konvansiyonel aktif çamur
0,6
Granüler medya biyolojik havalandırmalı
0,63–1,06
filtre
2.1.8. MBR Sistemlerinin Kentsel Atıksu Arıtımındaki Uygulamaları
MBR sistemleri ilk olarak kentsel atıksuların arıtılması ve yeniden kullanılması için
kullanılmıştır (Cicek vd., 1999a; Cicek, 2002). MBR’lar, kompakt oluşları ve
yeniden kullanılabilir çıkış suyu kalitesi elde edilebilmesi gibi avantajları nedeniyle,
arazi sıkıntısı olan bölgelerde ideal bir atıksu arıtım teknolojisi olarak
değerlendirilmektedir. Bu nedenlerden dolayı bir çok farklı MBR sistemleri
tasarlanmıştır (Kimura, 1991).
On yıl öncesine kadar membran ünitelerinin yüksek maliyetleri nedeni ile kentsel
atıksuların MBR teknolojisi ile arıtılması sadece küçük ölçeklerle sınırlı kalmıştır
(Muller vd., 1995). Hollanda’da gerçekleştirilen bir çalışmada, evsel atıksuların
aerobik membran sistemi ile başarılı bir şekilde arıtılabildiğini, fakat prosesin yüksek
basınç ve havalandırma maliyetleri nedeniyle makul bulunmadığı belirlenmiştir
(Muller vd., 1995). Bir diğer çalışmada da çarpraz akışlı (cross flow) mikrofiltrasyon
prosesinin ileri bir arıtma tekniği olarak kullanılmasının daha etkili olduğu
26
belirtilmiştir (Ross vd., 1992; Ottoson vd., 2006). Fakat membran tasarımı ve
optimizasyonundaki gelişmelere ve membran teknolojisi üzerinde çalışan firma
sayısının artmasına paralel olarak, kentsel atıksuların MBR sistemleri ile
arıtılmasında maliyetlerin önemli oranda azalacağı düşünülmektedir (Cicek, 2002).
Son on yıldan günümüze kadar polimer kimyasındaki gelişmeler, polimer üreticileri
arasındaki rekabetten dolayı membran fiyatları oldukça düşmüştür (Daigger vd.,
2005). MBR sistemi ile arıtılan suların geri kullanılması ile birlikte MBR
sitemlerinin yatırım maliyetleri neredeyse konvansiyonel sistemlerle aynı olmaktadır
(Daigger vd., 2005; Galil ve Levinsky, 2007).
MBR’ların diğer bir uygulama alanı da çamur arıtımıdır. Genel olarak atıksu arıtma
tesislerinde çamur stabilizasyonu, anaerobik çürütme prosesi ile sağlanmaktadır. Bu
proseste, HRT ve SRT parametreleri tasarımda oldukça önemli bir yer tutmaktadır ve
etkili bir stabilizasyon işleminin gerçekleşebilmesi için yüksek çamur yaşına gerek
duyulmaktadır. Dolayısıyla sistemin kapasitesi oldukça sınırlı bir düzeyde
kalmaktadır. Bu problemi ortadan kaldırmak için yapılan çalışmalar sonucu, sisteme
mikrofiltrasyon
ünitesinin
eklenmesi
ile,
HRT
ve
SRT
parametrelerinin
bağımlılıklarının ortadan kalktığı, çürütücünün kapasitesinin hacimsel olarak arttığı
ve konvansiyonel anaerobik çürütücünün işletme maliyetinin azaldığı sonucu ortaya
çıkmıştır (Pillay vd., 1994; Ottoson vd., 2006; Guo vd., 2007).
2.1.9. MBR Sistemlerinin Endüstriyel Atıksu Arıtımındaki Uygulamaları
Endüstriyel atıksuların en önemli iki özelliği yüksek organik yükler ve arıtmaya
dirençli bileşiklerdir. Bu yüzden geleneksel arıtım tekniklerinin yanında MBR gibi
alternatif arıtma teknolojilerine ihtiyaç duyulmaktadır (Cicek, 2002; Brik vd., 2004;
Brik vd., 2006).
Aerobik membran biyoreaktör sistemleri, endüstriyel atıksuların arıtılmasında
anaerobik arıtımla birlikte kullanılan bir arıtma teknolojisi haline gelmiştir. Genel
olarak yüksek miktarda KOİ değerine sahip atıksular, anaerobik sistemler ile
arıtıldığından dolayı, endüstriyel atıksularda MBR teknolojisi de bu proses etrafında
27
geliştirilmiştir (Cicek, 2002). İlk olarak Degremont firması seramik ultrafiltrasyon
membran ekipmanı içeren bir aerobik biyoreaktör tasarlayarak, Fransa’daki bir
kozmetik endüstrisi atıksularının arıtılmasında uygulamaya başlamıştır. Bu arıtma
sisteminde, çıkış suyu kalitesinin doğrudan kullanıma uygun nitelikte olduğu
gözlenmiştir (Manem ve Sanderson, 1996; Brik vd., 2006).
Gıda endüstrisi proseslerinde oldukça fazla miktarlarda su tüketilmekte ve yüksek
organik madde içeriğine sahip atıksu oluşmaktadır. Endüstrinin temel kirletici
yüklerini ise yüksek BOİ5 ve KOİ yanında, toplam askıda katı madde, yağ-gres ve
nütrientler oluşturmaktadır (Cicek, 2002). İngiltere’de bir nişasta işleme prosesinde,
anaerobik arıtımla desteklenen bir MBR sistemi işletime alınmıştır (Butcher, 1989).
Güney Afrika’da geliştirilen ve Anaerobik Çürütme-Ultrafiltrasyon (ADUF) olarak
adlandırılan sistem, bir süt işleme tesisinde uygulamaya alınmıştır. Bu sistemde
KOİ %97 oranında arıtılmış ve kolloidal maddeler etkili bir şekilde uzaklaştırılmıştır
(Ross vd., 1992). Japonya’da gerçekleştirilen bir çalışmaya göre, alkol işleme
proseslerinden kaynaklanan atıksuların pilot ölçekli bir anaerobik MBR sisteminde
arıtılması sonucu %98 KOİ giderimi (7 kg/m3-gün KOİ yüklemesinde) elde
edilmiştir. Ayrıca, bu çalışmada düşük miktarda biyokütle ve yüksek miktarda metan
gazı elde edilmiştir (Nagano vd., 1992).
Amerika’da bir otomobil fabrikasında sentetik metal sıvıları ve yüksek miktarda yağgres içeren, 116 m3/gün debiye ve 6,3 kg KOİ/m3.gün yüke sahip atıksular, aerobik
MBR sistemi ile arıtılmıştır. Sonuç olarak %94 KOİ arıtımı elde edilmiş ve yağ-gres
içeriğinde önemli oranda düşüş sağlanmıştır (Knoblock vd., 1994).
2.2. Membran Kirlenmesi/Tıkanması
MBR’larda membranların işletim sırasında tıkanması MBR’ların hem kentsel hem de
endüstriyel atıksu arıtımında daha yaygın uygulanmalarındaki en önemli engellerden
biri
olarak
karşımıza
çıkmaktadır.
Membranlardaki
tıkanma
membran
permeabilitesini sınırlandırır. Diğer bir deyimle, birim transmembran basıncına
karşılık membrandan geçen akının, dolayısıyla da, birim membran alanı başına
28
arıtılmış temiz su üretiminin azalmasına neden olur (Stephenson vd., 2000; Chang
vd., 2001; Judd, 2001; Water Environment Federation, 2001; Cho ve Fane, 2002;
Hong vd., 2002; Le Clech vd., 2006; Yang vd., 2006; Yun vd., 2006). Membran
tıkanmaları mekanik anlamda kabaca ikiye ayrılır: geri dönüşümlü (yüzeyde oluşan
jel ve kek tabakasının havalandırma veya fiziksel geri yıkama ile giderilmesi) ve geri
dönüşümsüz (çözünmüş veya kolloidal maddelerin adsorbsiyon sonucu gözenek
içinde birikimi ve gözeneği tıkamasının kimyasal temizleme ile giderilmesi). Geri
dönüşümsüz tıkanmalarda, azalan süzüntü suyu akısı tekrar orjinal miktarlara
yükseltilemez (ZENON Env. Inc, 2002).
MBR’lardaki membran tıkanmaları fiziksel, inorganik, organik veya biyolojik
kökenli olabilir. Fiziksel tıkanma membran porlarının kolloidal taneciklerle
tıkanması ile ilgilidir. Böylece membran yüzeyinin belli bir kısmı kaplanıp etkisiz
hale gelir. İnorganik ve organik tıkanma genellikle sırasıyla tortu oluşturuculara
(scalants) ve makromoleküllere bağlıdır. Literatürde tortu oluşturucular yüzünden
meydana gelen inorganik tıkanma üzerine birkaç bilimsel çalışma olsa da, genelde,
MBR’larda tortu oluşumunun ancak bazı endüstriyel atıksuların arıtımında önemli
olabileceği düşünülebilir (Judd, 2001). MBR’lardaki inorganik tıkanmanın daha çok
anaerobik sistemlerde (sütrivitden dolayı) söz konusu olduğu tespit edilmiştir (Choo
ve Lee, 1996; Cicek vd., 1999b; Yoon vd., 1999; Judd, 2001; Chua vd., 2002; Le
Clech
vd.,
2006;
Yang
vd.,
2006).
Konvansiyonel
aerobik
proseslerde
mikrofiltrasyon membranlarının kalsiyum karbonat tortusu ile tıkanması, hem düz
tabakalı hem de gözenekli fiber MBR’larda gözlenmiştir. Bu tür tortuların kontrolü
ve giderimi oldukça zordur. Tortu kontrolü için asit dozlama çok tercih edilmeyebilir,
çünkü pH ayarlaması sistem mikrobiyolojisine zarar verip, hücre dışı polimerik
makromoleküllerin oluşmasını artırabilir. Presipitasyon yöntemi de problemlidir
çünkü atıksu karakteristiğindeki varyasyonlar, kimyasal heterojenlik ve kalsiyum
karbonat tortusunun kompleks kimyasal doğası hepsi birden kimyasal dozlama
kontrolünü ve optimizasyonunu zorlaştırır. Aslında tortu tıkanmaları için kabul
edilmiş stratejiler henüz yoktur. Pratik çözümler membranların sistemden çıkartılıp
harici olarak asitle temizlenmesi, ya da giriş suyundaki tortu oluşturma potansiyelini
tespit edip önceki arıtma prosesleriyle bu problemin çözülmesidir.
29
MBR’lardaki organik ve biyolojik tıkanma inorganik tıkanmanın aksine daha fazla
çalışılıp karakterize edilmiştir. Membran sistemlerinde gerçekleşen tıkanmaların
hemen hemen yarısının biyofilmlerden kaynaklandığı tahmin edilmektedir. Aslında
biyofilmlerin canlı kalabilmeleri için çok az miktarlarda nütriyente ihtiyaç duymaları
sonucu bunlar ultra saf su sistemlerinde bile varlıklarını sürdürebilirler. Biyofilmler
membranların 8–18 g/L’lik biyokütle konsantrasyonları ile temas halinde olduğu
yüzeylerinde kolayca oluşabilirler (Chang vd., 2001; Judd, 2001). Diğer taraftan ise
membran yüzeylerinde oluşan biyofilmler özellikle batık proseslerde membranları
koruyabilirler. Bunun nedeni biyofilmler membranın kendisine göre daha çok seçici
olup daha geniş bir spektrumdaki kirleticilerin membrandan geçişini engellerler.
Tıkanma üzerine etkili olan dört ana faktör vardır (Chang vd., 2001,2002; Judd,
2001; Le-Clech vd., 2006):
•
proses konfigürasyonu
•
membran materyali ve konfigürasyonu (geometrisi)
•
proses işletimi (sistem hidrodinamiği)
•
biyokütle konsantrasyonu ve kompozisyonu
Membran tıkanmalarına direk etki eden 3 ana faktör; biyokütle özellikleri, işletim
şartları ve membran fizikokimyasal karakterleridir. Şekil 2.6.’da MBR’larda
tıkanmayı etkileyen faktörler şematik olarak gösterilmiştir (Chang vd., 2002; LeClech vd., 2003a). Genel olarak proses performansı ana kirleticilerin giderimi ve
enerji talebi ile belirlenir. Tıkanma, membranın hidrolik performansını (permeabilite)
düşürerek enerji masraflarını direk olarak etkiler. Ana kirleticilerin gideriminde ise
fazla etkisi yoktur.
2.2.1. Biyokütle özellikleri
MBR sistemlerinde gerçekleşen tıkanmaların hemen hemen yarısının biyokütleden
kaynaklandığı tahmin edilmektedir (Chang vd., 2001; Judd, 2002a; Smith vd., 2005;
Drews vd., 2006). Diğer taraftan ise membran yüzeylerinde oluşan biyofilmler
30
ve/veya kek tabakası özellikle batık proseslerde membranları koruyabilirler. Bunun
nedeni biyofilmler membranın kendisine göre daha çok seçici olup daha geniş bir
spektrumdaki kirleticilerin membrandan geçişini engellerler. Biyokütledeki hem
partiküller hem de çözünmüş polimerler tıkanmaya sebep olurlar. Biyokütle
miktarının permeabiliteye olan etkisine göre genelde direnç (1/permeabilite) ile
MLSS arasında doğrusal veya doğrusala yakın ilişki vardır (Shimizu vd., 1993;
Chang vd., 2001; Judd, 2002a, Le-Clech vd., 2006). Biyokütle, substrat bileşenlerini,
hücreleri, ölü hücreleri, SMP’leri ve EPS’leri içerir. Biyokütle içerisindeki çözünmüş
maddeler kısmının tıkanmayı ciddi oranda arttırdığı bilinmektedir (Defrance vd.,
2000).
Tıkanmayı Etkileyen Faktörler
Membran
Biyokütle
Konfigürasyo
MLSS
Materyal
EPS
İşletme Şartları
Konfigürasyo
Çapraz akış
h
Hidrofobisite
Flok yapısı
Havalandırma
Porozite
Çözünmüş
HRT/SRT
maddeler
Por büyüklüğü
Flok
büyüklüğü
TMP
Şekil 2.6. MBR’larda tıkanmayı etkileyen faktörler (Judd, 2001; Chang vd., 2002)
31
Mikroorganizmalar
tarafından
üretilen
EPS’lerin
membranların
organik
tıkanmasından sorumlu olduğu genel olarak kabul edilir (Germain vd., 2005; Drews
vd., 2006; Le-Clech vd., 2006). EPS’ler membranı hem yüzeyden hem de içeriden
tıkayabilen çözünebilir ve kolloidal makromoleküllerden oluşur. Harici MBR’larda
pompajın partikül büyüklük dağılımına (Cicek vd., 1999b) ve EPS miktarlarına
(Chang vd., 2002; Germain vd., 2005; Zhang vd., 2006) olan etkileri tespit edilmiştir.
Pompaj sırasında yırtma-sürtünme kuvvetlerinden dolayı flokların kırılmasıyla
ortama salınan EPS’lerin daha da fazla tıkanmaya sebep olmasından dolayı, harici
MBR’lardaki düşük permeabilite daha da fazla düşebilir. Ancak EPS miktarları ve
permeabilite arasında yeteri kadar tutarlı bağıntılar ya da ampirik korelasyonlar
literatürde mevcut değildir.
Partikül boyutu tıkanma durumunda etkilidir. Daha küçük partikül boyutları daha
fazla tıkanmaya sebep olur. Partikül boyutu küçüldükçe partiküller membran
porlarının içerisine yerleşmekte ve dolayısıyla süzme işleminde etkili alan
küçülmektedir (Judd, 2002b; Germain vd., 2005; Le Clech vd., 2006; Yun vd., 2006).
Membran porlarının tıkanması sonucu çekilen süzüntü suyu akısı azalmakta ve sabit
akı üretimi için uygulanması gereken TMP artmaktadır.
2.2.2. İşletim şartları
Tüm membran proseslerinde olduğu gibi MBR’larda da tıkanma akı arttıkça artar.
Dolayısıyla uygun bir işletim akısı seçerken, gerekli membran yüzey alanını
minimize etmek ile (diğer bir deyimle ilk yatırım maliyetini) geri yıkama ve
temizleme için sistemin devre dışı bırakılması (işletim maliyetini artırır) arasında
hassas bir denge vardır. Bunun nedeni fazla akı ile çalışıldığında daha az membran
alanı gerekir, öte yandan tıkanma daha çabuk olup, daha sık geri yıkama ve
temizleme gerekir (Jiang vd., 2003; Yun vd., 2006). Bu da birim zamanda üretilen
arıtılmış su miktarını azaltır. Bazı batık MBR’lar, özellikle düz tabakalı ve tübular
tiptekiler, geri yıkamayı gerektirmeyecek derecede düşük akılarda çalışabilirler. Bu
durumdaki akılara ‘kritik akıdan düşük akılar’ denir. Kritik akı ise sürdürülebilir
membran permeabilitesindeki (sabit akı ve transmembran basıncı) operasyon limitini
32
temsil eder. Kritik akının üzerindeki operasyonlar TMP’yi artırıp, çok sık periyodik
geri yıkama ve/veya temizleme gerektirir (Germain vd., 2005; Le Clech vd., 2006).
Geri yıkanabilir gözenekli fiber tipler için, kritik akının üzerinde nispeten kısa
devirlerde çalışmak daha ekonomiktir. Geri yıkanamayan düz tabakalı tipler için ise
kritik akının altında çalışmak zaruridir. Her tip için kritik akıyı artırabilmek maliyet
açısından yararlıdır. Buna da sadece sistem hidrodinamiği iyileştirilerek ulaşılır
(Judd, 2001, 2002b; Zhang vd., 2006).
Harici MBR’larda deneysel çalışmalar çapraz akış hızının membran tıkanmasındaki
en temel etken olduğunu göstermiştir (Defrance ve Jaffrin, 1999; Kim vd., 2004).
Tardieu vd. (1998) yaptığı çalışmada; 0,5 m/s çapraz akış hızı ve 25 L/m2-saat akı
değerinde işletilen membran sisteminde 6 saatlik işletim süresi sonunda tıkanma
meydana geldiğini tespit etmiştir. Öte yandan, çapraz akış hızı 4 m/s değerine
yükseltildiğinde, 100 L/m2-saat gibi yüksek bir akı değerine ulaşılmış ve 100 saatlik
işletim süresi sonunda tıkanma oluşmuştur. Dolayısıyla yüksek çapraz akış hızı ile
işletilen sistemler, yüksek akı değerlerinde tıkanma meydana gelmeden daha uzun
sürelerde çalıştırılabilirler.
Batık MBR’larda çapraz akış hızı terimi havalandırma ile membran yüzeyine
uygulanan hava hızıdır. Havalandırma hem organik maddelerin oksidasyonu için
gerekli oksijeni hem de membran yüzeyinde biriken kek tabakasının sıyrılmasını
sağlar. Membran modülüne uygulanan hava hızı geri dönüşümlü tıkanmayı gideren
bir etkiye sahiptir (Chang vd., 2002; Yang vd., 2006; Zhang vd., 2006). Yüksek hava
hızlarında işletilen MBR sisteminin kritik akı değeri, düşük hava hızı ile işletilen
MBR sisteminden daha büyük olmaktadır (Yigit vd., 2006a).
2.2.3. Membran özellikleri
Gözenek
boyutu,
porozitesi,
yüzey
enerjisi,
yüzey
yükü,
pürüzlülüğü,
hidrofilik/hidrofobik yapısı gibi membran özellikleri membran tıkanmasında
doğrudan etkilidir. Birçok diğer membranlarda olduğu gibi, MBR’larda kullanılan
membranlardaki polimerlerin yüzeyleri yeterli derecede hidrofilik olacak şekilde
33
üretilir. Bu da hidrofobik maddelerin (proteinler gibi) yüzeyde birikip tıkanma
yapmasını azaltır (Judd, 2002b). Membranların gözenek boyutu biyokütle
içerisindeki çözünmüş bileşenlere ve partikül büyüklüğüne bağlı olarak tıkanmada
etkilidir (Wisniewski ve Grasmick, 1998; Wisniewski vd., 2000; Chang vd., 2002).
Küçük gözenek boyutuna sahip membranlar daha büyük gözenek boyutuna sahip
membranlara göre tıkanma gerçekleşmeden daha yüksek akı değerinde daha uzun
süre arıtım yapabilmektedir. Küçük boyutlu partiküller gözenekler içerisine
girememekte ve membran yüzeyinde kek tabakası oluşturmaktadırlar. Bu sebeple
gözenekler üzerinde ve/veya içerisinde meydana gelebilecek geri dönüşümsüz
tıkanmalar
oluşmamakta
veya
tıkanmanın
oluşumu
daha
uzun
sürede
gerçekleşmektedir (Wisniewski vd., 2000; Chang vd., 2002; Le-Clech vd., 2003a;
Judd, 2004; Germain vd., 2005; Le Clech vd., 2006; Yang vd., 2006).
2.3. Membranların Temizliği
Batık MBR’larda tıkanmayı önleyici birçok metot kullanılmaktadır. Bazı sistemlerde
membranlar otomatik düzende, üretilen süzüntü suyu kullanılarak her 10-15
dakikada bir düzenli olarak geri yıkanırlar (“backpulse” veya “backwash”). Bu
işlemle tıkanan membran gözenekleri temizlenmeye çalışılır. Esas amaç, membran
yüzeylerine gevşek olarak tutunmuş materyallerin uzaklaştırılmasıdır. Geri yıkama
prosesinde önce yıkanacak modüldeki arıtım durdurulur sonra basınçla bu sefer
dıştan içe doğru membranlara içten dışa doğru saniyeler mertebesinde (yaklaşık 1020 sn) kademeli olarak su basılır. Burada kullanılan su ayrı tanklarda bu amaç için
biriktirilen sistem süzüntü suyudur (Zenon Env. Inc., 2002). Dolayısıyla, birinci
temizleme metodu olan bu geri yıkamada her 10-15 dakikada bir üretim durdurulup,
toplam yaklaşık 1 dakikalık bir geri yıkama ile zaman kaybı olur. Her üretici
firmanın kendine özgü geri yıkama metodu olsa da ana hatlarıyla metotlar birbirine
benzerdir.
Birinci temizleme metodunun yanı sıra, tıkanma derecesinin artıp sabit akı üretimi
için gereken TMP’nin yükseldiği durumlarda, ikinci temizleme metodu olarak
(genellikle yaklaşık 15 günde bir) kimyasalların eklendiği süzüntü suyu ile geri
34
yıkama yapılır. Sitrik asit (pH düşürüp tortuları çözmek için) ve sodyum hipoklorit
(organik veya mikrobiyolojik filmleri parçalamak için) bu amaç için kullanılmaktadır.
Bu temizlik yine otomatik olarak gerçekleştirilip, birinci tur geri yıkamaya göre daha
uzun sürede uygulanmaktadır. Geri yıkama, yaklaşık 30 saniyelik, 5-10 periyot
uygulanır ve membranlar bu periyotlar arasında 1-2 dakika dinlendirilir. Kullanılan
dozlar yaklaşık 250 mg/l klor ve 2,000 mg/l sitrik asit şeklindedir. Bu temizleme
periyodu boyunca temizlenen membran modülü 30-45 dakika servis dışı kalır (Zenon
Env. Inc., 2002). İkinci temizleme metodu da yetersiz kalıp sabit akı süzüntü suyu
üretimi için gerekli TMP artmaya devam ederse üçüncü tür temizleme metodu
uygulanır. Bu uygulamada membran tankı servis dışına alınıp tank boşaltılır,
membranlar ikinci temizlemede uygulanan kimyasal dozlardan daha yüksek dozlar
içeren sitrik asitli ve sodyum hipokloritli basınçlı süzüntü suyu ile yıkanır, daha
sonra tank bu yüksek dozlu kimyasalları içeren süzüntü suyu ile doldurulup
membranlar batık halde 5 saat civarı bekletilir. Bekleme sonunda düşük pH’lı bu
temizleme suyunu nötralize etmek için sodyum hidroksit tanka basılır, tank boşaltılır
ve bu su nihai bertaraf için atılır, veya tesis girişine geri gönderilir. Bu en yoğun
temizleme metodudur ve prosese ve atıksu karakterine bağlı olarak yılda birkaç kez
tekrarlanabilir. Küçük tesislerde, membranları kendi tankında bu kimyasallara
batırmak yerine, membran kasetleri tankın üzerindeki hareketli vinç ile kaldırılıp,
ayrı bir küçük bir tanka konulup, burada bu kimyasallara temizleme yapılabilir
(Zenon Env. Inc., 2002). Ancak büyük tesislerde bu işlem işletme ve personel
açısından pratik olmayıp orjinal tankda temizleme işleminin gerçekleştirilmesi daha
uygundur.
Büyük tesislerde bakım ve temizleme yapılsa bile tesis sürekli devrede kalabilmelidir.
Bu gereksinimi sağlamak için tanklar konvansiyonel hızlı kum filtre yapılarına
benzer biçimde bir dizi hücreye bölünebilir. Her tankı hücrelere bölmekle
membranları tankdan çıkarmadan yerlerinde temizlemek ve tüm tankı servis dışına
çıkarmadan temizlik işlemini yapmak mümkün olmaktadır. Böyle bir düzenleme
yararlı olabilirken, sistem tasarımı karmaşıklaşır. Örneğin, boru ve ekipman
tesisatları tanklardaki farklı hücrelerin kontrolüne ve işletimine uygun olmalıdır
35
Ayrıca, hücrelerin izolasyonu, boşaltımı ve tekrar doldurulması için gerekli mekanik
tasarımların yapılması gerekmektedir.
2.4. Çamur Susuzlaştırma
Global olarak büyük sorun teşkil eden arıtma sonrası oluşan biyolojik çamurların
nihai bertarafı çok güncel ve ivedilikle çözüm üretilmesi gereken bir konudur. Çamur
yönetimi alternatifleri arasında son yıllarda çamurun susuzlaştırılması ve
susuzlaştırma sonucunda katı madde içeriği yükselmiş olan çamurun düzenli
depolama alanlarına sevk edilmesi sıklıkla uygulanmaya başlamıştır. Aktif çamur
sistemlerinin işletilmesinde, sıvı fazdan biyokütlenin ayrılması ve bunların
susuzlaştırılması önemli bir konudur. Ayırma işlemi, çökeltim işlemi ile bakterilerin
flok haline gelmesi ile gerçekleşir. Hemen ardından toplam hacmin küçültülerek
taşıma ve kurutmada kullanılacak enerjiyi azaltmak için susuzlaştırma işlemi
gerçekleştirilir. Susuzlaştırma, atıksu arıtımında en zor ve pahalı işlemlerden birisidir.
Bu işlem genelde fiziksel anlamda vakum filtrasyonu, belt filtre pres, kurutma
yatakları ve santrifüjleme gibi mekanik yöntemler ile gerçekleştirilmektedir.
Arıtma çamurları; partiküllerin, mikroorganizmaların, organik polimerlerin ve
katyonların oluşturduğu heterojen bir karışım olup kullanılan prosese bağlı olarak
ağırlıkça % 0,25-12 oranında katı madde içermektedir (Chang vd., 2001). Arıtma ile
oluşan çamurlar büyük hacme sahiptirler (Metcalf ve Eddy, 2003). Biyolojik arıtma
ile oluşan çamurda organik madde bileşimi üniform değildir ve arıtma şartlarına ve
içerdiği su içeriğine göre değişim gösterir. Çamurdaki gözle görülebilen canlı bakteri
ve kirleticiler, hidrofilik makromoleküller ile kaplıdır. Bundan dolayı çamur
taneciklerini üniform olarak su içeren mikropartikül yığınları olarak düşünebilir.
Hidrofilik bu makromoleküller, bakterilerin metabolik ürünleridir ve çözülebilir bir
anyonik gruba sahip protein ve karbonhidratlardan oluşmaktadır. Bundan dolayı bu
bileşiklerin basit bir şekilde yumaklaştırılması ve susuzlaştırılarak çamur kekinin
nem içeriğinin azaltılması zordur (Watanabe vd., 1999; Saveyn vd., 2005). Çamurun
uygun bir şekilde şartlandırılması, mekanik susuzlaştırma ünitesinin optimum
işletilmesinde en önemli faktör durumundadır (Degremont, 1991; Sun vd., 2006).
36
Çamur şartlandırma amacıyla kullanılabilen pek çok yöntem olmakla birlikte en
yaygın kullanılan yöntemler, kimyasal maddeler ilavesi ile yapılan kimyasal
şartlandırma işlemi ve ısıl işlemdir (Eckenfelder ve Santhanam, 1981; Chang vd.,
1998; Sun vd., 2006).
Evsel atıksu arıtımında oluşan biyolojik çamurun katı madde yüzdesini, vakum
filtrasyonu ile tipik olarak %5-10’dan %25-30’a arttırmak mümkün olmaktadır.
Ancak; genel olarak vakum filtrasyonunun verimi, susuzlaştırılan çamurun
özelliklerine bağlı olarak değişmektedir. Çamurun, selüloz içeriği, pH’sı, taneciklerin
elektriksel yükü, organik madde içeriği, bağlı su miktarı, katı tanecik konsantrasyonu,
katı taneciklerin mekanik mukavemeti vb., pek çok parametre, susuzlaştırılabilirliğini
etkilemektedir (Lo, 2001).
Çok sayıda değişkenin etkilediği susuzlaştırılabilirlik yaygın olarak; belirli miktarda
süzüntü elde edebilmek için gereken süre, kapiler emme süresi (KES) ve özgül kek
direnci (ÖFD) parametreleri ile karakterize edilmektedir. Söz konusu parametreler,
çamurun susuzlaşabilirliğinin ve aynı zamanda kimyasal şartlandırıcı olarak
kullanılan kimyasal maddelerin optimum dozunun belirlenmesinde kullanılan
parametrelerdir. Bu parametreler arasında en sık kullanılan özgül kek direnci,
"Buchner" hunisi kullanılarak yapılan süzme deneyi verisinin, parabolik filtrasyon
denkleminde kullanılarak hesaplanmasıyla elde edilmektedir. Filtrasyon literatüründe
ilk defa Ruth (1933) tarafından tanımlanan özgül kek direncinin aktif çamur
filtrasyonuna
ilk
uygulanması,
Coackley
ve
Jones
(1956)
tarafından
gerçekleştirilmiştir. Halen, pratik oluşu nedeniyle, bu parametre susuzlaştırılabilirlik
karakterizasyonunda yoğun olarak kullanılmaktadır.
37
3.
MATERYAL ve YÖNTEM
3.1. MBR Sistemi
Tez çalışması kapsamında pilot-ölçek batık MBR sistemi olarak ZW–10® (Zenon
Environmental Inc., GE Water & Process Technologies) ünitesi kullanılmıştır. Batık
sistem, gözenekli fiber (hollow fiber) membran modülüne sahip ünitenin teknik
özellikleri ve sistem bileşenleri aşağıda verilmiştir.
•
MBR ünitesi: 227 L HDPE (yüksek yoğunlukta polietilen) proses
tankı,
•
Süzüntü suyunu depolayan 25 L hacminde backpulse (geri yıkama)
tankı,
•
Süzüntü suyunu deşarj eden peristaltik pompa,
•
1000 L süzüntü suyu depolama tankı,
•
0,9 m2 aktif membran yüzey alanına sahip ZeeWeed® 10 membran
modülü (gözenekli fiber),
•
Havalandırma ve membran yüzey temizliği sağlayan blover (119
L/dkakika),
•
Hava debisi ölçer,
•
İki yönlü çalışan çarklı süzüntü suyu pompası ve motoru,
•
1000 L ham atıksu depolama/MBR besleme tankı,
•
Peristaltik besleme pompası,
•
110–220 V transformatör,
•
Proses tankı sıcaklık göstergesi,
•
Manometreler, vanalar, PVC, poliproplin ve silikon bağlantı boruları.
Ünitenin atıksu arıtma kapasitesi 380–1500 L/gün’dür. İki yönlü çalışan süzüntü
suyu pompası normal işletim sırasında proses tankından vakum uygulayarak süzüntü
suyu çekmekte aynı zamanda da geri yıkama sırasında ters yönlü çalışarak pozitif
basınçla membranlara süzüntü suyu basmaktadır. Sistem merkezi kontrol paneli ile
yarı otomatik olarak kontrol edilmektedir. Kontrol panelindeki zaman ayarlayıcı ile
38
geri yıkama periyodu ve süresi ayarlanabilmektedir. Paneldeki dijital potansiyometre
yardımıyla, pompanın düz ve ters çalışma esnasındaki hızı kontrol edilebilmektedir.
Ünite epoksi kaplı karbon çelik konstrüksiyon üzerine imal edilmiştir.
Şekil 3.1 ve 3.2 sırasıyla MBR ünitesinin basit akım şemasını ve fotoğrafını
göstermektedir. Atıksu arıtımına başlanmadan önceki temiz membran modülü Şekil
3.3’de gösterilmiştir. Sistemin sürekli olarak çalışabilmesi için MBR ünitesi kampüs
sınırları içerisinde bulunan Kredi ve Yurtlar Kurumu binalarının doğusundaki atıksu
rogarına (Şekil 3.4) 25 m mesafede küçük bir kulübeye kurulmuştur. MBR
sisteminin bulunduğu bu kulübe kış ayları boyunca Mayıs ayının sonuna kadar
elektrikli ısıtıcı ile ısıtılmıştır. Ham atıksu rogardan dalgıç pompayla çekilip, 25
m’lik hortum hattıyla 1000 L’lik polietilen besleme tankına iletilmiştir. Hortum hattı
kış aylarında donma problemine karşı 8 cm’lik izocam ve üzerine naylon çekilerek
ve en son tabaka olarak helezonik alimünyum boru ile izole edilmiştir (Şekil 3.5).
Besleme tankında (Şekil 3.6) toplanan ham atıksu MBR proses tankına peristaltik
pompa (Şekil 3.7) ile basılmıştır. Membranlara zarar verebilecek ham atıksudaki
kaba ve yüzer maddeler peristaltik pompanın emme hattı ucuna yerleştirilen 2 mm
aralıklı ızgarada tutulmuştur. Arıtım sonrası geri yıkama tankında biriken süzüntü
suyu ayrı bir peristaltik pompayla 1000 L’lik polietilen süzüntü suyu depolama
tankına basılmıştır.
39
Şekil 3.1. MBR ünitesinin basit akım şeması
Şekil 3.2. MBR ünitesinin fotoğrafı
40
Şekil 3.3. Atıksu arıtımına başlanmadan önce MBR sisteminin proses tankı ve
membran modülü
Şekil 3.4. MBR sistemine atıksu sağlanan rogar
41
Şekil 3.5. Rogardan atıksu taşıyan izolasyonlu iletim hattı
Şekil 3.6. Atıksu dengeleme/besleme tankı (1000 L, polietilen)
42
Şekil 3.7. Besleme tankından MBR sistemine atıksuyu ileten peristaltik pompa ve
iletim hattı
3.2. Analitik Ölçümler
Tez Çalışmasının 4 fazında ölçümleri yapılmış parametreler ve kullanılan metotlar
aşağıda kısaca özetlenmiştir.
BOİ5: Standart Metot 5210’a göre tayin edilmiştir (APHA, 1995). BOİ testinde genel
prensip organik madde ve çözünmüş oksijenin bakteriler tarafından kullanılıp,
karbondioksit ve yeni bakteri hücrelerine dönüştürülmesi sırasında oksijenin azalma
miktarının ölçülmesine dayanır. Bir su numunesinin BOİ5 değeri sadece organik
maddelerin kısıtlayıcı olduğu ve atmosferden oksijen alamayacağı koşullarda,
karanlıkta ve 20 0C sabit sıcaklıkta 5 gün süreyle bekletilen bir miktar numunenin
çözünmüş
oksijen
konsantrasyonunda
karbonlu
organik
maddelerin
yükseltgenmesinden dolayı meydana gelen düşüşe eşittir.
AKM: Standart Metot 2540’a göre tayin edilmiştir (APHA, 1995). İyice karıştırılan
numune sabit tartıma getirilmiş 0,45 µm’lik filtre kağıdından (cam elyaf)
43
süzülmüştür. Filtre kağıdı 103-105 0C’de bir saat süre ile etüvde kurutulmuştur.
Desikatörde oda sıcaklığına soğutulup, tartılmıştır ve AKM konsantrasyonu
belirlenmiştir.
Çözünmüş Organik Karbon (ÇOK): Yüksek sıcaklıkta yanma (Standart Metot
5310B) metoduna göre TOC analizörü kullanarak (TOC-5000A, Shimadzu) tayin
edilmiştir (APHA, 1995).
KOİ: Titrimetrik metoda göre (Standart Metot 5520), numunenin şiddetli asit
koşullarda, kuvvetli bir oksitleyici olan K2Cr2O7 ile kaynatılarak oksitlenmesini
sağlayan iki saatlik kaynatma sonunda tüketilmeden kalan oksitleyicinin miktarının
standart indirgen (demir amonyum sülfat) madde çözeltisi ile volümetrik yoldan
saptanması esasına göre tayin edilmiştir (APHA, 1995). Kaynama sırasında uçucu
organik maddelerin kaybını önlemek için geri soğutuculardan çıkan buharın
yoğunlaştırılması ve reaktöre iadesi sağlanmıştır.
Toplam Çözünmüş Katılar (TÇK): Standart Metot 2540’a göre tayin edilmiştir
(APHA, 1995). Numunenin filtre kağıdından (0,45 µm) geçen kısmı krozede 80
0
C’de etüvde kurutulmuştur. Desikatörde oda sıcaklığına soğutulduktan sonra kroze
tartılmıştır.
NH3-N: Nessler Metot’a göre, DR2000 Hach Spektrofotometrede, 425 nm dalga
boyunda, DR2000 kitleri kullanılarak ölçülmüştür (HACH, 1989).
NO3-N: Kadmiyum indirgenme metoduna göre, DR2000 Hach Spektrofotometrede,
500 nm dalga boyunda, DR2000 kitleri kullanılarak ölçülmüştür (HACH, 1989).
NO2-N: Diazotizasyon metoduna göre, DR2000 Hach Spektrofotometrede, 507 nm
dalga boyunda, DR2000 kitleri kullanılarak ölçülmüştür (HACH, 1989).
44
TKN: Kjeldahl metodu asidik koşullar altında, 350–400 0C’de ve 45–60 dakika
süreyle kaynatılan numunenin distilasyonu ile titrimetrik yöntemle NH3-N cinsinden
ölçülmesidir (APHA, 1995).
TN: Ayrı ölçümlerde tayin edilen toplam Kjeldahl azotu (NH3-N olarak), NO2-N ve
NO3-N’in toplam miktarıdır.
Bulanıklık: WTW marka Turb 550 model Türbidite-metre kullanılarak NTU
biriminde ölçülmüştür.
Toplam
Fosfor: Standart Metot 4500’e göre kalay klorür metodu ile
spektrofotometrik olarak belirlenmiştir (APHA, 1995).
MLSS: İyice karıştırılan numune sabit tartıma getirilmiş 0,45 µm’lik filtre
kağıdından süzülmüştür. Filtre kağıdı 103–105 0C’de bir saat süre ile etüvde
kurutulmuştur. Desikatörde oda sıcaklığına soğutulup tartılarak gravimetrik olarak
belirlenmiştir (APHA, 1995).
MLVSS: MLSS analizinde son tartımı yapılan filtre kağıdının kül fırınında 600
0
C’de yakılması sonrasında filtre kağıdının soğutulup tartılması ile gravimetrik
olarak belirlenmiştir (APHA, 1995).
pH: Elektrometrik metoda (Standard Metot 4500-H+) göre Orion marka pH metre ile
ölçülmüştür (APHA, 1995).
Çözünmüş oksijen: Membran elektrot metoduna (Standart Metot 4500-O) göre,
oksimetre probunun numuneye daldırılması ile numunedeki çözünmüş oksijen
miktarı okunarak belirlenmiştir (APHA, 1995).
Alkalinite: Standart Metot 2320’ye göre, volümetrik olarak 0,02 N H2SO4 çözeltisi
ile suyun titrasyonunda harcanan hacim ile ölçülmüştür (APHA, 1995).
45
Toplam Organizma: Membran filtrasyon tekniğine göre, toplam organizma için
belirtilen hazır besiyerleri üzerine ekim yapılarak 30 οC’lik inkübatörde 48 saatlik
inkübasyondan sonra belirlenmiştir (Sartorius).
Fekal koliform: Membran filtrasyon tekniğine göre, fekal koliform için belirtilen
hazır besiyerleri üzerine ekim yapılarak 37
ο
C’lik inkübatörde 24 saatlik
inkübasyondan sonra belirlenmiştir (Sartorius).
Toplam koliform: Membran filtrasyon tekniğine göre, toplam koliform için
belirtilen hazır besiyerleri üzerine ekim yapılarak 37 οC’lik inkübatörde 24 saatlik
inkübasyondan sonra belirlenmiştir (Sartorius).
Hücre dışı polimerik maddeler (EPS): İyice karıştırılmış MLSS içeriği Dowex
marka katyonik iyon değiştirici reçine kullanılarak Frolund vd., (1996) belirttiği
şekilde ekstraksiyonu yapılmıştır. EPS karbonhidrat konsantrasyonu fenol sülfürik
asit metoduna (Dubois vd., 1956) göre ve EPS protein konsantrasyonu da Lowry vd.,
(1951) tarafından belirtilen metoda göre belirlenmiştir. EPS konsantrasyonu protein
ve karbonhidrat konsantrasyonlarının toplanması ile bulunmuştur.
Çözünmüş mikrobiyal ürünler (SMP): İyice karıştırılmış MLSS içeriğinin
Germain vd.,‘nin (2005) belirttiği metoda göre ektraksiyonu sağlanmıştır. SMP
karbonhidrat konsantrasyonu fenol sülfürik asit metoduna (Dubois vd., 1956) göre ve
SMP protein konsantrasyonu da Lowry vd., (1951) tarafından belirtilen metoda göre
belirlenmiştir. SMP konsantrasyonu protein ve karbonhidrat konsantrasyonlarının
toplanması ile bulunmuştur.
Partikül boyut dağılımı: Aktif çamurun tane boyutu dağılımı Malvern Mastersizer
2000 analizörü kullanılarak lazer difraksiyon metodu ile ölçülmüştür.
46
3.3. Arıtılabilirlik (1. Faz) Çalışmaları
Batık sistem, gözenekli fiber membran modülüne sahip ünite sürekli akışlı besleme
ile 8 ay boyunca çalıştırılmış, aerobik biyolojik oksidasyon ve ultrafiltrasyon
kademeleri tek proses tankı içinde gerçekleştirilmiş, temiz su çıkışı (süzüntü suyu)
direk vakum uygulanarak proses tankından sağlanmıştır. Geri yıkama her 10
dakikada bir 15 saniye süreyle süzüntü suyu debisinin (1. ve 2. aşama deneyler için
yaklaşık 0,75 L/dk; 3. aşamada yaklaşık 1,10 L/dk) iki katı debiyle uygulanmıştır.
MBR sistemi ile SDÜ kampüs atıksularının arıtılabilirlik çalışmaları 3 aşamada
gerçekleştirilmiştir. Bu aşamalar Çizelge 3.1’de özetlenmiştir ve aşağıda
açıklanmıştır.
1. Aşama. MBR sistemi işletime alındığı ilk hafta içerisinde Isparta Atıksu Arıtma
Tesisinden getirilen 50 L aktif çamur ile aklimasyon için aşılanmıştır. Bu aşamadaki
ana hedef sonsuz çamur yaşı (SRT) (diğer bir deyimle sistemden çamur atmadan) ve
normal süzüntü suyu akısı (25 L/m2-saat) ile işletim yaparak proses tankında yüksek
MLSS konsantrasyonlarına (≈10000 mg/L) ulaşmak ve sonsuz SRT durumunun
biyolojik arıtım performansına ve filtrasyon akılarına olan etkilerinin tayin
edilmesidir. Diğer bir deyimle, sistemden çamur atmadan, uzun havalandırmalı,
düşük organik yüklemeli (düşük F/M oranına sahip), spesifik biyomas büyüme
hızının çok düşük ve iç solunum mekanizmasının baskın olduğu aktif çamur
sistemleri simüle edilmiştir.
2. Aşama. Bu aşamada SRT 20 gün ve ortalama akı (25 L/m2-saat) uygulanmıştır.
Diğer tüm işletim parametrelerinin değerleri birinci aşamayla aynıdır. Dolayısıyla bu
aşamadaki amaç, MBR’larda uygulanan tipik 20 gün SRT durumunun biyolojik
arıtma ve membran tıkanmaları dahil filtrasyon performansına olan etkilerinin tayin
edilmesidir.
3. Aşama. Bu aşamadaki işletim parametreleri ikinci aşamayla aynı olup tek fark
artırılmış süzüntü suyu akısıdır (39 L/m2-saat). Dolayısıyla bu aşamanın ana amacı
47
yüksek akı ve nispeten daha düşük HRT şartlarının biyolojik arıtım ve filtrasyon
(özellikle membran tıkanması) performanslarına olan etkilerinin tespit edilmesidir.
Çizelge 3.1. Arıtılabilirlik çalışması deneysel yaklaşımı
1. Aşama
Özellik
• Normal
değerdeki
süzüntü suyu
akısı ile işletim
(25 L/m2-saat)
• Sonsuz SRT
Amaç
Sonsuz SRT
durumunun
biyolojik arıtma
performansına ve
filtrasyon akılarına
(membran tıkanma
durumuna) olan
etkilerinin tayin
edilmesi.
2. Aşama
• Normal
değerdeki
süzüntü suyu
akısı ile işletim
(25 L/m2-saat)
• SRT=20 gün
MBR’larda
uygulanan tipik 20
gün SRT
durumunun
biyolojik arıtma
performansına ve
filtrasyon akılarına
olan etkilerinin
tayin edilmesi.
3. Aşama
• Yüksek süzüntü
suyu akısı ile
işletim
(39 L/m2-saat)
• SRT=20 gün
Yüksek akı ve
nispeten daha düşük
HRT şartlarının
biyolojik arıtma ve
filtrasyon (özellikle
membran
tıkanması)
performanslarına
olan etkilerinin
tayin edilmesi.
İşletim süresi
125
57
51
(gün)
Akıa (L/m225–23
25–23
39–36
saat)
• 9 dakika 45 saniye süzüntü suyu üretimi (arıtma)
Uygulanan
işletim modu
• 15 saniye geri yıkama
Geri yıkama
750
750
1100
debisi (ml/dk)
Geri yıkama
50
50
73
akısı (L/m2saat)
Sonsuz
20
20
SRT (gün)
10–11
10–11
7–7,5
HRTb (saat)
a
Süzüntü suyu pompa hızı sabit tutulduğu için zamanla membranın tıkanmasıyla
sistemden çekilen süzüntü suyu debisinin azalması dolayısıyla akı düşmüştür.
b
Membranın tıkanmasıyla sistemden çekilen süzüntü suyu debisinin azalması ile
birlikte giriş debisi düşürüldüğünden dolayı HRT değeri zamanla artmıştır.
3 aşama için de, MBR sistemi ile atıksu arıtım performans tayini için, sistemin
işletim parametreleri olan transmembran basıncı (TMP), süzüntü suyu debisi, giriş ve
çıkış debileri, proses tankı çözünmüş oksijen (ÇO) konsantrasyonu, rutin geri yıkama
48
sıklığı ve debileri, gerektiğinde kimyasal temizleme periyotları ve türleri, hava
debileri günde 2–3 defa kontrol edilip kaydedilmiştir. Bu parametrelerin düzenli
olarak ölçülmesi ile aşağıdaki parametreler günlük olarak hesaplanmıştır:
9 Anlık akı,
9 Net akı,
9 20 οC’ye göre düzeltilmiş anlık akı,
9 Sistemin permeabilitesi (K),
9 Sistemde atıksuyun hidrolik bekleme süresi (HRT),
9 Sisteme verilen hava debisinin modüle uyguladığı havalandırma hızı (UG).
İşletim parametrelerinin yanı sıra performans tayini için sistemde ölçülen diğer
parametreler Çizelge 3.2.’de özetlenmiştir. Çizelge 3.2’de verilen analizlerin
yapılması ve yukarıdaki paragrafta belirtilen günlük ölçülen parametrelerle beraber
en az haftada iki kere aşağıdaki parametreler hesaplanmıştır.
9 F/M oranı
F/M =
BOİ 5G • QG
MLSS • V
(kg BOİ5/kg MLSS-gün)
(3.1)
9 OYH: Organik yükleme hızı
OYH =
BOİ 5 G • QG
V
(kg BOİ5/m3-gün)
(3.2)
9 U: Spesifik substrat giderim hızı
U=
( BOİ 5G − BOİ 5Ç )
MLVSS • HRT
(mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün)
49
(3.3)
Çizelge 3.2. MBR sistemi işletiminde ölçümü yapılan parametreler, ölçüm noktaları
ve ölçüm sıklıkları (tüm numuneler anlık olarak alınmıştır)
Parametre
Sistem giriş
Sistem çıkış
(Süzüntü suyu)
MBR proses tankı
7 gün/hafta
Sıcaklık
7 gün/hafta
7 gün/hafta
7 gün/hafta
pH
7 gün/hafta
ÇO
7 gün/hafta
7 gün/hafta
7 gün/hafta
İletkenlik
7 gün/hafta
7 gün/hafta
7 gün/hafta
Q p, Q g , Q ç
7 gün/hafta
TMP
5 gün/hafta
7 gün/hafta
KOİ
1 gün/hafta
1 gün/hafta
BOİ5
1 gün/hafta
1 gün/hafta
ÇOK
5 gün/hafta
5 gün/hafta
AKM
5 gün/hafta
5 gün/hafta
Bulanıklık
2 gün/hafta
2 gün/hafta
TKM
3 gün/hafta
MLSS
3 gün/hafta
MLVSS
3 gün/hafta
SSV
2 gün/hafta
2 gün/hafta
NO3-N
2 gün/hafta
2 gün/hafta
NO2-N
2 gün/hafta
2 gün/hafta
NH3-N
2 gün/hafta
2 gün/hafta
TKN
2 gün/hafta
2 gün/hafta
TN
1 gün/hafta
1 gün/hafta
TP
Toplam
1 gün/hafta
1 gün/hafta
organizma
Toplam
1 gün/hafta
1 gün/hafta
koliform
1 gün/hafta
Fekal koliform 1 gün/hafta
Not: haftanın 7 günü yapılan ölçümler (KOİ hariç) günde çoğunlukla sabah ve
akşamüstü olmak üzere 2 kez tekrarlanmıştır. Diğerleri her gün için 1 ölçümü ifade
etmektedir.
3.4. Tıkanma Deneyleri (2. Faz Çalışmaları)
Değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot ölçek batık MBR
sisteminde çeşitli biyokütle karakterleri (MLSS, MLVSS, EPS, SMP, partikül boyutu
dağılımı) ve işletim şartlarında (havalandırma hızı, işletim akısı, çamur yaşı) tıkanma
eğilimlerinin ve kritik akıların tayin edilmesi amacıyla tıkanma deneyleri yapılmıştır.
Kritik akı ve tıkanmalar deneysel olarak kademeli akı metoduyla tespit edilmiştir
(Field vd., 1995; Le-Clech vd., 2003a,b). Bu metotta, 15’er dakikalık her kademe
50
işletiminde, 5 L/m2-saat süzüntü suyu akısından başlayarak 5’er L/m2-saat akı
artırımıyla 50 L/m2-saat akı değerine kadar kademe kademe işletim yapılmıştır. Her
kademe sonunda, geri dönüşümlü tıkanmanın müteakip kademeye yansımaması için
60 sn süreyle geri yıkama uygulanmıştır. Her kademe için akı artırımı süzüntü suyu
vakum pompasının motor hızını artırarak sağlanmıştır. Her kademenin başında ve
sonunda tıkanma göstergesi olan transmembran basıncı (TMP, mbar) ölçülmüştür.
Her kademede sağlanması gereken akı için gerekli pompa motor hızı deney öncesi
yapılan testlerde tayin edilmiştir ve gerekli kalibrasyonlar yapılmıştır. Son kademe
olan 50 L/m2-saat akı değerinden sonra kademeler tersine doğru (50 L/m2-saat akıdan
5 L/m2-saat akıya doğru) yine aynı akı adımlarıyla ve geri yıkama protokoluyla
tekrar edilmiştir. Bu işlemin amacı, çıkış ve iniş kademelerinde aynı akıda ölçülen
TMP değerlerini karşılaştırarak, yapılan test süresi boyunca geri dönüşümsüz
tıkanmanın olup olmadığını tayin etmektir. Her akı kademesinde başlangıç TMP
artışı, TMP artış hızı (ya da tıkanma hızı, 0-15 dakika arası), ortalama TMP,
permeabilite ve toplam direnç (Rt) (seri direnç modeli kullanılarak) ölçülmüştür
ve/veya hesaplanmıştır. Kullanılan bağıntılar aşağıda gösterilmiştir.
Başlangıç TMP artışı:
ΔPo = TMPi n − TMPfn −1
(3.4.)
TMP artış hızı:
dP TMPf − TMPi
=
dt
t nf − tin
(3.5.)
Ortalama TMP:
Pave =
Permeabilite:
Kn =
Seri direnç modeli:
J=
Havalandırma hızı:
UG =
Kademe akısı:
J=
n
n
TMPfn + TMPi n
2
Jn
Paven
(3.6.)
(3.7.)
TMP
TMP
=
μRt
μ ( Rm + R f )
Qhava
Alumen
(3.8.)
(3.9.)
Q permeyt
(3.10.)
Amembran
51
Burada:
•
n: kademe numarası (çıkış kademe testleri toplam 10 adettir, 5-50 L/m2-saat
arası)
•
TMPin: n. kademe t=0 TMP değeri (mbar)
•
TMPfn-1: (n-1). kademe t=15 dk TMP değeri (mbar)
•
t: zaman (dk)
•
J: kademe akısı (L/m2-saat)
•
Kn: n. kademe permeabilitesi (L/m2-saat-bar)
•
µ: vizkosite (mPa-s)
•
Rt: her kademe için toplam membran direnci (m-1)
•
Rm: temiz su için membran direnci (m-1) (ayrı bir temiz su deneyiyle bulunur)
•
Rf: atıksu deneylerinde tıkanmadan dolayı kaynaklanan her kademe için
membran direnci (m-1) (Rf=Rt-Rm formülünden hesaplanır)
•
UG: membran lumeninde membran fiberleri arasında oluşan boşlukların yatay
kesit alanından geçen sıyırıcı hava hızı (m/sn)
•
Qhava: hava debisi (m3/s)
•
Qsüzüntü suyu: süzüntü suyu debisi (L/saat)
•
Amembran: kullanılan modülün nominal membran yüzey alanı (0.9 m2).
Membran tıkanmaları ve kritik akılar evsel atıksularda (üniversite kampüs atıksuyu)
yapılan deneylerle tayin edilmiştir. Deneylerde farklı MLSS konsantrasyonlarının
(4600, 6600, 8600, 10100 ve 12000 mg/L) ve havalandırma hızlarının (UG: 0,067,
0,101, 0,201 ve 0,250 m/sn) spesifik olarak tıkanma hızlarına ve kritik akıya olan
etkileri tespit edilmiştir. Diğer bir deyimle, 5 farklı MLSS ve 4 farklı UG değerleri
için toplam 20 adet kademeli akı testi yapılmıştır. Bu çalışmada, her kademeli akı
testi için, kritik akı (Jc) sayısal olarak K<0,9K1 durumun veren ilk çıkış akısı ya da
tersine K>0.9K1 durumunu saglayan en sonki çıkış akısı olarak kabul edilmiştir
(K1=1. kademenin permeabilite değeri). Tıkanma deneyleri için deneysel yaklaşım
Çizelge 3.3’de özetlenmiştir.
52
Çizelge 3.3. Membran tıkanma durumunun belirlenmesi için deneysel yaklaşım
Deney Aşama
No
1. Aşama
(MLSS=4600
mg/L)
2. Aşama
(MLSS=6600
mg/L)
3. Aşama
(MLSS=8600
mg/L)
4. Aşama
(MLSS=10100
mg/L)
5. Aşama
(MLSS=12000
mg/L)
3.5.
Amaç
İşletim
Akıları
(L/m2-saat)
Biyokütle
Üzerinde
Yapılan
Analizler
Havalandırma
Hızı
UG (m/s)
Tıkanma
Durumunun
Belirlenmesi
ile İlgili
Parametreler
¾
Her aşamada
her bir akı
değerinde
tıkanma
değerlerini
belirlemek
¾ Her aşamada
kritik akı
değerini
belirlemek
¾ Optimum hava
hızını
belirlemek
¾ Artan MLSS
konsantrasyon
unda tıkanma
durumlarını
belirlemek
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
¾
¾
¾
¾
0,067
0,101
0,201
0,250
¾
¾
¾
¾
EPS
MLSS
MLVSS
Partikül
boyut
dağılımı
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
¾
TMPi
TMPf
ΔP0
dP/dt
K
TMPort
Rt
Rm
Rf
Kritik akı
MBR’da Geri Yıkama Şartlarının Tıkanma Üzerine Etkileri (3. Faz
Çalışmaları)
Toplam olarak yedi farklı geri yıkama senaryosunun, tıkanma kontrolü üzerindeki
etkilerini araştırmak üzere testler yapılmıştır. Tüm deneysel çalışmaları 6600-6800
mg/l MLSS konsantrasyonu ve 0,101 m/s membran modülü havalandırma hızında
yürütülmüştür. Testler boyunca MBR sistemi HRT değeri 13-15 saat aralığında
olacak şekilde işletilmiştir ve sistemden çamur uzaklaştırılmamıştır (sonsuz SRT).
Biyoreaktör içerisindeki su sıcaklığı 12-13 oC’de tutulmuştur; böylece süzüntü suyu
akısı ve tıkanma ölçümleri üzerine viskozitenin etkisi elimine edilmek istenmiştir.
Her bir geri yıkama senaryosu için tıkanma deneylerine başlamadan önce, MBR
sistemi stabil koşullara ulaşmak üzere 20 L/m2-saat hedef akıda 12 saat süre ile
işletilmiştir. 12 saat boyunca rutin geri yıkama rejimi (her bir 9 dakika 45 saniye
süzüntü suyu üretiminden sonra 15 saniye geri yıkama) uygulanmıştır. Bu aşamadan
sonra MBR sistemi uygulanmak istenen senaryonun şartlarında 6 saat işletilmiştir.
Bu iki farklı işletim aşaması her bir senaryodan önce bir önceki senaryonun daha
sonraki senaryo üzerine sinerjistik etkisini önlemek üzere uygulanmıştır. Tüm testler
53
boyunca geri yıkama debisi 600 ml/dakika (geri yıkama akısı: 39 L/m2-saat) olacak
şekilde ayarlanmıştır.
Test edilen her bir senaryo boyunca tıkanma derecesi kademeli akı metodu
kullanılarak belirlenmiştir (Field vd., 1995; Le-Clech vd., 2003a,b). Bu metotta,
60’ar dakikalık her kademe işletiminde, 5 L/m2-saat süzüntü suyu akısından
başlayarak 5’er L/m2-saat akı artırımıyla 40 L/m2-saat akı değerine kadar kademe
kademe işletim yapılmıştır. Her bir akı kademesinde t:0 ve t:60 dakikada TMP
(mbar) değerleri ölçülmüştür. Her bir akı kademesinden sonra diğer kademeye geri
dönüşümlü tıkanmanın etkisini önlemek için 60 saniye süreyle geri yıkama
uygulanmıştır.
Başlangıç TMP artışı, TMP artış hızı (dP/dt, 0-60 min), ortalama TMP, permeabilite
(K), toplam (Rt), temiz (Rm) ve tıkanmış membran (Rf) dirençleri ölçülmüş ve/veya
yukarıdaki paragraflarda açıklandığı şekilde (3.4.-3.10. numaraları arasındaki tüm
denklemler kullanılarak) seri direnç modeli kullanılarak her bir akı kademesi için
hesaplanmıştır (Le-Clech vd., 2003a,b). Temiz membran direncini ve temiz su
permeabilitesini belirlemek için yeni membran modülü ile çeşme suyu kullanılarak
kademeli akı metodu kullanılarak test yapılmıştır. Testleri yapılan yedi farklı geri
yıkama senaryoları Çizelge 3.4’de özetlenmiştir. Geri yıkama senaryolarının etkisini
belirlemek için uygulanan deneysel yaklaşım Çizelge 3.5’de gösterilmiştir.
Çizelge 3.4. Geri yıkama senaryoları
Senaryo No
Filtrasyon süresi
Geri yıkama süresi
(dakika:saniye)
(dakika:saniye)
S1
Sürekli (60:00)1
S2
59:45
S3
29:45
S4
09:55
S5
09:45
S6
09:40
S7
04:45
1
Uygulanan akı-adım metodunda her adım süresi 60 dakikadır.
54
00:15
00:15
00:05
00:15
00:20
00:15
Çizelge 3.5. Geri yıkama senaryoları testlerinin deneysel yaklaşımı
Senaryo
No
Amaç
İşletim
Akıları
(L/m2-saat)
İşletme Şartları
Tıkanma
Durumunun
Belirlenmesi ile
İlgili
Parametreler
•
S1
S2
S3
S4
S5
S6
• Her bir geri yıkama
senaryosunda membran
tıkanma
durumlarını
belirlemek.
• Her bir geri yıkama
senaryosu
uygulamasında üretilen
süzüntü suyu miktarını
belirlemek.
• Membran
tıkanma
hızları
ve
üretilen
süzüntü suyu miktarını
göz
önünde
bulundurarak optimum
geri
yıkama
senaryosunu belirlemek.
S7
Her
bir
senaryo
işletiminden
önce
MBR sistemi 20
L/m2-saat akıda 12
saat
aşağıdaki
şartlarda işletilmiştir.
™ MLSS=66006800 mg/L
™ UG=0,101 m/s
™ HRT=12-13 saat
™ SRT= sonsuz
™ T=12-13 οC
™ İşletim modu: 9
dakika :45 saniye
süzüntü suyu
üretimi, 15
saniye geri
yıkama
™ Geri yıkama
debisi=600
ml/dakika (geri
yıkama akısı:39
L/m2-saat)
• Her
bir
senaryo
işletiminde
deneyler
başlamadan önce 6 saat
süre ile test edilecek
senaryo şartında işletim
yapılmıştır.
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
5
10
15
20
25
30
35
40
TMPi
TMPf
ΔP0
dP/dt
K
TMPort
Rt
Rm
Rf
Süzüntü suyu
miktarları
3.6. Çamur Susuzlaştırma Deneyleri (4. Faz Çalışmaları)
Tez çalışmasının 4. fazında konvansiyonel aktif çamura göre fizikokimyasal ve
biyolojik
(yüksek
viskozite,
yüksek
MLSS,
yüksek
EPS,
yüksek
SMP
konsantrasyonları vb.) olarak oldukça farklılıklar gösteren MBR çamurunun
susuzlaştırılabilirliğinin
belirlenmesi
amacıyla
deneyler
yapılmıştır.
Susuzlaştırılabilirlik veriminin belirlenmesinde çok yaygın olarak kullanılan Özgül
Filtre Direnci (ÖFD) parametresi Buchner hunisi yöntemi (Ruth, 1933) kullanılarak
belirlenmiştir. Bu yöntemde kullanılan laboratuar ölçekli düzenek Şekil 3.8’de
gösterilmiştir. Belli hacimde ve iyice karıştırılmış (homojen) çamur numunesi
Buchner hunisine dökülüp sabit vakumda (19 inch Hg) süzülmüştür. Zamana karşı
toplanan süzüntü hacmi ölçülmüştür.
55
Şekil 3.8. Buchner Hunisi deney düzeneği
t zamanlarına karşılık elde edilen süzüntü hacmi (V) dataları ile
t
− V grafiği
V
çizilmiştir (Şekil 3.9) ve daha sonra aşağıdaki “Parabolik Filtrasyon Denklemi” ile
değerlendirilmiştir.
μRm
t
μc〈α 〉
=
V+
2
V 2 A ΔP
AΔP
(3.11)
t = zaman (sn)
V = süzüntü hacmi (ml)
μ = süzüntü viskozitesi (N.s/m2)
c = çamur konsantrasyonu (mg/L)
A = süzmede etkin alan (m2)
ΔP = uygulanan vakum (Pa)
<α> = özgül kek direnci (m/kg)
Rm = süzme ortamı direnci (1/m)
Ya da kısaca aşağıdaki gibi:
t
= bV + a
V
(3.12)
56
a=
b=
μRm
(3.13)
AΔP
μc〈α 〉
(3.14)
2 A 2 ΔP
Şekil 3.9. Toplanan süzüntü hacmine karşılık zaman/hacim grafiği
t/V'nin V'ye karşılık çizilmesiyle elde edilen doğrunun eğimi b'ye, doğrunun t/V
eksenini kestiği nokta ise a'ya eşittir. Çizilen doğrudan b değerinin elde edilmesiyle
özgül kek direnci elde edilir:
2 A 2 bΔP
〈α 〉 =
μC
(3.15)
Denklem 3.15’e bakıldığında, “A” değeri süzmedeki etkin alan, “ΔP” değeri
uygulanan vakum, “μ” elde edilen süzüntü suyunun viskozitesi, “c” değeri de
süzülen çamur numunesinin konsantrasyonu, ”b” değeri zamana karşı elde edilen
süzüntü datalarıyla çizilen t/V’ye karşılık V grafiğinin eğiminden bulunmuştur.
Belirlenen bu parametrelerle denklem 3.15 kullanılarak “özgül kek direnci” değeri
hesaplanmıştır.
57
Çalışmada kullanılan MBR çamur numuneleri evsel atıksu arıtımı yapan pilot ölçekli
batık MBR sisteminden alınmıştır. Pilot ölçekli MBR sistemi olarak ZW-10 (Zenon
Environmental Inc.) kullanılmıştır. Aerobik biyolojik oksidasyon ve ultrafiltrasyon
kademeleri tek proses tankı içinde gerçekleştiren batık sistem, gözenekli fiber
membran modülüne sahip ünite sürekli akışlı olarak beslenmiştir. Temiz su, (süzüntü
suyu) direk vakum uygulanarak proses tankından çekilmiştir.
MBR çamurunun susuzlaştırılabilirlik çalışmaları 3 farklı MLSS konsantrasyonunda
(3500, 7600, 12600 mg/L) gerçekleştirilmiştir. Her bir MLSS durumunda MBR
çamurunun ÖFD değerleri
tespit
edilmiştir.
Çalışmada MBR çamurunun
susuzlaştrırılabilirliğine filtre kağıdının etkisini araştırmak amacıyla 3 farklı filtre
kağıdı (Whatman #40, #41 and #42; gözenek boyutları sırasıyla 8, 20-25 ve 2,5
μm’dir) kullanılmıştır. Çamur numunelerinin susuzlaştırılabilirliğine polimer tipinin
ve dozajının etkisi de araştırılmıştır. Dört farklı ticari polimer; Zetag 7635 (ZT)
(katyonik) (CIBA Chemicals), Flopam 5880 S (FL) (katyonik) (SNF FLOERGER),
1858 U (AN) (anyonik) (SNF FLOERGER) ve 1830 S (NI) (iyonik olmayan) (SNF
FLOERGER) çalışma kapsamında kullanılmıştır.
MBR çamurunun susuzlaştırılabilirlik verimine konvansiyonel aktif çamur (KAS)
eklemesinin ne derecede etkili olduğunu belirlemek için 2 farklı karışık çamur
tipinde ÖFD belirlenmiştir. KAS çamurları Isparta Atıksu Arıtma Tesisi aktif çamur
sisteminin geri devir hattından alınmıştır. Söz konusu tesis mekanik, fiziksel (kaba ve
ince ızgara, kum tutucu ve ön çökeltim tankı) ve aerobik arıtma (yüksek yüklü aktif
çamur sistemi; havalandırma tankı ve son çökeltim tankı) süreçlerini içermektedir.
KAS çamuru eklemesinin MBR çamurlarının susuzlaştırılabilirliğine olan etkisini
inceleyebilmek için değişik MLSS konsantrasyonlarına sahip numuneler hacimsel
olarak farklı oranlarda karıştırılmıştır (% 50 MBR çamuru ve %50 KAS çamuru
(Karışım I) ve %80 MBR çamuru ve %20 KAS çamuru (Karışım II)).
Susuzlaştırılabilirliğin verimini belirlemek için ÖFD parametresi yanında filtre
kağıdı kek içeriğinin katı madde analizleri yapılmıştır. Çamur karakteristikleri MBR
çamurunun her MLSS konsantrasyonunda, MLSS, MLVSS, EPS, SMP, partikül
58
boyut dağılımı parametreleri ölçülerek belirlenmiştir. Çizelge 3.6’da çamur
susuzlaştırma deneysel yaklaşımı özetlenmiştir.
Çizelge 3.6. Çamur susuzlaştırma deneysel yaklaşımı
Susuzlaştırma
deney
aşamaları
ve
MBR çamuru
MLSS
konsantrasyonu
9
9
1. Aşama
3500 mg/L
9
9
9
9
2. Aşama
7600 mg/L
9
9
9
9
9
3. Aşama
12600 mg/L
Kullanılan
çamurlar
Amaçlar
9
9
9
MBR, Isparta, Karışık
Çamurların
susuzlaştırılabilirliklerini
belirlemek
Susuzlaştırılabilirlik işlemine
polimer tipinin etkisini ve optimum
dozaj konsantrasyonunu belirlemek
Susuzlaştırma işlemine filtre
tipinin etkisini belirlemek
MBR çamuruna eklenen Isparta
çamurunun MBR çamurunun
susuzlaştırılabilirliğine etkisini
belirlemek
MBR, Isparta, Karışık
Çamurların
susuzlaştırılabilirliklerini
belirlemek
Susuzlaştırılabilirlik işlemine
polimer tipinin etkisini ve optimum
dozaj konsantrasyonunu belirlemek
Susuzlaştırma işlemine filtre
tipinin etkisini belirlemek
MBR çamuruna eklenen Isparta
çamurunun MBR çamurunun
susuzlaştırılabilirliğine etkisini
belirlemek
Artan MLSS konsantrasyonu ile
susuzlaştırılabilirlik durumunun
nasıl etkilendiğini belirlemek
MBR, Isparta, Karışık
Çamurların
susuzlaştırılabilirliklerini
belirlemek
Susuzlaştırılabilirlik işlemine
polimer tipinin etkisini ve optimum
dozaj konsantrasyonunu belirlemek
Susuzlaştırma işlemine filtre
tipinin etkisini belirlemek
MBR çamuruna eklenen Isparta
çamurunun MBR çamurunun
susuzlaştırılabilirliğine etkisini
belirlemek
Artan MLSS konsantrasyonu ile
Susuzlaştırılabilirlik durumunun
nasıl etkilendiğini belirlemek
Kullanılan
polimer tipi ve
dozajları
Kullanılan filtre
tipi
•
•
•
•
•
MBR
Çamuru
Isparta
Çamuru
Karışık
Çamur I
Karışık
Çamur II
• Whatman 40
(8 μm)
• Whatman 41
(25 μm)
• Whatman 42
(2,5 μm)
•
•
•
•
•
•
•
•
•
MBR
Çamuru
Isparta
Çamuru
Karışık
Çamur I
Karışık
Çamur
• Whatman 40
(8 μm)
• Whatman 41
(25 μm)
• Whatman 42
(2,5 μm)
•
•
•
•
•
•
•
•
•
MBR
Çamuru
Isparta
Çamuru
Karışık
Çamur I
Karışık
Çamur II
• Whatman 40
(8 μm)
• Whatman 41
(25 μm)
• Whatman 42
(2,5 μm)
•
•
•
•
ZETAG 7635
(Katyonik)
1830 S
(İyonik olmayan)
Flopam 5880 S
(Katyonik)
1858 U
(Anyonik)
(2,50, 3,75,
6,25, 10,50,
12,50 mg/g KM)
ZETAG 7635
(Katyonik
Polimer)
1830 S
(İyonik olmayan)
Flopam 5880 S
(Katyonik)
1858 U
(Anyonik)
(2,50, 3,75,
6,25, 10,50,
12,50 mg/g KM)
ZETAG 7635
(Katyonik
Polimer)
1830 S
(İyonik olmayan)
Flopam 5880 S
(Katyonik)
1858 U
(Anyonik)
(2,50, 3,75,
6,25, 10,50,
12,50 mg/g KM)
Sulu polimer çözeltileri 1 g/L lik stok çözeltiler halinde hazırlanmıştır. Çözeltilerin
hazırlanmasında distile ve deiyonize saf su kullanılmıştır. Çözeltiler 18±2 oC sabit
59
sıcaklıkta ve 2-4 saat süre ile karıştırılarak hazırlanmıştır. Çamur numunelerine
uygulanan polimer dozlarının aralığı 2-14 mg polimer çamurdaki g katı madde (KM)
başına olacak şekilde beş farklı dozda uygulanmıştır. Uygulanan polimer dozlarının
değerleri literatürden alınmıştır (Tchobanoglous vd., 2003). 300 ml lik çamur
numunelerine polimer eklendikten sonra numuneler jar test cihazında 50 rpm hızında
2 dakika süre ile karıştırılmıştır. Karıştırma işleminden sonra polimer eklenmiş
çamur numunesinin 100 ml’ si Buchner hunisine (4 cm çapında) dökülmüştür. 19 in
Hg sabit vakum basıncı uygulanarak süzme işlemi gerçekleştirilmiştir. Süzme
işleminden elde edilen süzüntü suyu terazi (hassasiyet ± 10 mg) üzerindeki bir erlene
toplanmıştır. Toplanan süzüntü ağırlığı zamana karşı teraziden bilgisayara RS232
bağlantısı ile her iki saniyede bir ölçülmüştür ve bilgisayar programı sayesinde
zamana karşı süzüntü hacimleri verileri elde edilmiştir. Yukarıdaki paragraflarda
açıklandığı şekilde ÖFD değerleri hesaplanmıştır.
60
4. ARAŞTIRMA BULGULARI ve TARTIŞMA
Dört fazdan oluşan tez kapsamında gerçekleştirilen çalışmaların bulguları 4 bölüm
altında toplanmıştır. Her bölümde çalışmanın teorik altyapısı ve amacı tanımlanarak
elde edilen bulgular tartışılmıştır.
4.1. Değişken Karakterli Evsel Atıksularının Pilot Ölçek Batık MBR Sistemi ile
Arıtılması
Tez çalışmasının birinci fazının ana amacı SDÜ kampüsü öğrenci yurtlarından
kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli evsel atıksuların pilot
ölçekte MBR sistemi kullanılarak arıtılabilirliğinin araştırılmasıdır. Pilot çalışmada
aerobik karbon oksidasyonu ve nitrifikasyon hedeflenmiştir. Genel itibariyle evsel
atıksu karakterinde olsa da yıl boyunca ders/sınav/tatil zamanlarındaki öğrenci
sayısındaki değişimler, yağmur suyu girişimleri ve mevsimsel etmenler nedeniyle
çalışılan ham atıksuyun debi ve karakterinde önemli değişkenlikler mevcuttur. MBR
sistemlerinin değişken karakterli atıksulardaki performansı ile ilgili pilot ya da
gerçek tesis boyutlarında yapılan çalışmalar literatürde sınırlıdır. Değişken karakterli
atıksuların arıtılabilirliğinin MBR sisteminde araştırılması üç farklı işletim
aşamasında gerçekleştirilmiştir. Bu aşamalarda, MBR arıtma veriminin işletim
şartlarından nasıl etkilendiği, çıkış suyu kalitesinin ne ölçüde değiştiği araştırılmıştır.
MBR sistemi işletime alındığı ilk hafta içerisinde (5 Ocak 2005) Isparta Atıksu
Arıtma Tesisinden getirilen 50 L aktif çamur ile aklimasyon için aşılanmıştır. Bu
tarihten itibaren birinci aşama şartlarında (sonsuz SRT, ortalama akı 25 L/m2-saat)
sistem 9 Mayıs 2005 tarihine kadar (125 gün) işletilmiştir. İkinci aşama şartlarında
(SRT=20 gün, ortalama akı 25 L/m2-saat) 4 Temmuz 2005 tarihine kadar (57 gün) ve
son olarak da üçüncü aşama şartlarında (SRT=20 gün, yüksek akı: 39 L/m2-saat) 25
Ağustos 2005 tarihine kadar (51 gün) işletilmiştir.
Arıtılabilirlik çalışması süresince 5 Ocak-25 Ağustos arası yaklaşık 8 aylık süre
boyunca MBR sisteminin atıksu arıtımı için üç farklı işletim şartında çalıştırılması
61
sonucu elde edilen anlık akı, net akı ve 20 οC ye göre sıcaklık düzeltmeli akı
değerleri Şekil 4.1.’de gösterilmiştir. Çalışmanın ilk iki aşamasında 25 L/m2-saat
değerinde hedeflenen anlık permeyt akısı (permeyt pompa hızı sabit tutulmuştur)
işletim boyunca 23-25 L/m2-saat aralığında tespit edilmiştir. Üçüncü aşamada
hedeflenen 39 L/m2-saat değerindeki anlık akı işletim süresi boyunca 35,2 L/m2-saat
değerine kadar düşmüştür. Anlık akı değeri sistemin permeyt debisinin ölçülmesi ile
akı formülünden (Akı=Q/A) hesaplanmıştır. Net akı değeri anlık akı değeri ile
tamamen paralellik göstermiştir. Net akı değeri üretilen net su miktarından
hesaplandığı için anlık akı değerinden küçük değerlerdedir. Çünkü MBR sistemi 9
dakika 45 saniye permeyt modunda çalışarak su üretmekte ve 15 saniye de geri
yıkama yapmaktadır. Dolayısıyla sistem 1 tam günde 1404 dakika su üretmiştir ve
toplam 36 dakika süre ile de ürettiği suyu kullanarak geri yıkama yapmıştır. Net akı
MBR sisteminin ürettiği net arıtılmış su miktarından hesaplanan akı değeridir. Net
akının hesabında permeyt debisi ve süresi, geri yıkama debisi ve süresi hesaba
katılmıştır. Günlük net akı değeri aşağıdaki formülle hesaplanmıştır.
50
45
40
Akı (L/m2-saat)
35
30
25
20
15
Anlık
10
Net
5
0
25/1
Anlık @ 20 C
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
Çamur atılmadı
9/6
24/6
9/7
24/7
8/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.1. MBR işletimi boyunca elde edilen akılar
62
23/8
JNet =
(Q P • t P ) − (Q G • t g )
(4.1)
A • (t P + t G )
Burada;
JNet= Net su üretimine göre hesaplanmış günlük net akı (LMH)
QP= permeyt debisi (ml/dk)
tP= günlük toplam permeyt süresi (dk)
QG= geri yıkama debisi (ml/dk)
tG= günlük toplam geri yıkama süresi (dk)
A= membran toplam yüzey alanı (0,9 m2).
Anlık akının 20 οC sıcaklığa göre düzeltilmesi MBR sisteminin tedarik edildiği
Zenon firması tarafından MBR sistemi için oluşturulan ve ikinci bölümde tanımlanan
2.4 numaralı formül ile hesaplanmıştır. Sıcaklık düzeltmeli akı, Isparta ikliminin
kışları sert olması ve atıksu sıcaklığının çok düşük değerlerde olmasından dolayı kış
aylarında anlık akı değerinden oldukça büyüktür. Viskozitenin sıcaklık değerinin
düşmesiyle artmasından dolayı MBR sisteminin sabit pompa hızında çektiği permeyt
debisinin azalması ile anlık akı değeri azalmıştır ve 20 οC sıcaklığa göre düzeltmeli
akı değeri anlık akı değerinden büyük olmuştur. Yaz aylarında ise su sıcaklığının
artması, viskozitenin düşmesi ile anlık akı değerleri büyümüştür ve su sıcaklığının
20οC’nin üstünde olduğu değerlerde sıcaklık düzeltmeli akı değeri anlık akı
değerlerinden küçük olmuştur.
Sekiz aylık işletim süresi boyunca üç farklı işletim şartında da TMP değerleri 0,09–
0,32 bar (90-320 mbar) aralığında ölçülmüştür (Şekil 4.2). Bu değerler, azalan
permeyt akısının tekrar eski değerine getirilmesi için membranlara uygulanan
kimyasal yıkamaları gerektirmeyecek kadar düşük basınçlardır. Birinci aşama
denemeleri süresince TMP değerinin ani küçük artışlar gösterdiği tarihler sırasıyla 25
Şubat, 12 Mart ve 8 Nisan günleridir. Ancak bu artışlar küçük ve kabul edilebilir
seviyelerde olup, bir kaç günlük işletim sonrası TMP değerlerinde normale doğru
düşüşler gözlenmiştir. Söz konusu tarihlerdeki TMP değerinin artışı bu tarihlerdeki
reaktör su sıcaklığı değerinin daha önceki ve sonraki tarihlerden daha düşük
63
olmasındandır (Şekil 4.3). Dolayısıyla TMP değerinin artması membranın tıkanma
durumundan değil sıcaklığın azalması ile beraber su akışkanlığının azalmasındandır.
İkinci aşama çalışmalarının (SRT=20 gün) başlamasıyla 7 Mayıs 2005 tarihinden
itibaren TMP değerleri azalmıştır. SRT değerinin 20 gün olarak sistemin işletilmesi
için reaktörden günde 11 L çamur atılmıştır ve MLSS konsantrasyonunun düşmeye
başlanması ile TMP 172 mbar değerinden 89–103 mbar değerlerine düşmüştür.
Üçüncü aşama (SRT=20 gün, 39 L/m2-saat yüksek akı değeri) denemelerinde akının
yüksek olmasından dolayı TMP değeri üçüncü aşamanın hemen başlangıcında 172
mbar değerine çıkmıştır ve işletim süresince bu değer 317 mbar değerine kadar
yükselmiştir. 8 aylık işletim boyunca, rutin geri yıkamalar dışında (her 9 dakika 45
saniyede bir 15 saniye süreyle basınçlı permeyt suyuyla), membran modülü sadece
iki kez (22 Temmuz ve 16 Ağustos 2005 tarihlerinde) üçüncü aşama denemelerinde
toplam 5 dakika süreyle kimyasal olarak temizlenmiştir. MBR uygulamalarında tipik
kimyasal temizleme sıklığı yaklaşık 1-2 ayda birdir. Kimyasal temizlemede, 250
mg/L NaOCl (Cl2 olarak) içeren permeyt suyu geri yıkama moduyla 5 dakika süre ile
proses tankını boşaltmadan membran yüzeylerine pompalanmıştır. Üretici firma
spesifikasyonlarına göre membran modülünde çalışılabilecek en yüksek TMP
değerleri 551-620 mbar civarıdır. Dolayısıyla, 8 aylık işletim boyunca, test edilen
çok yüksek akılarda bile TMP değerlerinin maksimum izin verilebilir değerlerin
altında kalması ve sadece toplam 2 kez kimyasal temizleme gereksinimi olmasından
dolayı, çalışılan MBR ünitesinin performansı akı ve basınçlar bağlamında çok
başarılıdır. Toplam 8 aylık işletim boyunca 2 kez kimyasal temizleme frekansı tipik
MBR uygulamalarına göre de çok seyrektir. Düşük TMP ve seyrek kimyasal
temizleme gereksinimi bir MBR uygulamasında çok arzu edilen ve işletim maliyetini
azaltıcı faktörlerdir.
64
600
550
500
Kimyasal geri yıkama
Maksimum izin verilebilen TMP
450
TMP (mbar)
400
350
300
250
200
150
100
50
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
9/6
Çamur atılmadı
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.2. MBR işletimi boyunca transmembran basınçları ve uygulanan kimyasal
geri yıkama
30
MBR Su Sıcaklığı (oC)
25
20
15
10
5
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
9/6
Çamur atılmadı
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.3. MBR işletimi boyunca reaktör su sıcaklıkları
Mart ayının sonları itibariyle reaktör su sıcaklıkları kademeli olarak artmış ve yaz
aylarında 25 oC’lere kadar yükselmiştir (Şekil 4.3). Bu durum atıksu ve ortam
65
sıcaklığı ile paralellik gösteren beklenen bir durumdur. MBR sistemi membranının
temiz (kullanılmamış membran) permeabilitesi (K) yapılan çeşme suyu deneyi
sonucu 362,6 L/m2-saat-bar olarak tespit edilmiştir. MBR sisteminin ilk olarak atıksu
ile doldurulup çalıştırıldığı 5 Ocak 2005 tarihinde K değeri 352 L/m2-saat-bar olarak
gözlenmiştir. Şekil 4.4.’de MBR sisteminin işletim süresi boyunca K değerinin
değişimi
gösterilmiştir. Permeabilitenin
formülü
(K=Akı/TMP) göz önüne
alındığında permeabilite akı ile doğru, TMP ile ters orantılı olarak değişmektedir.
Şekil 4.4’den de görüleceği üzere K değeri 1. aşamada kararlı membran şartlarına
ulaşıldıktan sonra, yaklaşık 120-170 L/m2-saat-bar değerleri arasında dalgalanma
göstermiştir. Bu dalgalanma su sıcaklığındaki değişimlerle doğrudan ilişkilidir. Su
sıcaklığının azalması ile yukarıdaki paragraflarda da tartışıldığı gibi viskozite
artmakta, permeyt debisi azalmakta ve buna bağlı olarak akı değeri azalmaktadır.
Ayrıca su sıcaklığının azalması ile yine TMP değeri artmıştır ve bütün bunlara bağlı
olarak K değeri azalmıştır. 10 Mayıs’ta başlayan 2. aşama denemelerinde su
sıcaklığının artmasıyla K değerlerinde artma gözlenmiştir. Bu aşamada K, 230-280
L/m2-saat-bar değerleri arasında seyretmiştir. 3. aşama denemelerinde K’da 100
L/m2-saat-bar değerlerine kadar belirgin bir düşüş gözlenmiştir. Yüksek akı
değerinde sistemin işletilmeye başlanması ile beraber TMP değeri artmıştır ve
zamanla yüksek akıdan dolayı meydana gelen membran tıkanmaları ile K değeri
düşmüştür. Diğer bir deyimle TMP’deki artış akıdan daha fazla olduğu için K
değerleri bu aşamada düşüş trendi göstermiştir. 22 Temmuz ve 16 Ağustos
tarihlerinde uygulanan kimyasal geri yıkama ile K değeri TMP değerinin azalmasına
(Şekil 4.2.) ve permeyt akısının yükselmesine bağlı olarak artmıştır. Kısaca, sistemin
K değeri TMP, işletim akısı, tıkanma ve bunları etkileyen diğer parametrelerden
(sıcaklık, viskozite) direkt olarak etkilenmektedir. Sonuç olarak permeabilite
parametresi baz alındığında, akı ve TMP bulgularına paralel olarak, MBR sistemi
başarılı
bir
performans
sergilemiştir.
Başlangıçtaki
150-200
L/m2-saat-bar
permeabilite değerleri 8 aylık işletim sonucunda da azalmadan benzer değerlerde
gözlenmiştir. Bu durum ayrıca membranlarda ciddi ve geri dönüşümsüz tıkanmanın
olmadığını göstermektedir.
66
Permeabilite (L/m2-saat-bar)
400
Su sıcaklığı artışı
300
200
100
Kimyasal geri yıkama
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
Çamur atılmadı
9/6
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.4. MBR işletimi boyunca elde edilen permeabilite (K) değerleri
MBR sisteminin işletimi boyunca reaktör içerisindeki çözünmüş oksijen (ÇO)
konsantrasyonunun değişimi Şekil 4.5.’de gösterilmiştir. Reaktör içerisindeki ÇO
konsantrasyonu 25 Ocak tarihinde 13,92 mg/L değerinde iken 17 Şubat tarihinde
2,47 mg/L değerine kadar azalmıştır. ÇO konsantrasyonunun böyle yüksek bir
seviyeden zamanla azalması iki sebeptendir. 1) Reaktör içerisindeki çamurun MLSS
konsantrasyonu 25 Ocak tarihinde oldukça düşüktür (1450 mg/L). İşletime devam
eden MBR sisteminde 17 Şubat tarihinde MLSS konsantrasyonu 3740 mg/L
seviyesine
yükselmiştir
(Şekil
4.6)
ve
dolayısıyla
reaktör
içerisindeki
mikroorganizma konsantrasyonu ve oksidasyon seviyesinin artması ile ÇO
konsantrasyonu düşmüştür. 2) Reaktör içerisindeki su sıcaklığının düşük olması
nedeniyle oksijenin doygunluk konsantrasyonu yüksektir. Şubat ayında su
sıcaklıklarındaki bir miktar artışla ÇO doygunluk konsantrasyonları ve neticesinde
reaktördeki ÇO konsantrasyonları azalmıştır. Ayrıca ÇO konsantrasyonunun yüksek
olması sebebiyle 25 Ocak tarihinden itibaren sisteme verilen hava debisi 3,40 m3/saat
değerinden
0,85
m3/saat
değerine
düşürülmüştür.
Buna
rağmen
ÇO
konsantrasyonunun 2,47 mg/L değerine düşmesi 22 gün sürmüştür. 17 Şubat
tarihinden itibaren ÇO konsantrasyonunu 2–4 mg/L arasında tutabilmek amacıyla
67
reaktör içerisindeki ölçülen ÇO konsantrasyonuna göre sistemin hava debisi
ayarlanmıştır. Sistemin hava debisi 0,85 m3/saat hassasiyetinde ayarlanabilmektedir.
Sonsuz SRT değeri çalışmalarında (1. aşama) artan MLSS konsantrasyonu ile 0,65
mg/L seviyesine düşen ÇO konsantrasyonu hava debisinin 3,40 m3/saat değerlerine
artırılması ile 3,0 mg/L seviyelerine çıkarılmıştır. İkinci ve üçüncü aşama
deneylerinde SRT değerinin 20 gün olmasından dolayı MLSS konsantrasyonu
azalmaya başlamış ve dolayısıyla ÇO konsantrasyonu artmıştır. Reaktörde ÇO
konsantrasyonlarını dengeli ve sabit değerlerde tutmak için 3,40 m3/saat’lik hava
debisi önce 2,55 m3/saat daha sonra ÇO konsantrasyonu seviyesine göre 0,85 m3/saat
değerine kadar düşürülmüştür. MBR sisteminin 8 aylık işletimi boyunca reaktördeki
çözünmüş oksijen seviyesi MLSS konsantrasyonu, su sıcaklığı ve SRT ile
değişmiştir. Aerobik karbon oksidasyonu ve nitrifikasyon hedeflenen pilot çalışmada,
genel olarak birkaç günlük işletim dışında reaktörde en az 1 mg/L ÇO
konsantrasyonu sağlanmıştır.
MBR Çözünmüş Oksijen Kon. (mg/L)
16
14
12
10
8
6
4
2
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
Çamur atılmadı
9/6
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.5. MBR işletimi boyunca reaktör çözünmüş oksijen konsantrasyonları
MBR sistemindeki MLSS ve MLVSS konsantrasyonlarının değişimi Şekil 4.6.’da
gösterilmiştir. Birinci aşama denemelerinde 5 Ocak tarihinden itibaren ancak 3,5
68
aylık bir işletimden sonra yaklaşık 7100 mg/L’lik MLSS konsantrasyonlarına
ulaşılabilmiştir. Bu durum iki ana etmenin kombinasyonundan kaynaklanabilir. 1)
bölgenin aşırı soğuk kış aylarında atıksu sıcaklıkları genellikle 10 oC’ nin altında
seyredip zaman zaman 6 oC’ler civarına düşmüştür. Kampüs yurtlarından atıksu
rogarına olan mesafenin çok kısa oluşu dolayısıyla atıksuyun kanalizasyon
sisteminde sadece yaklaşık 10–20 dakikalık bir bekleme süresine sahip olmasıyla
atıksu kullanım sonrası düşük sıcaklıklarını koruyabilmiştir. Bu düşük sıcaklıklar
bekleneceği üzere proses tankındaki hem biyoaktivite kinetiğini hem de biyokütle
ürününü azaltacaktır. 2) Tam karışımlı sürekli akışlı sistemde sonsuz SRT’de
çalışıldığı için biyokütle büyüme hızı teorik olarak sıfıra yaklaşmış ve biyokütle
bozunma (decay) hızları büyüme hızlarıyla yaklaşık eşitlenmiş olabilir. Bu durum
zaten direk olarak MLSS konsantrasyonundaki çok yavaş artışa neden olacaktır.
Ancak, yukarıda bahsedilen hususa rağmen, MLSS konsantrasyonun tipik MBR
değerlerine (7000-12000 mg/L) çıkmasını sağlamak amacıyla mecburen 1. aşamada
çamur atılmamıştır. Birinci aşamada çamur atılmadığından dolayı MLVSS değerleri
MLSS değerlerinin %84–87’si kadar olmuştur. İkinci aşamanın başlamasıyla
SRT=20 gün olması için sistemden 11 Mayıs tarihi itibariyle günde 11 L çamur
atılmaya başlanmıştır. 11 Mayıs tarihinde 7100 mg/L olan MLSS, 30 Mayıs tarihinde
çamur atılması sonucu 3100 mg/L değerine kadar düşmüştür. Bu tarihten itibaren
MLSS konsantrasyonu açısından kararlı şartlar sağlanmış ve MLSS konsantrasyonu
2600 ile 3700 mg/L arasında değişmiştir. Tüm 20 günlük SRT işletimi boyunca bu
değerlerin üzerine çıkılamamıştır. Bu durum kullanılan kampüs atıksuyunun tipik
evsel
atıksulara
göre
daha
seyreltik
ve
değişken
karakterli
olmasından
kaynaklanmaktadır. Giriş atıksuyu karakterindeki salınımlar müteakip bölümlerde
çıkış suyu kalitesi ile birlikte tartışılacaktır. İkinci ve üçüncü aşama denemelerinde
MLVSS değeri çamur içeriğinin tazelenmesi ile birlikte MLSS değerinin %90-94’ü
aralığında seyretmiştir.
MBR sisteminin tüm işletimi boyunca reaktör içerisindeki aktif çamurun Çamur
Hacim
İndeksi
(SVI)
değişimi
Şekil
4.7.’de
gösterilmiştir.
SVI
değeri
SVI=SSV/MLSS formülü ile hesaplanmıştır. Birinci aşama denemelerinde MLSS
değerlerini artırmak amacıyla hiç çamur atılmadığı için reaktör içerisindeki çamurun
69
yaşlı olması, yüksek konsantrasyonlarda çözünmüş mikrobiyal ürün (SMP) ve hücre
dışı polimerik madde (EPS) içermesi gibi etkenlerden dolayı çamur çökelmemiştir ve
çökelebilen çamur hacmi (SSV) değeri elde edilememiştir. Ancak MBR
uygulamalarında son çökeltim tankına ihtiyaç olmadığı için zaten çamurun
çökelebilme özelliği önem arz etmemektedir. İkinci aşama denemeleri ile birlikte
MLSS konsantrasyonunun azalmaya başlaması, çamurun tazelenmesi ile çamur
çökelmeye başlamış ve SSV değerleri elde edilip SVI değerleri hesaplanmıştır. 24
Haziran tarihinden önce 100-150 ml/g aralığında değişen SVI, bu tarihden sonra
MLSS konsantrasyonunun 2600 ile 3700 mg/L aralığında sabit kalması ile 200-260
ml/g aralığında değişmiştir. Bu yaz aylarındaki şişkin çamurun ana nedenleri artan su
sıcaklıkları ile düşen ÇO konsanstrasyonları, 3. aşama deneylerinde artan akı
nedeniyle 7 saatlere düşen HRT ve bağlantılı olarak flok oluşturucu biyokütlenin
sistemde tutunamaması (washout), ve yaz aylarında artan spesifik substrat giderim
hızı ve F/M oranı ile açıklanabilir. Ancak, önceden bahsedildiği üzere, çamurun
çökelebilme özelliği MBR uygulamalarında dikkate alınması gerekli bir husus
değildir.
8000
MBR MLSS ve MLVSS (mg/L)
MLSS
7000
Çamur atılmaya
başlanmasından dolayı MLSS
değerlerinde düşüş
MLVSS
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
9/6
24/6
9/7
24/7
8/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.6. MBR işletimi boyunca reaktör MLSS ve MLVSS değerleri
70
23/8
300
250
SVI (ml/g)
200
150
100
50
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
Çamur atılmadı
9/6
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.7. MBR işletimi boyunca reaktörden alınan çamur numuneleri SVI değerleri
MBR sisteminin işletimi süresince reaktördeki pH değişimi Şekil 4.8.’de
gösterilmiştir. Reaktör içeriğinin pH seviyesi ortalama olarak 7,60 gibi bir değerde
seyretmiştir. pH’nın en küçük değeri 6,97, en büyük değeri de 8,33 olmuştur.
Reaktördeki pH seviyesi biyolojik oksidasyonu ve nitrifikasyonu inhibe edecek
değerlere ulaşmamıştır. Reaktördeki pH seviyesinin çok fazla salınmaması sisteme
arıtım için çekilen atıksudaki pH değerinin salınmamasından kaynaklanmaktadır.
Sisteme çekilen atıksuyun ve sistemden arıtılıp çıkan permeyt suyunun pH değişimi
Şekil 4.9.’da gösterilmiştir. Kampüs sınırları içerisinde bulunan atıksu kanalına
herhangi bir endüstriyel atıksu karışmaması atıksuyun pH değerinin nötral şartlarda
seyretmesini sağlamıştır. Sekiz aylık işletim boyunca atıksu, reaktör ve permeyt pH
değerleri aşırı asidik ve bazik değerlere ulaşmamıştır. Permeyt pH değerleri 7,5-8,2
arasında değişmiştir. Genel gözlenen günlük trend, permeyt pH değerlerinin giriş pH
değerlerinden 0,05 ile 0,40 arasında az olmasıdır. Bunun sebebi her ne kadar giriş
atıksuyu alkalinitesi 100-170 mg/L CaCO3 gibi nispeten yüksek konsantrasyonlarda
olsa da, aerobik karbon oksidasyonu ve nitrifikasyon sırasında biyolojik aktivitenin
alkalinite tüketip pH’yı azaltmasıdır.
71
10
MBR pH
8
6
4
2
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
9/6
Çamur atılmadı
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.8. MBR işletimi boyunca reaktör pH değerleri
Giriş
Çıkış
10
8
pH
6
4
2
0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.9. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış (permeyt) pH değerleri
72
19/8
MBR içinde elektriksel iletkenliğin işletim süresince değişimi Şekil 4.10’da
gösterilmiştir. Elektriksel iletkenlik değeri 9 Şubat–21 Şubat tarihleri arasında önce
yükselip sonra normal değerlerine tedrici olarak düşmüştür. Buna benzer olarak 9
Nisan, 21 Mayıs ve 23 Temmuz tarihlerinde de elektriksel iletkenlik değeri reaktör
içerisinde normale göre yüksektir. Bunun sebebi giriş atıksuyunun bu tarihlerde
yüksek elektriksel iletkenlik içermesidir (Şekil 4.11). Giriş atıksuyundaki ani
iletkenlik artışlarının yurtlar ve yemekhanelerinde belirli dönemlerde yapılan
temizlik ve yıkama işlemlerinden kaynaklandığı düşünülmüştür. Bu harici durumlar
dışında, reaktör ve permeyt iletkenlik değerleri genellikle 1000-1500 µS/cm arasında
değişmiştir. MBR sisteminde ultrafiltrasyon uygulandığı için çözünmüş tuzlar
giderilememektedir. Bölgedeki jeolojik yapıdan dolayı içme ve kullanma suyu
kaynağı olan yeraltı suları nispeten fazla sertliğe ve tuzluluğa sahiptir. Dolayısıyla bu
durum atıksuda da tipik evsel atıksulara göre daha fazla elektriksel iletkenliğe neden
olmaktadır. Ancak, reaktör biyokütle içeriği nispeten yüksek elektriksel iletkenlikleri
ve ani pikleri işletim boyunca tolere etmiştir ve organik maddelerin oksidasyonu ve
nitrifikasyon olumsuz bir şekilde etkilenmemiştir. Bu açıdan irdelendiğinde de
MBR’ların konvansiyonel biyolojik arıtma sistemlerine göre avantajı mevcuttur.
Çünkü MBR’larda tüm biyokütle tutulup yüksek MLSS değerlerine çıkılabildiği için,
tuzları tolere edebilen halofilik bakteriler gibi özelleşmiş bakteriler reaktörde sürekli
kalır. MBR’lardaki özelleşmiş bakteriler ani yüksek organik yüklemeler, çeşitli stres
veya toksik madde girişi durumlarında da sisteme ekstra avantaj sağlar. Diğer bir
deyimle MBR’lardaki mevcut biyokütle spektrumu daha geniş olup, sistem
varyasyonlarını daha tolere edicidir.
73
MBR Elektriksel İletkenlik (MikroS/cm)
7000
6000
Ham atıksudaki iletkenlik
artışları
5000
4000
3000
2000
1000
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
9/6
Çamur atılmadı
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.10. MBR işletimi boyunca reaktör elektriksel iletkenlik değerleri
Giriş
Çıkış
Elektriksel İletkenlik (mikroS/cm)
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.11. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış elektriksel iletkenlik
değerleri
74
MBR sisteminin işletimi süresince F/M oranı (eşitlik 3.1) değişimleri Şekil 4.12.’de
gösterilmiştir. Birinci aşama denemelerinde F/M, 0,039 ile 0,116 kg BOİ5/kg MLSSgün değerleri arasında salınım göstermiştir. Birinci aşama denemelerinde kademeli
olarak artan MLSS konsantrasyonu ile genelde F/M değeri azalmıştır. 2. aşamada
SRT=20 gün çalışmalarının başlaması ile birlikte azalan MLSS konsantrasyonundan
dolayı F/M değeri artmaya başlamış ve 1 Haziran tarihinde 0,3 kg BOİ5/kg MLSSgün değerine ulaşmıştır. Bu tarihten sonra 29 Haziran tarihine kadar F/M değeri
azalmıştır. SDÜ’de yaz tatili uygulamasının başlamasıyla birlikte Kredi ve Yurtlar
Kurumu öğrenci yurtlarında kalan öğrenci sayısı kapasitenin 1/30’u kadar olmuştur.
Bu sebeplerden dolayı yurt yemekhanesin kapanması ve az öğrenci sayısı ile beraber
atıksuda seyrelme meydana gelmiş ve organik yükleme azalmıştır. Organik yükün az
olması ile düşük MLSS konsantrasyonlarında bile küçük F/M değerleri elde
edilmiştir. Öte yandan, yaz okulunun açıldığı Temmuz ayı itibariyle öğrenci
sayısındaki artışla beraber organik yükleme tipik değerlerine dönmüş ve F/M
değerleri 0,1 ile 0,15 kg BOİ5/kg MLSS-gün aralığında seyretmiştir. Konvansiyonel
aktif çamur tesislerinde tipik F/M değerleri 0,05-1 kg BOİ5/kg MLSS-gün
aralığındadır (Metcalf ve Eddy, 2003).
Şekil 4.13.’de MBR sisteminin işletimi süresince organik yükleme hızlarının (OYH)
(bağıntı 3.2) değişimi gösterilmiştir. OYH değeri, birinci ve ikinci aşamalarda giriş
debisi yaklaşık sabit olduğundan, sadece ham atıksuyun BOİ5 değeri ile ilintilidir. Bu
aşamalarda OYH değeri 0,28 ile 0,88 kg BOİ5/m3-gün arasında değişim göstermiştir.
Benzer şekilde, konvansiyonel aktif çamur tesislerinde tipik OYH 0,3-0,6 kg
BOİ5/m3-gün aralığındadır (Çizelge 2.5). Üçüncü aşama denemelerinin başladığı 4
Temmuz tarihinden itibaren daha yüksek ham atıksu debisine rağmen OYH değerleri
bir miktar azalmıştır. Yukarıda belirtildiği gibi bu durum yaz dönemindeki öğrenci
sayısının azalmasından kaynaklanmıştır. Temmuz ayı ortalarından itibaren OYH
tipik değerlerine dönmüştür.
75
F/M (kg BOİ5/kg MLSS-gün)
0.4
0.3
0.2
MLSS'deki azalmadan
dolayı F/M oranında artış
0.1
0.0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
9/6
Çamur atılmadı
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Organik Yükleme Hızı (kg BOİ5/m3-gün)
Şekil 4.12. MBR işletimi boyunca reaktördeki F/M oranı değerleri
1.0
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0.0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
Çamur atılmadı
9/6
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.13. MBR işletimi boyunca reaktöre organik yükleme hızı değerleri
Şekil 4.14’de spesifik substrat giderim hızı (U) (bağıntı 3.3) değişimi gösterilmiştir.
Tüm işletim boyunca U değeri 0,04-0,3 mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün
76
aralığında değişmiştir. Konvansiyonel aktif çamur tesislerinde ortalama tipik U
değerleri 0,20-0,30 mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün aralığındadır. Birinci aşama
denemeleri süresince artan MLSS ve MLVSS konsantrasyonlarından dolayı U değeri
azalmıştır. İkinci aşama işletimin başladığı 10 Mayıs tarihinden itibaren azalan
MLVSS konsantrasyonundan dolayı U değeri yükselmeye başlamıştır ve 1 Haziran
tarihinde 0,30 mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün değerine ulaşmıştır. Üçüncü
aşama denemelerinde yüksek akı işletiminden dolayı HRT değeri düşüktür ve bu
Spesifik Substrat Giderim Hızı (U) (mg giderilen BOİ5
/mg MLSS-gün)
aşamada U değeri artış göstermiştir.
0.5
0.4
Artan akıdan dolayı hidrolik
bekleme süresinde azalma ve
U değerlerinde artış
0.3
Çamur atılmaya başlanmasından
dolayı MLSS değerlerinde düşüş
ve U değerlerinde artış
0.2
0.1
0.0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
Çamur atılmadı
9/6
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.14. MBR işletimi boyunca reaktörde spesifik substrat giderim hızı değerleri
MBR sisteminin işletimi süresince reaktördeki hidrolik bekleme süreleri Şekil
4.15’de gösterilmiştir. HRT değeri birinci aşamanın başlangıcında sistemin 25 L/m2saat akı değerinde çalıştırılması ile yaklaşık 10 saat olarak başlamıştır. Su
sıcaklığının birinci aşama boyunca düşük olması ile azalan permeyt debisi ve
akısından dolayı HRT değeri 11,8 saat değerine kadar yükselmiştir. İkinci aşamada
10 Mayıs tarihinden itibaren su sıcaklığının artması ile artan permeyt debisi ve
akısıyla HRT değeri 10,3–10,8 aralığına düşmüştür. Üçüncü aşama denemelerindeki
yüksek akının sağlanabilmesi için çekilen yüksek permeyt debisi ile HRT 6,9 ile 7,7
77
saat değerleri arasında olmuştur. Üçüncü aşamada 22 Temmuz tarihinde
gerçekleştirilen kimyasal geri yıkamadan önce HRT değeri tıkanma sebebiyle azalan
permeyt debisinden dolayı 7,4 saat değerine yükselmiştir. Bu değer kimyasal
yıkamadan sonra membran gözeneklerinin açılmasıyla artan permeyt debisi ile
birlikte 7,0 saat değerine düşmüştür. Yine aynı şekilde 16 Ağustosda HRT değeri 7,7
saat iken kimyasal geri yıkamadan sonra 7,3 saat değerine düşmüştür. MBR’larda
uygulanan
yüksek
MLSS
konsantrasyonlarından
dolayı
HRT
değerleri
konvansiyonel aktif çamur sistemlerine göre daha azdır. Tipik aktif çamur
sistemlerinde HRT 10-24 saat aralığında iken MBR’larda HRT 6 saatlere kadar
düşebilmektedir. Bu da daha küçük biyoreaktör hacmi dolayısıyla da daha az ön
yatırım maliyeti anlamına gelmektedir. Ancak artan MLSS konsantrasyonu oksijen
ihtiyacını artırmakta, oksijenlendirme verimini düşürmekte ve havalandırma
bağlamında işletim maliyetlerini de artırmaktadır. Neticede, HRT ve MLSS arasında
MBR uygulamalarında maliyet ve işletim kolaylıkları açısından optimizasyon
gerekmektedir. Son zamanlarda MBR tasarımlarında tercih edilen yöntem; 10000
mg/L gibi biraz daha az MLSS değerleri ile çalışmak ve sürekli havalandırma yerine
belirli frekanslarda dönüşümlü havalandırma yapmaktır. Havalandırma sadece
biyooksidasyon için değil, biyokütle askıda tutmak, MBR’da tam karışımı sağlamak
ve membran yüzeylerindeki kek tabakalarını sıyırmak için de uygulanmaktadır.
78
14
12
HRT (h)
10
Artan akıdan dolayı HRT
azalması
8
6
4
2
0
25/1
9/2
24/2
11/3
26/3
10/4
25/4
10/5
25/5
Çamur atılmadı
9/6
24/6
9/7
24/7
8/8
23/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.15. MBR işletimi boyunca reaktörde hidrolik bekleme süreleri (HRT)
Çizelge 4.1. tüm işletim boyunca giriş atıksuyunda yapılan analiz sonuçlarını
istatistiksel olarak özetlemektedir. Çizelgeden görüleceği üzere giriş atıksuyu
karakteri ciddi salınımlar göstermiştir. Üniversite kampüs atıksuları genel itibariyle
evsel atıksu karakterinde olsa da yıl boyunca ders/sınav/tatil zamanlarındaki öğrenci
sayısındaki salınımlar, yağmur suyu girişimleri ve mevsimsel etmenler nedeniyle
debileri ve atıksu karakteri açılarından çok değişkenlik gösterebilmektedir. Özellikle
öğrencilerin banyo saatlerinde, yurtların temizlendiği saatlerde atıksu debisi yüksek
iken seyrelme sonucu kirlilik yükleri azalmaktadır. Dolayısıyla hem günlük hem de
dönemsel varyasyonlar kampüs atıksularında mevcuttur ve SDÜ kampüs
atıksularında da benzer eğilimler gözlenmiştir.
79
Çizelge 4.1. Tüm işletim boyunca giriş atıksuyu analiz sonuçları
Parametre
BOİ5 (mg/L)
KOİ (mg/L)
pH
NH3-N (mg/L)
NO3-N (mg/L)
NO2-N (mg/L)
TKN (mg/L)
TN (mg/L)
AKM (mg/L)
Bulanıklık (NTU)
İletkenlik (µs/cm)
Sıcaklıka (°C)
Toplam organizma
(cfu/100 mL)
Toplam koliform
(cfu/100 mL)
Fekal koliform
(cfu/100 mL)
a
Proses tankındaki sıcaklık.
Maksimum
Minimum
Ortalama
380
695
8,3
44
37,5
1,6
52,0
70,3
276
213
8300
25,5
95
105
6,9
7,3
5,5
0,1
18,5
28,8
52
40
642
6,6
205
316
7,9
24
14,5
0,7
34,0
49,3
109
90
1454
18,9
Standart
Sapma
77
116
0,2
8,7
4,9
0,3
9,7
10,8
35
29
1141
4,2
6,00x1010
8,00x108
1,67x1010
1,62x1010
2,00x1010
6,00x107
5,44x109
5,53x109
3,00x109
1,00x107
5,81x108
8,54x108
Şekil 4.16 ve 4.17 sırasıyla MBR sisteminin 7 Mart-19 Ağustos tarihleri arasındaki
işletim süresi boyunca askıda katı madde (AKM) ve toplam katı madde (TKM)
giderimlerini göstermektedir. AKM giderimi tüm işletim süresince çok üstün
performansta gerçekleşmiştir. Sekiz aylık işletim süresince permeyt AKM değeri
çoğunlukla <1 mg/L olmuştur. Ayrıca AKM giderim performansı giriş AKM
konsantrasyonlarındaki
varyasyonlardan
da
bağımsızdır.
AKM
giderimi
ultrafiltrasyon işleminden dolayı çamurun çökelebilme, MLSS konsantrasyonu, SRT
ve diğer işletim parametrelerinden bağımsız olarak sürekli yüksek seviyede
gerçekleşmiştir. Örneğin Şekil 4.7’de gösterildiği gibi, ilk aşamada yüksek SVI
değerleri ile çamur çökelemediğinde bile <1 mg/L permeyt AKM konsantrasyonu
sağlanmıştır. MBR’la arıtılmış atıksuların özellikle zirai sulama ve endüstriyel
amaçlı geri kullanılmasının en önemli gerekçelerinden bir tanesi de çok düşük AKM
konsantrasyonlarıdır. Bu avantajın yanı sıra, MBR sistemlerinde son çökeltim
havuzu olmaması ilk yatırım maliyetini bir miktar azaltmakta ve son çökeltim
havuzunda karşılaşılabilecek işletim sorunları (çamur şişmesi, yüzen çamur,
80
savaklardan çamur kaçması gibi) MBR’larda olmamaktadır. TKM giderimi sadece
AKM
gideriminden
kaynaklanmaktadır;
toplam
çözünmüş
katılar
(TÇK)
ultrafiltrasyon ile giderilemediğinden TKM giderim verimi düşük seviyede
gözlenmiştir. Tüm işletim süresince arıtılmış suda ortalama TKM konsantrasyonu
620 mg/L, giriş atıksuyunda ortalama 810 mg/L’dir. AKM ve TKM giderim
verimlerinin MBR sistemine uygulanan üç farklı işletim aşamasından bağımsız
olduğu gözlenmiştir.
Giriş
Çıkış
1000
AKM (mg/L)
100
10
1
0.1
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.16. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış askıda katı madde değerleri
81
Giriş
Çıkış
2000
Toplam Katı Madde (mg/L)
1750
1500
1250
1000
750
500
250
0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.17. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam katı madde değerleri
MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış BOİ5 değerleri Şekil 4.18.’de
gösterilmiştir. Sisteminin kararlı hale ulaşmasıyla birlikte 7 Mart tarihinden itibaren
yapılan BOİ5 analizlerinde, giriş atıksuyu BOİ5 konsantrasyonlarından bağımsız
olarak, çıkış suyu BOİ5 değerleri 2 mg/L’den küçük olmuştur. Giriş BOİ5
konsantrasyonları çok değişkenlik gösterse de, MBR ünitesi BOİ5 giderimi açısından
da çok iyi performans sergilemiştir. Bu başarılı performans SRT’nin sonsuz ve 20
gün olduğu ortalama akı (25 L/m2-saat) denemelerinde (1. ve 2. aşama) ve SRT’nin
20 gün ve akı değerinin yüksek (39 L/m2-saat) olduğu 3. aşamada da değişmemiştir.
Birinci aşamada artan MLSS konsantrasyonları, ikinci ve üçüncü aşamada azalan
MLSS konsantrasyonları ve ham atıksu BOİ5 değerinden etkilenerek devamlı
salınımlar gösteren F/M ve OYH değerlerinden bağımsız olarak, biyolojik olarak
parçalanabilir organik maddelerin oksidasyonu tüm işletim boyunca tam olarak
gerçekleşmiştir. Tüm işletim boyunca F/M ve OYH değerlerinin değişimi ile BOİ5
giderim verimleri arasındaki ilişki sırasıyla Şekil 4.19 ve Şekil 4.20’de gösterilmiştir.
Bu şekillerden de görüleceği üzere üç farklı işletim aşamasında da değişen F/M ve
OYH değerleri BOİ5 giderim verimini etkilememiştir. MBR sistemi F/M ve OYH
değerlerindeki tüm salınımları tolere ederek sabit ve yüksek derecede BOİ5 giderim
82
verimi sağlamıştır. Ayrıca, önceki paragraflarda tartışıldığı üzere, reaktör sıcaklığının
6οC’lere kadar düşmesi (Şekil 4.3), giriş atıksuyunda çözünmüş tuzların ani artışları
(Şekil 4.10) gibi biyolojik aktiviteyi olumsuz etkileyebilecek diğer faktörler de
biyooksidasyonu etkilememiştir. Yüksek MLSS konsantrasyonları ve geniş
spektrumda biyokütle içeriği MBR’larda bu performansı sağlamaktadır. Tüm bunlar
MBR’ların salt membran teknolojisi açısından değil aynı zamanda biyolojik
aktiviteler açısından da avantajlı olduğunu göstermektedir.
Giriş
Çıkış
1000
BOİ5 (mg/L)
100
10
1
0.1
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.18. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış BOİ5 değerleri
83
19/8
BOİ5 Giderimi
F/M
BOİ5 Giderim Verimi (%)
0.30
80
0.25
60
0.20
MLSS'deki azalmadan
dolayı F/M oranında artış
0.15
40
0.10
20
0.05
0
F/M (kg BOİ5/kg MLSS-gün)
0.35
100
0.00
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
Çamur atılmadı
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.19. MBR işletimi boyunca F/M oranı ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi
BOİ5 Giderimi
OYH
1.0
0.9
0.8
80
0.7
0.6
60
0.5
0.4
40
0.3
0.2
20
0.1
0
0.0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Gün (2005)
Akı=36-39 LMH
Şekil 4.20. MBR işletimi boyunca OYH ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi
84
OYH (kg BOİ5/m3-gün)
BOİ5 Giderim Verimi (%)
100
Şekil 4.21 MBR sisteminin işletimi süresince toplam KOİ giderimini göstermektedir.
KOİ ölçümlerinde numuneler filtre edilmediği için ölçülen KOİ hem çözünmüş hem
de partiküler organik maddeleri temsil etmektedir. KOİ giderim verimi de BOİ5’de
olduğu gibi sıcaklık ve elektriksel iletkenlik değerlerinin salınımlarından olumsuz
yönde etkilenmemiştir. Ancak, 1. aşamanın başlangıcında kararlı şartlara ulaşılana
kadar nispeten düşük KOİ giderimi elde edilmiştir. Yaklaşık 15 günlük bu
aklimasyon süresinden sonra >%98’lik KOİ giderimi genellikle sağlanmıştır. İşletim
süresi boyunca çıkış suyundaki toplam KOİ konsantrasyonu genellikle 10 mg/L’den
azdır . Üç farklı işletim aşamasında da KOİ giderim verimi SRT, MLSS, F/M, OYH
parametrelerinin ve giriş KOİ konsantrasyonunun değişiminden etkilenmeden yüksek
derecede gerçekleşmiştir. Üçüncü aşama (SRT=20 gün, yüksek akı=39 L/m2-saat)
başlangıcında HRT değerinin azalması ile KOİ giderim verimi bir miktar düşüş
göstermiştir (Şekil 4.22). Daha sonra üçüncü aşama işletiminde kararlı hal
oluşumuyla KOİ giderim verimi normal değerine ulaşmıştır. Üçüncü aşama
başlangıcında HRT’nin düşmesi BOİ giderim verimini etkilememiştir. Tüm bu
sonuçlar, atıksudaki mevcut çözünmüş ve partiküler organik maddelerin çok büyük
bir kısmının MBR’da biyolojik olarak parçalanıp ve/veya ultrafiltrasyonla
tutulduğunu göstermektedir. Evsel atıksu arıtımı yapan konvansiyonel aktif çamur
proseslerinde 10 mg/L’den az KOİ elde edilmesi çok nadir bir durumdur. Ayrıca,
yüksek BOİ5 gideriminin yanı sıra yine yüksek KOİ gideriminin de elde edilmesi,
MBR’lardaki özelleşmiş biyokütlenin nispeten daha biyorefrakter organik maddeleri
de rahatlıkla giderdiğinin bir kanıtıdır.
85
Giriş
Çıkış
Toplam KOİ (mg/L)
1000
100
10
1
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.21. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış KOİ değerleri
KOİ giderimi
HRT
14
100
12
80
HRT değerindeki
azalmadan dolayı KOİ
giderimindeki düşüş
70
10
60
8
50
6
40
30
4
20
2
10
0
0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
20/6
5/7
20/7
4/8
SRT=20 gün
Gün (2005)
Akı=36-39 LMH
Şekil 4.22. MBR işletimi boyunca HRT ile KOİ giderim verimi ilişkisi
86
19/8
HRT (saat)
KOİ Giderim Verimi (%)
90
MBR sisteminin işletimi boyunca amonyak azotunun (NH3-N) giriş ve çıkış
konsantrasyonları Şekil 4.23’de gösterilmiştir. MBR işletiminin ilk iki aşamasında
çıkış suyundaki NH3-N konsantrasyonu giriş konsantrasyonlarındaki salınımlara
rağmen sürekli 1 mg/L’den az olmuştur. Özellikle birinci aşamadaki su
sıcaklıklarındaki çok düşük değerler ve atıksu elektriksel iletkenliğinin pik yaptığı
günlerden sonra reaktör içerisinde yüksek olan elektriksel iletkenlik değerleri
nitrifikasyonu inhibe etmemiştir ve tam nitrifikasyon devamlı olarak gerçekleşmiştir.
Üçüncü aşama çalışmalarının başlamasıyla, reaktördeki HRT değerinin 11,75 saat
değerinden 7 saat değerine düşmesi neticesinde nitrifikasyon bir miktar olumsuz
etkilenmiş ve çıkış NH3-N konsantrasyonları 10 mg/L’lere kadar artmıştır. HRT’nin
bir anda azalması, spesifik büyüme hızları heterotrofik bakterilere göre daha yavaş
olan nitrifikasyon bakterilerini kinetik açıdan etkilemiştir. Ayrıca, nitrifikasyon
bakterilerinin işletim parametrelerindeki ani değişimleri de çok az tolere edebildiği
bilinmektedir. Ancak, 3. aşamanın ilerleyen günlerinde sisteminin kararlı şartlara
ulaşmasıyla tam nitrifikasyon yeniden gözlenmiştir. Bu yeni adaptasyon dönemi
yaklaşık 20 gün sürmüştür. Öte yandan genel olarak, nitrifikasyon SRT, ÇO, OYH,
F/M, sıcaklık ve elektriksel iletkenlik parametrelerinden ve bunların salınımlarından
etkilenmemiştir. Konvansiyonel aktif çamur sistemlerinde tam nitrifikasyonu sürekli
sağlamanın ne denli zor olduğu bilinmektedir. Çünkü nitrifikasyon çok kırılgan ve
hassas bir proses olup, sıcaklık, ÇO, SRT, inhibe edici toksik maddeler ve diğer
işletim parametrelerinden çok çabuk etkilenir. Bu bağlamda da MBR’ların avantajı
aşikardır. NH3-N giderim verimi ile sıcaklık, elektriksel iletkenlik ve HRT
parametrelerinin ilişkileri sırasıyla Şekil 4.24, 4.25 ve 4.26’da gösterilmiştir.
87
Giriş
Çıkış
100
NH3-N (mg/L)
10
HRT'nin 7 saate düşmesinden
dolayı çıkış NH3
konsantrasyonunda artış
1
0.1
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.23. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış amonyak değerleri
NH3-N Giderimi
Sıcaklık
30
25
80
20
60
15
40
10
20
5
0
0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Gün (2005)
Akı=36-39 LMH
Şekil 4.24. MBR işletimi boyunca sıcaklık ile amonyak giderim verimi ilişkisi
88
Sıcaklık (0C)
NH3-N Giderimi Verimi(%)
100
NH3-N Giderimi
Elektriksel İletkenlik
NH3-N Giderim Verimi (%)
4500
4000
80
3500
3000
60
2500
2000
40
1500
1000
20
500
0
Elektriksel İletkenlik (MikroS/cm)
5000
100
0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
Çamur atılmadı
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.25. MBR işletimi boyunca elektriksel iletkenlik ile amonyak giderim verimi
ilişkisi
NH3-N Giderimi
HRT
14
12
80
10
60
8
6
40
HRT (saat)
NH3-N Giderim Verimi (%)
100
4
20
2
0
0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Gün (2005)
Akı=36-39 LMH
Şekil 4.26. MBR işletimi boyunca HRT ile amonyak giderim verimi ilişkisi
Şekil 4.27 ve 4.28 MBR sisteminin işletimi boyunca nitrat azotu (NO3-N) ve nitrit
azotu (NO2-N) giderimlerini göstermektedir. MBR sisteminin işletimi süresince
89
yukarıdaki paragrafta da tartışıldığı gibi tam nitrifikasyon gerçekleşmiştir ve buna
bağlı olarak genellikle çıkış NO3-N konsantrasyonları girişdekilerden daha fazladır.
İşletilen sistemde anoksik tank ilavesiyle denitrifikasyon uygulanmamıştır. Üçüncü
aşamanın başlangıç bölümlerinde azaltılmış HRT’nin nitrifikasyona olumsuz
etkisinden dolayı giriş ve çıkış NO3-N konsantrasyonları birbirine yakın değerlerde
bulunmuştur. Ancak bu aşamada kararlı şartlara ulaşılmasıyla tam nitrifikasyon
tekrar gözlenip, çıkış NO3-N konsantrasyonları artmıştır. Tüm işletim boyunca giriş
ve çıkış NO2-N konsantrasyonları genellikle 1 mg/L’den azdır. Bu durum kısmi
nitrifikasyon yerine nitrata kadar tam nitrifikasyonun gerçekleştiğini göstermektedir.
Diğer bir deyimle hem amonyak hem de nitrit oksitleyici nitrifikasyon bakterileri
etkili olarak sistemde aktivite göstermişlerdir. Önceki kısımlarda tartışıldığı üzere, bu
aktivite işletim parametrelerinden etkilenmemiştir.
Giriş
Çıkış
NO3-N (mg/L)
100
10
1
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.27. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrat değerleri
90
19/8
Giriş
Çıkış
NO2-N (mg/L)
10
1
0.1
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.28. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrit değerleri
MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış toplam kjeldahl azotu (TKN) ve
toplam azot (TN) konsantrasyonları sırasıyla Şekil 4.29 ve 4.30’da gösterilmiştir.
Organik azot ve amonyak azotunun toplamı olan TKN’nin giderim verimleri üç
aşamada
da
%95–98
arasında
değişmiştir.
İşletim
boyunca
çıkış
TKN
konsantrasyonları genellikle 4 mg/L’den az olmuştur. Sonsuz SRT ve SRT 20 gün
çalışmalarında MBR sisteminde nitrifikasyonun tam gerçekleşmesi ile TKN giderimi
SRT’den bağımsız olarak üstün performans göstermiştir. TKN giderim veriminin
yüksek olması, hem partiküler hem de çözünmüş organik azotun sistemde etkili bir
şekilde amonifikasyonla amonyağa dönüştürüldüğünü müteakiben de nitrifikasyonla
nitrata oksitlendiğini göstermektedir. Ayrıca, hem amonifikasyon hem de
nitrifikasyon tüm işletim boyunca ortam şartlarından 3. aşamanın başlangıcı dışında
(azaltılmış
HRT)
denitrifikasyon
etkilenmemiştir.
prosesinin
MBR
sisteminin
uygulanmamasından
dolayı
işletimi
giriş
ve
aşamasında
çıkış
TN
konsantrasyonları beklendiği gibi nispeten birbirine yakın değerlerde bulunmuştur.
Ancak, Şekil 4.30’da görüleceği üzere, MBR’da ortalama olarak %29 TN giderimi
sağlanmıştır. Bunun sebepleri; 1) reaktör içerisinde aerobik biyokütlenin metabolik
91
faaliyetleri ve büyümesi için azot gerekmektedir, 2) reaktör tabanında oluşabilecek
anoksik bölgelerde denitrifikasyon kısmen meydana gelmiş olabilir.
Giriş
Çıkış
Toplam Kjeldahl Azotu (mg/L)
100
10
1
0.1
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.29. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam kjeldahl azotu
değerleri
Giriş
Çıkış
Toplam Azot (mg/L)
100.0
10.0
1.0
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.30. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam azot değerleri
92
19/8
Şekil 4.31’de MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış toplam fosfor (TP)
konsantrasyonları
gösterilmiştir.
Arıtılabilirlik
çalışmasında
TP
giderimi
hedeflenmemiştir. Şekilden de görüleceği üzere TP giderimi çok azdır ve 2 sebepden
kaynaklanmış olabilir: 1) ultrafiltrasyon membranı partiküler veya kolloidal fosforu
tutmaktadır, 2) reaktör içerisindeki aerobik biyokütle metabolik faaliyetleri ve
büyümesi için ortofosfata ihtiyaç duymaktadır. Tüm işletim boyunca çıkış TP
konsantrasyonları genellikle 5 mg/L’den az olmuştur.
Giriş
Çıkış
Toplam Fosofor (mg/L)
20
15
10
5
0
7.3
22.3
6.4
21.4
6.5
21.5
5.6
20.6
5.7
20.7
4.8
19.8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün(2005)
Şekil 4.31. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam fosfor değerleri
MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış bulanıklık değerleri Şekil 4.32’de
gösterilmiştir. Tüm işletim süresince ve uygulanan farklı işletim aşamalarında, giriş
bulanıklık değerlerinden bağımsız olarak, ortalama çıkış suyu bulanıklık değeri 0,08
NTU olmuştur. İşletim süresi boyunca çıkış suyunda maksimum ve minimum
bulanıklık değerleri sırasıyla 0,41 ve 0,02 NTU olarak tespit edilmiştir. Ancak, bir
kaç ölçüm dışında çıkış bulanıklık değerleri çoğunlukla 0.1 NTU’nun altında
olmuştur. MBR’larda mikro- ya da ultrafiltrasyon membranları kullanılmaktadır. Bu
çalışmada da nominal gözenek büyüklüğü yaklaşık 0.04 µm olan ultrafiltrasyon
membranı kullanılmıştır. Tıkanmalar neticesinde gözenek büyüklükleri daha da
93
küçülmektedir. Dolayısıyla, bulanıklık ve partiküler madde giderimi açısından
MBR’lar çok iyi performans göstermektedir. Yapılan çalışmada bu trend teyit
edilmiştir. MBR’ların konvansiyonel biyolojik arıtma proseslerine göre en önemli
avantajlarından bir tanesi de budur. Çünkü membran filtrasyonu sayesinde çamurun
çökelebilme, SRT, HRT, AKM ve bulanıklık gibi parametrelerden bağımsız olarak
çıkış suyunda çok düşük seviyelerde AKM ve bulanıklık elde edilebilmektedir.
Giriş
Çıkış
1000.00
Bulanıklık (NTU)
100.00
10.00
1.00
0.10
0.01
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.32. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış bulanıklık değerleri
MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış sularında elde edilen toplam
koliform, fekal koliform ve toplam organizma konsantrasyonları sırasıyla Şekil 4.33,
4.34 ve 4.35’de gösterilmiştir. Tüm işletim boyunca çok yüksek seviyede
mikroorganizma giderimi sağlanmıştır. Diğer bir deyimle, MBR sisteminde
ultrafiltrasyondan dolayı mükemmel bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmıştır. Tüm
işletim süresi boyunca çıkış suyunda maksimum, ortalama ve minimum fekal
koliform değerleri sırasıyla 140, 19 ve 2 cfu/100 ml olarak tespit edilmiştir. Toplam
koliform, fekal koliform ve toplam organizma için >6-log giderim tutarlı ve sürekli
olarak sağlanmıştır. Bu giderim miktarı atıksu arıtımı yapan MBR’larda tipik olarak
gözlenmektedir. MBR çıkış sularının direk zirai sulama amaçlı kullanımında
94
sulanacak vejetasyona göre klorlama gibi bir dezenfeksiyon işlemi ekstra bir önlem
olarak gerekebilir.
Giriş
Çıkış
1.E+11
Toplam Koliform (cfu/100 ml)
1.E+10
1.E+09
1.E+08
1.E+07
1.E+06
1.E+05
1.E+04
1.E+03
1.E+02
1.E+01
1.E+00
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.33. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam koliform değerleri
Giriş
Çıkış
1.E+11
Fekal Koliform (cfu/100 ml)
1.E+10
1.E+09
1.E+08
1.E+07
1.E+06
1.E+05
1.E+04
1.E+03
1.E+02
1.E+01
1.E+00
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.34. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış fekal koliform değerleri
95
Giriş
Çıkış
1.E+11
Toplam Organizma (cfu/100 ml)
1.E+10
1.E+09
1.E+08
1.E+07
1.E+06
1.E+05
1.E+04
1.E+03
1.E+02
1.E+01
1.E+00
7/3
22/3
6/4
21/4
6/5
21/5
5/6
20/6
5/7
20/7
4/8
19/8
SRT=20 gün
Çamur atılmadı
Akı=23-25 LMH
Akı=36-39 LMH
Gün (2005)
Şekil 4.35. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam organizma değerleri
Tez çalışmasının birinci fazı kapsamında MBR sisteminin 8 aylık işletimi boyunca
arıtılmış suda ölçülen bazı parametrelerin maksimum, minimum ve ortalama
değerlerinin MBR’ların tipik değerleri ile karşılaştırılması Çizelge 4.2’de verilmiştir.
Bu özetlenmiş veriler işletilen pilot ölçek MBR sisteminin arıtma performansının çok
iyi olduğunu ve tipik MBR performanslarıyla uyumlu olduğunu göstermektedir.
96
Çizelge 4.2. MBR sisteminin işletimi süresince elde edilen çıkış suyu kalite değerleri
Parametre
Biyokimyasal oksijen ihtiyacı
(BOİ5) (mg/L)
Kimyasal oksijen İhtiyacı (KOİ)
(mg/L)
Toplam askıda katı madde
(AKM) (mg/L)
MBR’lar için
tipik değerler
<2,0 mg/L
<10 mg/L
<1,0 mg/L
NH3-N (mg/L)
10,5-0,1
1,0
97-99
<1,0 mg/L
(nitrifiye eden
tesislerde)
TKN (mg/L)
3,6-0,1
1,7
95
--
Toplam azot (TN) (mg/L)*
48-18
34
29
Toplam fosfor (TP) (mg/L)*
5,0-0,6
3,4
29
Bulanıklık (NTU)
Toplam Koliform (cfu/100 mL)
Fekal Koliform (cfu/100 mL)
*
Çalışmada elde edilen
sonuçlar
Ortalama
Mak.-Min.
Giderilen
Ortalama
(%)
6-1
99
1,5
60-5
99
9,5
1,3-0,3
99,99
0,5
0,41-0,02
0,08
840-40
168
140-2
19
<10 mg/L (orta
sıcaklıktaki
iklimlerde ve
denitrifiye eden
tesislerde)
<0,1 mg/L
(biyolojik ya da
kimyasal olarak
alum katkısıyla)
99,99
<0,5 NTU
>6 Log
5-6 Log giderim
>6 Log
5-6 Log giderim
Referans
Adham vd.,
2001
Cicek vd.,
1998
Adham vd.,
2001
Cicek vd.,
1998
Adham vd.,
2001
Adham vd.,
2001
Adham vd.,
2001
Adham vd.,
2001
Adham vd.,
2001
Çalışma kapsamında MBR sistemi ile atıksu arıtımında nütriyent giderimi
hedeflenmemiştir. Denitrifikasyon ve anaerobik fosfor giderimi uygulanmamıştır.
MBR sisteminin işletildiği 8 ay boyunca giriş atıksuyu karakterleri aşırı salınımlar
göstermiştir. Kampüs atıksuları genel itibariyle evsel atıksu karakterinde olsa da yıl
boyunca ders/sınav/tatil zamanlarındaki öğrenci sayısındaki salınımlar, yağmur suyu
girişimleri ve mevsimsel etmenler nedeniyle debiler ve atıksu karakteri açılarından
çok değişkendir. Özellikle öğrencilerin banyo saatlerinde, yurtların temizlendiği
saatlerde atıksu debisi yüksek iken seyrelme sonucu kirlilik yükleri azalmaktadır. Bu
salınımlara ve özellikle 1. aşamadaki çok düşük atıksu sıcaklıkları (6οC) ve giriş
suyundaki ani tuzluluk artışlarına rağmen, biyolojik aktivite ve genel olarak MBR
sistemi tüm işletim boyunca çok yüksek arıtma performansı sergilemiştir. Arıtma
performansı F/M (substrat/biyokütle oranı), organik yükleme hızı, spesifik substrat
giderim hızı ve çözünmüş oksijen gibi diğer parametrelerdeki salınımlardan da
97
olumsuz etkilenmemiştir. Tüm işletim periyodu boyunca F/M, organik yükleme hızı
ve spesifik substrat giderim hızı değerleri sırasıyla 0,04-0,3 kg BOİ5/kg MLSS-gün,
0,25-0,88 kg BOİ5/m3-gün ve 0,039-0,298 mg BOİ5 giderilen/mg MLSS-gün
aralığında bulunmuştur. Üç işletim aşamasında da elde edilen yüksek çıkış suyu
kalitesi, arıtma veriminin test edilen SRT, hidrolik bekleme süresi (HRT), MLSS
konsantrasyonları ve işletim akılarından bağımsız olduğunu göstermiştir. Ayrıca, tüm
işletim boyunca, AKM ve bulanıklık giderimi farklı MLSS konsantrasyonları ve
çamurun çökelebilme özelliğindeki (SVI) değişimlerden etkilenmemiştir. İşletimdeki
tüm salınımlara rağmen nitrifikasyon sürekli ve tutarlı olarak sağlanmıştır. Organik
karbon ve amonyak giderimleri sağlayan aerobik biyolojik aktivitenin bu başarılı
performansı, MBR’larda oluşan geniş spektrumdaki ve özelleşmiş biyokütlenin
varlığını göstermektedir. Katı sıvı ayrımının ultrafiltrasyon ile gerçekleştiği MBR’da
toplam koliform, fekal koliform ve toplam organizma için >6-log giderim tutarlı ve
sürekli olmuş, diğer bir deyimle mükemmel bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmıştır.
Tüm işletim boyunca çıkış suyundaki bazı kalite parametrelerinin ortalama değerleri;
bulanıklık: 0,08 NTU, AKM: 0,5 mg/L, BOİ5: 1,5 mg/L, KOİ: 9,5 mg/L, NH3-N: 1,0
mg/L, fekal koliform: 19 cfu/100 mL, toplam koliform: 168 cfu/100 mL olarak
bulunmuştur.
Normal ve yüksek akı aşamalarında ölçülen transmembran basınç (TMP) değerleri
sırasıyla 90-172 ve 170-317 milibar aralığındadır ve bu değerler 8 aylık işletim
boyunca membranlarda geri dönüşümsüz tıkanma oluşmadığını göstermektedir.
Ayrıca, normal akıda 6 aylık işletim süresince, permeyt ile rutin geri yıkama (9
dakika 45 saniye permeyt üretimini müteakip 15 saniye geri yıkama) dışında
kimyasal membran temizliğine ihtiyaç duyulmamıştır. Öte yandan, 2 ay boyunca 39
L/m2-saat gibi çok yüksek akı işletiminde bile, 2 defa kimyasal temizlik yapılmıştır.
Kimyasal temizlikte, 250 mg/L klor dozlanan permeyt ile MBR tankı boşaltılmadan
5 dakika süre ile membranlar geri yıkanmıştır. Biyolojik oksidasyon için reaktörde
yeterli çözünmüş oksijeni sağlamak (2-4 mg/L) ve membran yüzeylerindeki kek
tabakalarını sıyırmak için havalandırma (0,85-3,4 m3/saat aralığında) sürekli olarak
yapılmıştır.
98
Genel itibariyle, 8 aylık pilot ölçek MBR işletimi, tıkanma ve permeabilite azalması
gibi işletim zorlukları ile karşılaşılmadan, giriş atıksuyu karakterlerindeki aşırı
salınımlara rağmen, MBR prosesi ile sorunsuz bir şekilde çok yüksek kalitede
arıtılmış su elde edilebileceğini göstermiştir. Birinci faz arıtılabilirlik çalışmalarının
sonuçları ve elde edilen veriler, gelecekte kampüste kurulabilecek MBR arıtma tesisi
ve arıtılmış atıksuların kampüs alanında sulama amaçlı geri kullanılması için temel
teşkil edecektir.
4.2.
Çeşitli Biyokütle ve İşletim Şartlarında İşletilen Batık MBR Sisteminde
Membran Tıkanmalarının Belirlenmesi
MBR’larda tıkanma membran yüzeyinde ve/veya gözenekler (porlar) içinde
oluşabilir. Kek tabakası veya jel halinde membran yüzeylerinde genellikle
partiküllerin oluşturduğu geri dönüşümlü tıkanma hava ile sıyırma ve/veya geri
yıkama ile kolayca giderilebilir. Ancak çözünmüş maddeler ve kolloidlerin
adsorpsiyonu ile porların iç kısmında oluşan geri dönüşümsüz tıkanma oldukça
problemlidir ve sadece kimyasal temizleme ile giderilebilmektedir (Chang vd., 2002;
Le Clech vd, 2003a,b; Germain vd, 2005; Le Clech vd., 2006). Membran
tıkanmalarına direk etki eden 3 ana faktör; biyokütle karakteri, işletim şartları ve
membran fizikokimyasal karakteridir. Tıkanmaya etki eden önemli biyokütle
parametreleri, MLSS konsantrasyonu, partikül boyut dağılımı, SMP, EPS, viskozite
olarak özetlenebilir. İşletim parametreleri ise, çapraz akış hızı, havalandırma hızı,
hidrolik bekleme süresi, çamur yaşı, işletim akısı, kritik akı, ön arıtma, geri yıkama
ve
kimyasal
temizleme
tür
ve
sıklığıdır.
Membran
karakteri
açısından
değerlendirildiğinde gözenek boyutları, porozite, yüzey enerjisi, elektriksel yük,
hidrofilik/hidrofobik özellikler tıkanmaya etki eden temel parametrelerdir. Tüm bu
parametreler ve aralarındaki potansiyel etkileşimler bir bütün olarak dikkate
alındığında, membran tıkanma olayının ne kadar kompleks ve tahmini zor olduğu
ortadadır. (Hodgson ve Fane, 1992; Defrance ve Jaffrin, 1999; Madaeni vd., 1999;
Bouhabila vd., 2001; Chang vd., 2002; Judd, 2004, 2006; Le Clech vd, 2006).
99
Doktora çalışması ikinci fazının ana amacı değişken karakterli evsel atıksuların
arıtımını yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde çeşitli biyokütle karakterleri
(MLSS, MLVSS, EPS, SMP, partikül boyutu dağılımı) ve işletim şartlarında
(havalandırma hızı, işletim akısı) tıkanma eğilimlerinin ve kritik akıların tayin
edilmesidir. Sistem 8 ay boyunca aerobik şartlar altında nitrifikasyon ve karbon
giderimini sağlamak için evsel atıksu ile beslenerek işletilmiştir. Kritik akı ve
tıkanmalar deneysel olarak kademeli akı metoduyla tespit edilmiştir (Field vd., 1995;
Le-Clech vd., 2003a,b). Tıkanma davranışları 5 farklı MLSS konsantrasyonunda
(4600, 6600, 8600, 10100 ve 12600 mg/L) ve her bir MLSS konsantrasyonu için 4
farklı havalandırma hızında (UG; 0,067-0,101-0,201 ve 0,250 m/s) incelenmiştir. Her
MLSS konsantrasyonu için belirlenen biyokütle karakteristikleri; MLVSS, partikül
boyut dağılımı ve ortalama partikül boyutu, SMP ve EPS in protein (SMPp, EPSp) ve
karbonhidrat (SMPc, EPSc) fraksiyon konsantrasyonları parametreleridir.
Çalışmada pilot-ölçek MBR sistemi olarak ZW-10 (ZW®-10, Zenon Env. Inc., GE
Water & Process Technologies) ünitesi kullanılmıştır. Batık sistem, gözenekli fiber
membran modülüne (0,9 m2 aktif membran alanı, 0,04 µm nominal por büyüklüğü)
sahip MBR ünitesi sürekli akışlı besleme ile çalıştırılmış, aerobik biyolojik
oksidasyon, nitrifikasyon ve ultrafiltrasyon kademeleri tek proses tankı içinde
gerçekleştirilmiş, temiz su çıkışı (permeyt) direk vakum uygulanarak proses
tankından sağlanmıştır. MBR sistemi SDÜ kampüsünde bulunan kanalizasyondan
alınan filtrelenmiş (1 mm) ham evsel atıksu ile beslenmiştir. Debi ölçer ve kontrol
vanası bulunan hava pompası (maksimum akış 119 L/dakika) biyokimyasal
oksidasyon için gerekli oksijeni sağlamak için kullanılmıştır. Ayrıca sisteme verilen
hava membran yüzeylerinde oluşan kek tabakasının sıyrılarak uzaklaştırılmasını
sağlamaktadır. Hava pompası üzerinde bulunan debi ölçer ve kontrol vanası
sayesinde deneylerde kullanılan UG parametresi istenilen değerlere ayarlanmıştır.
MBR sisteminin işletimi, sistem üzerindeki kontrol panosu kullanılarak yarı otomatik
olarak yapılmıştır.
Tıkanma deneylerinin ilk aşaması 4600 mg/L MLSS konsantrasyonunda ve 4 farklı
UG değerinde gerçekleştirilmiştir. Daha yüksek MLSS seviyelerine sürekli MBR
100
işletimi ve sonsuz çamur yaşı (çamur atmaksızın) sayesinde ulaşılmıştır. MBR
ünitesi hedef permeyt akısı olan 20-23 L/m2-saat değerinde işletilmiştir ve HRT
değeri 11 saattir. Her MLSS seviyesi için tıkanma deneyleri yapılmadan önce MLSS
konsantrasyonunun stabil (kararlı) hale gelip gelmediğini belirlemek için en az bir
hafta süresince MLSS konsantrasyonları izlenmiştir. Bu izleme dönemi süresince
MLSS konsantrasyonunda meydana gelen değişimler genellikle <%±6 dir.
Çalışmada belirtilen MLSS konsantrasyonları bu periyotlar süresince yapılan
ölçümlerin ortalama değerleri olarak verilmiştir. Diğer taraftan bir sonraki MLSS
seviyesine ulaşmak için MBR sistemi sürekli olarak ortalama 2 ay işletilmiştir.
Tıkanma testleri yapılırken her MLSS seviyesinde MBR sisteminde yeni bir
membran kullanılması yerine mevcut membran modülü hiç değiştirilmeden sürekli
olarak işletilmiştir. Böylelikle altı ayın üzerindeki bir sürede işletimle tam ölçekli
MBR sistemi, gerçek performans ve tıkanma durumlarının belirlenmesi için simüle
edilmeye çalışılmıştır. Ancak membran modülünün hiç değiştirilmemesinin yüksek
MLSS seviyelerindeki (10100 ve 12600 mg/L) tıkanmalara fazladan bir etkisi
olmuştur. Tıkanma deneyleri haricinde MBR sisteminin sürekli işletimi süresince
rutin geri yıkama periyodu (her 9 dakika 45 saniye permeyt üretiminin ardından 15
saniye geri yıkama) uygulanmıştır. Rutin geri yıkama 600 ml/dakika (geri yıkama
akısı:39 L/m2-saat) debisinde uygulanmıştır. Normal işletim süresince günde iki kez
TMP ölçümleri gerçekleştirilip kimyasal temizlemeye gerek olmadığına karar
verilmiştir. Normal işletim şartları boyunca üretici tarafından önerilen TMP basıncı
551-620 mbar (≈0.5-0.6 bar) değerlerinden düşük olmuştur.
Kritik akı ve tıkanmalar her MLSS konsantrasyonunda ve her bir UG değerinde
deneysel olarak kademeli akı metoduyla tespit edilmiştir (Field vd., 1995; Le-Clech
vd., 2003a,b). Bu metotta, 15’er dakikalık her kademe işletiminde, 5 L/m2-saat
permeyt akısından başlayarak 5’er L/m2-saat akı artırımıyla 50 L/m2-saat akı
değerine kadar kademe kademe işletim yapılmıştır. Her kademe sonunda, geri
dönüşümlü tıkanmanın müteakip kademeye yansımaması için 60 saniye süreyle geri
yıkama uygulanmıştır. Her akı kademesinde başlangıç TMP artışı, TMP artış hızı (ya
da tıkanma hızı, 0-15 dakika arası), ortalama TMP (Port), permeabilite (K) ve toplam
direnç (Rt) (seri direnç modeli kullanılarak) ölçülmüştür ve/veya hesaplanmıştır. Son
101
kademe olan 50 L/m2-saat akı değerinden sonra kademeler tersine doğru (50 L/m2saat akıdan 5 L/m2-saat akıya doğru) yine aynı akı adımlarıyla ve geri yıkama
protokolüyle tekrar edilmiştir. Bu işlemin amacı, çıkış ve iniş kademelerinde aynı
akıda ölçülen TMP değerlerini karşılaştırarak, yapılan test süresi boyunca geri
dönüşümsüz tıkanmanın olup olmadığını tayin etmektir. Bu çalışmada, her kademe
akı testi için, kritik akı (Jc) sayısal olarak K<0,9K1 durumun veren ilk çıkış akısı ya
da tersine K>0,9K1 durumunu sağlayan en sonki çıkış akısı olarak kabul edilmiştir
(K1=1. kademenin permeabilite değeri) (Le Clech vd., 2003a). Temiz membran
direncini (Rm) ve temiz su permeabilitesini belirlemek için yeni membran modülü ile
çeşme suyunda kademeli akı metodu kullanılarak test yapılmıştır. Modül
havalandırma hızı; membran lumeninde fiberler arasında oluşan boşlukların yatay
kesit alanından geçen sıyırıcı hava hızı (m/s) olarak tanımlanır ve hava debisinin
(m3/s) boşluk alanına (m2) bölünmesi ile elde edilmiştir. Biyoreaktördeki su sıcaklığı
15-17 oC arasında sabit tutulmuştur. Böylece tüm testler süresince tıkanma ölçümleri
ve permeyt akısı üzerindeki viskozitenin etkisi elimine edilmeye çalışılmıştır.
Tüm MLSS konsantrasyonları için belirlenen biyokütle karakteristikleri Çizelge
4.3’de özetlenmiştir. MLSS konsantrasyonunun 4600 den 12600 mg/L ye artmasıyla
MLVSS/MLSS oranında çok az bir düşüş gözlenmiştir. MLVSS/MLSS oranındaki
bu düşüş minimum seviyededir (0,91 den 0,81’e kadar). Bu sonuçlar geniş aralıktaki
MLSS (4600 den 12600 mg/L’ye kadar) seviyeleri için partiküllerin büyük bir
çoğunluğunun organik yapıda olduğunu göstermiştir. Tüm MLSS seviyelerinde EPSc,
EPSp, SMPc ve SMPp konsantrasyon aralıkları sırasıyla 31,6-43,6, 18,0-21,8, 3,2-3,6
ve 0,2-0,5 mg/g VSS dir. Toplam EPS (EPST) ve SMP (SMPT) konsantrasyon
aralıkları sırasıyla 49,6-65,4 ve 3,4-4,1 mg/g VSS dir. Tüm MLSS seviyeleri için
karbonhidrat fraksiyon konsantrasyonları sürekli olarak hem EPS hem de SMP deki
protein fraksiyonlarından daha yüksektir. Dahası EPSc konsantrasyonları sürekli
olarak SMPc’ den daha yüksektir. Benzer olarak EPSp konsantrasyonları SMPp den
daha
yüksektir.
Sonuçta,
toplam
EPS
konsantrasyonları
genellikle
SMP
konsantrasyonlarından daha yüksektir. Genel bir trend olarak EPS ve SMP’nin
protein
ve
karbonhidrat
fraksiyonlarının
konsantrasyonları
MLSS
konsantrasyonlarının artışı ile artmıştır. Artışa bakıldığında EPS fraksiyonlarının
102
daha baskın olduğu görülmüştür. Örneğin, MLSS konsantrasyonu 4600 den 12600
mg/L’ye çıkarken toplam EPS konsantrasyonu 49,6 dan 65,4 mg/g VSS’e çıkmıştır.
MLSS-EPST (R2=0,99), MLSS-EPSc (R2=0,99), MLSS-EPSp (R2=0,96), MLSSSMPT (R2=0,96), MLSS-SMPc (R2=0,95) ve MLSS-SMPp (R2=0,81) aralarında
güçlü bir doğrusal korelasyon bulunmuştur. Bu sonuçlar MBR sistemlerinde
biyokütlenin atılmaması ile MLSS seviyelerindeki artışı (sonsuz çamur yaşı şartları),
ve dolayısıyla artan biyokütle miktarı ile her gram VSS başına EPS ve SMP salgı
üretimindeki artışı göstermiştir. MBR sürekli olarak evsel atıksu ile beslenirken F/M
oranı aerobik koşullarda MLSS seviyelerinin artmasıyla azalmıştır. Biyolojik olarak
parçalanabilir
organik
besin
maddesinin
(substrat)
azalmasından
dolayı
mikroorganizmaların stres şartlarda kalması, içsel solunumun başlaması ve yeni
mikroorganizma üremesinin azalması ile biyokütle içerisinde EPS salgılanması
artmıştır. Çalışmamıza benzer olarak Nagaoka ve Nemoto (2005) MLSS
konsantrasyonunun 4 den 14 g/L’ye artmasıyla EPS konsantrasyonunda sabit bir artış
olduğunu belirtmişlerdir. Zhang vd., (2006) MBR daki içsel solunum şartlarının
EPSc konsantrasyonlarını arttırdığını belirtmişlerdir. MBR çamurlarındaki EPS’in
miktar ve karakteristikleri substrat kompozisyonu, yükleme hızı, havalandırma ve en
önemlisi de SRT gibi birçok parametreden etkilenir (Hernandez vd., 2005; Le Clech
vd., 2006). Lee vd., (2003) SRT’nin artmasıyla EPSc konsantrasyonunun stabil halde
kalırken EPSp konsantrasyonunun da arttığını bulmuştur.
Çizelge 4.3. Tüm MLSS seviyelerindeki biyokütle karakteristikleri
Deney No
1
2
3
4
5
4600
6600
8600
10100
12600
MLSS (mg/L)
4200
6000
7700
8900
10950
MLVSS (mg/L)
0,91
0,91
0,89
0,88
0,87
MLVSS/MLSS
18,0
19,4
20,1
21,3
21,8
EPSp1 (mg/g VSS)
2
31,6
34,8
38,1
40,5
43,6
EPSc (mg/g VSS)
49,6
54,2
58,2
61,8
65,4
EPST3 (mg/g VSS)
0,2
0,2
0,2
0,3
0,5
SMPp1 (mg/g VSS)
2
3,2
3,3
3,4
3,4
3,6
SMPc (mg/g VSS)
3,4
3,5
3,6
3,7
4,1
SMPT3 (mg/g VSS)
Ortalama Partikül
4
37,8
28,4
29,6
NA
26,7
boyutu (µm)
1
2
3
Protein fraksiyonu. Karbonhidrat fraksiyonu. Protein ve karbonhidrat fraksiyonlarının
toplamı. 4 Ölçülmedi. Çizelgedeki değerler 3 ölçümün ortalamasıdır.
103
Tüm MLSS seviyeleri için ortalama partikül boyutu 26,7-37,8 µm aralığındadır.
Genel bir trend olarak MLSS konsantrasyonu artarken ortalama partikül boyutunun
küçüldüğü bulunmuştur. Her bir MLSS konsantrasyonundaki partikül boyut dağılımı
Şekil 4. 36’da gösterilmiştir. MLSS konsantrasyonu arttıkça biyokütlenin daha küçük
partiküllerden oluştuğu gözlenmiştir. Örneğin 4600 mg/L MLSS konsantrasyonunda
120 µm den büyük partiküller bulunurken yüksek MLSS konsantrasyonlarındaki tüm
partiküller bu değerden daha küçüktür. Bae ve Tak (2005) MBR çamurlarında
partikül boyutlarını kısmen karakterize etmişlerdir ve bu partiküllerin büyüklüğünün
10 ila 40 µm arasında ve ortalama partikül büyüklüğünün de 25 µm olduğunu rapor
etmişlerdir. Bae ve Tak (2005) MBR çamurlarından elde edilen partikül büyüklüğü
dağılımının genellikle konvansiyonel aktif çamurlara göre daha düşük olduğunu
belirtmişlerdir. Defrance ve Jaffrin (1999) MLSS konsantrasyonunun 3,5 dan 10
g/L’ye artmasıyla ortalama partikül büyüklüğünün 200 den 50 μm’ye düştüğünü
belirtmişlerdir. Ancak MBR çamurlarındaki partikül boyut dağılımları geniş
aralıktadır ve bir çalışmadan diğer bir çalışmaya farklı aralıklarda gözlenebilirler (Le
Clech vd., 2006). Ortalama partikül büyüklüğü ve EPS, SMP’nin protein veya
karbonhidrat fraksiyonları arasında güçlü bir korelasyon bulunmamıştır.
8
7
6
MLSS=4600 mg/L
MLSS=6600 mg/L
Hacim (%)
MLSS=8600 mg/L
5
MLSS=12600 mg/L
4
3
2
1
0
0,01
0,10
1,00
10,00
100,00
1000,00
Partikül boyutu (μm)
Şekil 4.36. Partikül boyutu dağılımına MLSS konsantrasyonlarının etkisi
104
10000,00
EPS ve SMP’nin karbonhidrat fraksiyonu protein fraksiyonundan daha fazla tıkama
özelliğine sahiptir. Sabit havalandırma hızında (UG: 0,101 m/s) SMPc ve JC
(R2=0,93) arasında, EPSc and JC (R2=0.82) arasında güçlü ters bir doğrusal
korelasyon bulunmuştur. Örneğin 31,6 mg/g VSS EPSc konsantrasyonunda
belirlenen kritik akı 30 L/m2-saat iken EPSc konsantrasyonu 43.6 mg/g VSS (yüksek
MLSS seviyesi) değerine arttığında akı 10 L/m2-saat değerine düşmüştür (Şekil 4.37).
Aynı zamanda da sabit havalandırma hızında (UG: 0,101 m/s) EPSc ile tıkanma hızı
(dP/dt) (R2=0.87) ve SMPc ile dP/dt (R2=0.94) arasında da güçlü doğrusal korelasyon
olduğu bulunmuştur. Kritik akı ve tıkanma hızı için de benzer trendler görülmüştür.
EPSc ile permeabilite (K) (R2=0.89) ve SMPc ile K (R2=0,96) arasında da ters bir
doğrusal korelasyon bulunmuştur.
35
Kritik akı (L/m 2-saat)
30
2
R = 0,82
25
20
15
10
5
0
25
27
29
31
33
35
37
39
41
43
45
EPSC (mg/g VSS)
Şekil 4.37. EPS karbonhidrat konsantrasyonunun kritik akıya etkisi (UG=0,101 m/s)
Mikroorganizmaların çevrelerine salgıladıkları EPS’ler membran yüzeyi üzerinde
biyofilm oluşumunda aktif rol oynarlar (Le Clech vd., 2006; Yun vd., 2006). Bu
yüzden artan EPS konsantrasyonları membran yüzeyinde biyofilmin atmasına ve
daha fazla tıkanmaya sebep olurlar. Değişik doğaları ve heterojen yapıları ile EPS’ler
mikrobiyal hücrelerin içerisine yerleşmiş yüksek hidratlı jel matriksi oluşturabilir. Bu
105
yüzden membran proseslerinde permeyt akışını engelleyen biyofilm bariyerini
oluşturan önemli bir parametredir (Le Clech vd., 2006). EPS’lerin biyokütle
içerisindeki konsantrasyonunun artışı biyolojik arıtma verimini de iyileştirmektedir
(Rosenberger ve Kraume, 2002; Drews vd., 2006).
Şekil 4.38 membran basıncı (ortalama TMP cinsinden) ve akı arasındaki ilişkilere
havalandırma hızlarının etkisini göstermektedir. MLSS konsantrasyonu 4600 mg/L
iken yaklaşık 25 L/m2-saat akı değerine kadar, akı ve ortalama TMP arasındaki
doğrusal ilişki devam etmekte, diğer bir deyimle permeabilite (akı/Port) sabit
kalmaktadır. Bu sabit permeabilite durumu tüm havalandırma hızlarından
bağımsızdır. Dolayısıyla, 25 L/m2-saat akı değerine kadar tıkanmanın önemsiz
olduğu ve tüm havalandırma hızlarının kek tabakasını yeterli derecede sıyırdığı tespit
edilmiştir. Atıksular için yüksek sayılabilecek 25 L/m2-saat akı değerinde bile 0,067
m/s gibi nispeten düşük havalandırma hızlarının tıkanmalar açısından yeterli olması
havalandırma ekipmanı ve işletim maliyetleri açısından avantajlıdır. Ancak, tüm
havalandırma hızları için, bu akı değerinden sonra doğrusal ilişki eğiminin
(permeabilite) azaldığı, tıkanmaların başladığı gözlenmiştir. 4600 ve 6600 mg/L
MLSS konsantrasyonlarında havalandırma hızı, tıkanmanın kontrolünde çok iyi bir
etki gösterirken (örneğin; tıkanma hızının azalması, kritik akının ve permeabilite
değerlerinin artması) MLSS seviyelerinin artmasıyla bu etkinin derecesi önemli
ölçüde azalmıştır. Örneğin 12600 mg/L MLSS konsantrasyonunda hesaplanan kritik
akı test edilen tüm havalandırma hızlarından bağımsız olarak 10 L/m2-saat’de sabittir
(Şekil 4.39). Diğer taraftan 4600 mg/L MLSS konsantrasyonunda havalandırma hızı
artarken kritik akı 25 den 40 L/m2-saat’e artmıştır. Uygulanan kademeli akı testinde
akı artırım frekansı 5 olarak seçildiği için kritik akı tayininde hassasiyet de otomatik
olarak 5 L/m2-saat’dir.
106
Akı (L/m2-saat)
55
50
0,067 m/s
45
0,101 m/s
40
0,201 m/s
35
0,250 m/s
30
25
20
15
10
5
0
0
100
200
300
400
500
600
Port (mbar)
Şekil 4.38. Membran basıncı (ortalama TMP cinsinden) ve akı ilişkilerine
havalandırma hızının etkisi (MLSS: 4600 mg/L)
4600 mg/L MLSS
8600 mg/L MLSS
12600 mg/L MLSS
50
6600 mg/L MLSS
10100 mg/L MLSS
45
Kritik akı (L/m 2-saat)
40
35
30
25
20
15
10
5
0
0,067
0,101
0,201
0,250
UG (m/s)
Şekil 4.39. Kritik akıya MLSS konsantrasyonlarının ve havalandırma hızlarının etkisi
107
En düşük havalandırma hızında bile 4600-8600 mg/L MLSS konsantrasyonlarında ve
25 L/m2-saat akıda TMP nin artış hızı 2,8 mbar/dakika’dan daha düşüktür (Şekil
4.40). Diğer taraftan 0,067 ve 0,101 m/s havalandırma hızlarında 20-25 L/m2-saat
üzerindeki akı değerlerinde TMP nin artış hızı eksponansiyeldir. Maksimum TMP
artış hızı (12,4 mbar/dakika): 12600 mg/L MLSS, 35 L/m2saat akı ve 0,067m/s
havalandırma hızı değerlerinde gözlenmiştir. Sonuç olarak MBR sisteminin işletim
akısı kritik akı değerinden küçük ise akının tıkanma hızına etkisi küçüktür ve bu
trend MLSS konsantrasyonundan bağımsızdır. Test edilen tüm akı değerlerinde ve
havalandırma hızlarında TMP artış hızının genellikle artan MLSS konsantrasyonları
ile arttığı bulunmuştur. Ayrıca her MLSS konsantrasyonunda ve her havalandırma
hızında kademe akı değeri arttıkça tıkanma hızının arttığı bulunmuştur.
10
9
8
7
6
dP/dt
5
(mbar/dakika) 4
3
2
1
0
12600
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
10100
2
Akı (L/m -saat)
8600
6600
MLSS (mg/L)
4600
Şekil 4.40. Tıkanma hızına akı ve MLSS konsantrasyonlarının etkisi (UG:0,067 m/s)
Kademeli akı testleri süresince MLSS konsantrasyonunun permeabiliteye olan etkisi
Şekil 4.41’de gösterilmiştir. 20 L/m2-saat akı değerinde MLSS 4600 den 12600
mg/L’ye artarken permeabilite 120 den 57 L/m2-saat-bar değerine düşmüştür. MLSS
konsantrasyonu ile permeabilite değerleri arasında güçlü ters bir doğrusal korelasyon
bulunmuştur (R2=0,91). Le Clech vd., (2006) MLSS konsantrasyonunun sıklıkla ilk
108
bakışta tıkanmanın ana nedeni olarak görülmesine rağmen bu parametrenin
MBR’ların tıkanması ile ilişkisinin oldukça kompleks olduğunu belirtmişlerdir.
MLSS parametresinin membran tıkanması üzerine etkisi ile ilgili çok sayıda
tartışmalı sonuç literatürde mevcuttur. Ancak daha önce de tartışıldığı gibi yüksek
MLSS seviyelerinde daha küçük partikül boyutları mevcuttur ve özellikle EPS ve
SMP’nin karbonhidrat fraksiyon konsantrasyonları yüksektir. Bu faktörlerin hepsi
artan MLSS konsantrasyonları ile birlikte tıkanma derecesini arttırmış ve kritik akı
değerlerini azaltmıştır.
140
120
K (L/m 2-saat-bar)
100
2
R = 0,91
80
60
40
20
0
4000
5000
6000
7000
8000
9000
10000
11000
12000
13000
14000
MLSS (mg/L)
Şekil 4.41. Kademeli akı testleri süresince MLSS konsantrasyonlarının
permeabiliteye etkileri (Kademe akısı=20 L/m2-saat, UG=0,101 m/s)
MBR sisteminin farklı MLSS konsantrasyonlarındaki biyokütle karakterizasyonu
hem EPS hem de SMP nin karbonhidrat fraksiyonu konsantrasyonlarının protein
fraksiyon konsantrasyonlarından daha yüksek olduğunu göstermiştir. Toplam EPS
konsantrasyonu genellikle SMP konsantrasyonundan daha yüksektir. EPS ve SMP
nin hem protein hem de karbonhidrat fraksiyon konsantrasyonları MLSS
konsantrasyonlarının artışıyla artmıştır. Diğer taraftan MLSS konsantrasyonlarının
artmasıyla partikül boyutu dağılımı ve ortalama partikül boyutu daha da küçülmüştür.
EPS ve SMP nin karbonhidrat fraksiyonlarının protein fraksiyonlarından daha fazla
109
tıkamaya sebep olduğu görülmüştür. Tüm MLSS seviyelerinde artan havalandırma
hızları tıkanma kontrolünde pozitif bir etki sergilemiştir; ancak artan MLSS
seviyelerinde etki derecesi azalmıştır. MBR sisteminin işletim akısı kritik akı
değerinden küçük ise akının tıkanma hızına etkisi küçüktür ve bu trend MLSS
konsantrasyonundan bağımsızdır. Test edilen tüm akı değerlerinde ve havalandırma
hızlarında TMP artış hızının genellikle artan MLSS konsantrasyonları ile arttığı
bulunmuştur. Artan MLSS konsantrasyonu permeabilite değerlerini önemli oranda
düşürmüştür. Sonuç olarak işletim akısı değeri kritik akı değerinin üzerinde olması
durumu, MLSS ve EPS in hem protein hem de karbonhidrat konsantrasyonlarının
hepsi birlikte membran tıkanmasını arttırır.
4.3.
Membran
Biyoreaktörlerde
Çeşitli
Geri
Yıkama
Senaryolarının
Membran Tıkanması Üzerine Etkileri
MBR uygulamalarındaki potansiyel temel işletim sorunu aktif çamurun filtrasyonu
sırasında meydana gelen membran tıkanmalarıdır. Tıkanmanın oluşması ile birlikte
arıtılmış çıkış suyu debisi ve işletme akısı azalmakta ve dolayısıyla sabit akı eldesi
için uygulanması gereken transmembran basıncı (TMP) artmaktadır. Tıkanmaların
azaltılması ve prosesin etkin çalışmasının sürdürülebilmesi için rutin geri yıkamalara
ve membranların kimyasal temizlenmesine ihtiyaç duyulabilmektedir. Geri
yıkamalar ve çeşitli membran temizleme şartları işletme ve bakım maliyetlerini
artırmaktadır (Cicek vd., 1998; Gander vd., 2000). Dolayısıyla atıksu ve proje
spesifik bazda optimum geri yıkama ve temizleme şartlarının tayin edilmesi işletim
kolaylığı ve işletme maliyetlerinin azaltılması bağlamında önemlidir.
MBR’larda işletme akısı, membran konfigürasyonu ve yüzey alanı gibi dizayn
parametrelerinin yanısıra membranların kimyasal temizleme ve geri yıkama sıklığını
içeren işletme koşulları da membran tıkanmasının minimize edilmesinde önemlidir
(Psoch ve Schiewer, 2005; Le Clech vd., 2006). Geri yıkama ile por yüzeylerine
tutunarak oluşan geri dönüşümlü tıkanmanın büyük bir kısmını başarılı bir şekilde
uzaklaştırılmaktadır ve membran yüzeyine gevşek şekilde tutunan jelimsi kek
tabakası da kısmen membran yüzeyinden uzaklaştırılabilmektedir (Le Clech vd.,
110
2006). Ayrıca batık tip MBR’larda organik maddelerin oksidasyonu için verilen hava
membran yüzeylerinde biriken jelimsi kek tabakasını sıyırarak uzaklaştırabilmektedir.
Geri yıkama kullanılarak membran gözenek tıkanmasının temizlenmesinin filtre
kekine göre daha zor olduğu bilinmektedir (Lee vd., 2001). Benzer olarak, gözenek
tıkanması geri yıkama ile tamamen giderilemez ve gözenek içerisinde kalan
çözünmüş maddeler geri dönüşümsüz tıkanmaya katkıda bulunabilir. Geri yıkama
süresi ve sıklığı arttığında daha fazla tıkanmanın uzaklaştırılması beklenmesine
rağmen, enerji ve permeyt (çıkış suyu) tüketimleri için geri yıkama optimizasyonu
gereklidir (Le Clech vd., 2006).
Her özel uygulamada, esas olarak biyokütle karakteristikleri, işletme durumları,
membran fizikokimyasal karakteristikleri ve yukarıda tartışıldığı gibi tıkanma tipleri
arasında kompleks etkileşimler olduğundan, tıkanmayı kontrol etmek için geri
yıkama koşullarını optimize etmek gereklidir. MBR tesislerinde kimyasal temizleme
ve geri yıkama optimizasyonu, sadece verimli bir filtrasyon (permeyt üretimi)
açısından değil, bununla birlikte geri yıkama için permeytin kullanımından ve geri
yıkama boyunca filtrasyonun durdurulması bakımından da önemlidir (örneğin net
permeyt üretimi). Buna ek olarak, filtrasyon ve geri yıkama modunun çok sık
değiştirilmesi, membranların ve mekanik ekipmanın (örneğin pompaların) vaktinden
önce zarar görmesine sebep olabilir. Bu bağlamda doktora çalışmasının üçüncü
fazının ana amacı değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot-ölçek
batık MBR sisteminde farklı geri yıkama şartlarının/ senaryolarının membran
tıkanmalarına olan etkilerinin tayini ve optimum geri yıkama senaryosunun
belirlenmesidir.
Çalışmada pilot-ölçek MBR sistemi olarak ZW-10 (ZW®-10, Zenon Env. Inc., GE
Water & Process Technologies) ünitesi kullanılmıştır. Batık sistem, gözenekli fiber
membran modülüne (0,9 m2 aktif membran alanı, 0,04 µm nominal por büyüklüğü)
sahip MBR ünitesi sürekli akışlı besleme ile çalıştırılmış, aerobik biyolojik
oksidasyon, nitrifikasyon ve ultrafiltrasyon kademeleri tek proses tankı içinde
gerçekleştirilmiş, temiz su çıkışı (permeyt) direk vakum uygulanarak proses
tankından sağlanmıştır.
111
Toplam olarak yedi farklı geri yıkama senaryosunun, tıkanma kontrolü üzerindeki
etkilerini araştırmak üzere testler yapılmıştır. Tüm deneysel çalışmaları 6600-6800
mg/l MLSS konsantrasyonu ve 0,101 m/s membran modülü havalandırma hızında
yürütülmüştür. Testler boyunca MBR sistemi HRT değeri 13-15 saat aralığında
olacak şekilde işletilmiştir ve sistemden çamur uzaklaştırılmamıştır (sonsuz SRT).
Biyoreaktör içerisindeki su sıcaklığı 12-13 oC’de tutulmuştur; böylece permeyt akısı
ve tıkanma ölçümleri üzerine viskozitenin etkisi elimine edilmek istenmiştir. Her bir
geri yıkama senaryosu için tıkanma deneylerine başlamadan önce, MBR sistemi
stabil koşullara ulaşmak üzere 20 L/m2-saat hedef akıda 12 saat süre ile işletilmiştir.
12 saat boyunca rutin geri yıkama rejimi (her bir 9 dakika 45 saniye permeyt
üretiminden sonra 15 saniye geri yıkama) uygulanmıştır. Bu aşamadan sonra MBR
sistemi uygulanmak istenen senaryonun şartlarında 6 saat işletilmiştir. Bu iki farklı
işletim aşaması her bir senaryodan önce bir önceki senaryonun daha sonraki senaryo
üzerine sinerjistik etkisini önlemek üzere uygulanmıştır. Tüm testler boyunca geri
yıkama debisi 600 ml/dakika olacak şekilde ayarlanmıştır (geri yıkama akısı: 39
L/m2-saat).
Test edilen her bir senaryo boyunca tıkanma derecesi kademeli akı metodu
kullanılarak belirlenmiştir (Field vd., 1995; Le-Clech vd., 2003a,b). Bu metotta,
60’ar dakikalık her kademe işletiminde, 5 L/m2-saat permeyt akısından başlayarak
5’er L/m2-saat akı artırımıyla 40 L/m2-saat akı değerine kadar kademe kademe
işletim yapılmıştır. Her bir akı kademesinde t:0 ve t:60 dakikada TMP (mbar)
değerleri ölçülmüştür. Her bir akı kademesinden sonra diğer kademeye geri
dönüşümlü tıkanmanın etkisini önlemek için 60 saniye süreyle geri yıkama
uygulanmıştır. Başlangıç TMP artışı, TMP artış hızı (dP/dt, 0-60 min), ortalama
TMP, permeabilite (K), toplam (Rt), temiz (Rm) ve tıkanmış membran (Rf) dirençleri
ölçülmüş ve/veya üçüncü bölümde açıklandığı şekilde (3.4.-3.10. numaraları
arasındaki tüm denklemler kullanılarak) seri direnç modeli kullanılarak her bir akı
kademesi için hesaplanmıştır (Le-Clech vd., 2003a,b). Temiz membran direncini ve
temiz su permeabilitesini belirlemek için yeni membran modülü ile çeşme suyu
kullanılarak kademeli akı metodu kullanılarak test yapılmıştır.
112
Test edilen geri yıkama senaryoları ve net günlük permeyt üretimleri Çizelge 4.4’de
gösterilmiştir. Filtrasyon ve geri yıkama süreleri ve sıklıkları için 5 dakika
filtrasyondan 60 dakikaya kadar geniş bir aralık seçilmiştir. Test edilen geri yıkama
süreleri 5, 15 ve 20 saniyedir. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranları 19-239 (s/s)
arasındadır. İlk senaryoda geri yıkama olmaksızın sürekli filtrasyon uygulanmıştır
(5-30 L/m2-saat aralığındaki akı kademeleri için her basamakta 60 dakika ). TMP
değerleri 900 mbar değerini aştığı için (membran modülü için izin verilen en yüksek
değer) 35 ve 40 L/m2-saat’lik akı kademeleri geri yıkama olmayan senaryo için test
edilememiştir. Benzer olarak, 40 L/m2-saatlik akı daha az sık geri yıkama olan
senaryo 2 için test edilememiştir. Çizelge 4.4’den görüldüğü gibi net günlük permeyt
üretim hacmi % 85,3-98,8 aralığındadır sürekli filtrasyonun olduğu senaryo 1 ile
ilişkilidir. Geri yıkama için permeytin kullanımı hesaplama/ölçümlerde dikkate
alınmıştır. Beklendiği gibi, en düşük net permeyt üretimi, büyük ölçek MBR
tesislerinde genel olarak kullanılan sık geri yıkamanın olduğu (4 dakika 45 saniye
filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama), senaryo 7’de bulunmuştur.
Çizelge 4.4. Geri yıkama senaryoları
Senaryo
Filtrasyon süresi
Geri yıkama süresi
Günlük permeyt net hacminin/
No
(dakika:saniye)
(dakika:saniye)
sürekli filtrasyondaki hacme oranı2
S1
Sürekli (60:00)1
-
100
S2
59:45
00:15
98,8
S3
29:45
00:15
97,2
S4
09:55
00:05
97,6
S5
09:45
00:15
92,7
S6
09:40
00:20
90,1
S7
04:45
00:15
85,3
1
Uygulanan kademeli akı metodunda her adım süresi 60 dakikadır.
20 L/m2-saat’lik akıda ölçüm. Çizelgede verilen değerler iki kez yapılan akı
ölçümlerinin ortalamasıdır.
2
Şekil 4.42 her akı kademesi için tıkanma hızlarına (dP/dt) filtrasyon ve geri yıkama
senaryolarının etkilerini göstermektedir. Tıkanma hızları beklendiği gibi artan akıyla
artmıştır. En yüksek tıkanma hızı test edilen her akıda sürekli filtrasyon durumunda
gözlenmiştir. Diğer taraftan, en düşük tıkanma hızı en sık geri yıkamanın olduğu (her
113
4 dakika 45 saniyelik filtrasyondan sonra 15 saniye geri yıkama) senaryo 7’de
bulunmuştur. 30 L/m2-saatlik akı kademesinde tıkanma hızları sürekli filtrasyon için
3,1 mbar/dakika, daha sık geri yıkamada ise 1,1 mbar/dakika’dır. Senaryo 1’den 7’ye
tıkanma hızları daha sık geri yıkama ile azalma eğilimi göstermiştir. Diğer bir ifade
ile filtrasyon süresinin azalması tıkanma kontrolü sağlamıştır, bu da tıkanmaya
filtrasyon süresinin, havalandırma şiddetinden ve geri yıkama süresinden daha etkili
olduğunu söyleyen literatürle uyum sağlamaktadır (Schoeberl vd., 2005). Diğer
taraftan, daha seyrek fakat daha uzun geri yıkama (600 s filtrasyon/45 s geri yıkama),
daha sık geri yıkamadan (200 s filtrasyon/15 s geri yıkama) daha etkilidir (Jiang vd.,
2005). Filtrasyon süreleri arasında sadece 10 saniye fark olan senaryo 4 ve 5 için
tıkanma hızları oldukça benzer bulunmuştur. 30 L/m2-saat’ten büyük akı
değerlerinde küçük akı değerlerine kıyasla daha yüksek tıkanma oranları
gözlenmiştir. Örneğin, 40 L/ m2-saatlik akıda en sık geri yıkamada bile (senaryo 7)
yüksek tıkanma oranı (3,2 mbar/dakika) gözlenmiştir. Bu bulgu, Yiğit vd., (2006b)
nin yaptığı çalışmada; aynı evsel atıksu, aynı MLSS konsantrasyonu (6600 mg/L) ve
havalandırma hızı (0,101 m/s) şartlarında kritik akı değeri 20 L/m2-saat olarak
bulunan çalışma ile tutarlılık göstermektedir. Yiğit vd., (2006b) çalışmalarında kritik
akının üzerindeki akı değerlerinde işletilen MBR’larda tıkanma hızlarının
exponansiyel olarak arttığını belirtmişlerdir. Bu yüzden, daha yüksek tıkanma hızları
her senaryo için, kritik akı üzerindeki akı değerlerinde gözlenmiştir. Diğer taraftan,
kritik akının altındaki akı kademelerinde tıkanma hızları benzer filtrasyon ve geri
yıkama sıklıkları olan senaryo 4, 5, 6 ve 7 için sürekli olarak düşüktür (örneğin <1
mbar/dakika). Görüldüğü gibi, porların yüzeylerini kaplayan kek tabakasının
oluşturduğu geri dönüşümlü tıkanma işletme akısı kritik akıdan düşük olduğu sürece
bu filtrasyon/geri yıkama senaryoları ile etkili şekilde uzaklaştırılabilmektedir.
114
5
S1 sürekli filtrasyon
S2 59:45 - 00:15
S3 24:45 - 00:15
4
dP/dt (mbar/dakika)
S4 09:55 - 00:05
S5 09:45 - 00:15
S6 09:40 - 00:20
3
S7 04:45 - 00:15
2
1
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Akı (L/m2-saat)
Şekil 4.42. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının tıkanma hızlarına etkileri
Filtrasyon ve geri yıkama senaryolarının permeabilite üzerine etkileri Şekil 4.43’de
gösterilmiştir. Temiz membran permeabilitesi çeşme suyu için 363 L/m2-saat-bar
olarak bulunmuştur. Beklenildiği üzere, tıkanma etkilerinden dolayı, çeşme suyuna
kıyasla her senaryoda atıksu ile yapılan testlerde daha düşük permeabiliteler
bulunmuştur. Genel bir trend olarak permeabilite (akı/Port eğimi) senaryo 1’den 7’ye
kadar daha sık geri yıkamaların olduğu senaryolarda tıkanma hızları (tıkanma hızları
senaryo 1 den 7 kadar azalma göstermiştir) sonuçlarını da doğrulayan bir tutarlıkla
artmıştır. Geri yıkama senaryo şartları “geri yıkama olmayan-sürekli filtrasyona”
yaklaştıkça (geri yıkama frekansı azaldıkça), permeabiliteler doğrusallıktan daha
fazla saparak daha yüksek tıkanma derecelerini göstermiştir. 20 L/m2-saat’lik tipik
akıda permeabilite değerleri daha sık geri yıkama senaryosunda 71,2 L/m2-saat-bar,
sürekli filtrasyon senaryolarında 45,9 L/m2-saat-bar olarak hesaplanmış ve geri
yıkamanın permeabiliteyi % 36 oranında arttırdığı görülmüştür. Yine geri yıkama
olmayan senaryolarda 35 ve 40 L/ m2-saat’lik akı kademelerinde TMP’deki aşırı artış
sebebiyle ölçümler yapılamamıştır.
115
S1 sürekli filtrasyon
50
S2 59:45 - 00:15
S3 24:45 - 00:15
Akı (L/m2-saat)
40
S4 09:55 - 00:05
S5 09:45 - 00:15
30
S6 09:40 - 00:20
S7 04:45 - 00:15
20
Temiz membran-çeşme
suyu
10
0
0
200
400
600
800
1000
Port (mbar)
Şekil 4.43. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının permeabiliteye (akı-ortalama
TMP ilişkileri) etkileri
Şekil 4.44. filtrasyon ve geri yıkama senaryolarının toplam membran direncine (Rt)
etkilerini göstermektedir. Temiz membran direnci (Rm) 9,5x1011 m-1 olarak
bulunmuştur. Toplam membran dirençleri, her senaryo için kademe akısı arttıkça
artmıştır. Yine tıkanma hızları ve permeabilite sonuçları ile uyumlu olarak her akı
kademesinde filtrasyon süresi arttıkça toplam membran direncinin arttığı
bulunmuştur. Diğer bir ifadeyle, daha sık geri yıkama, toplam membran direncini
azaltmıştır. Örneğin, 20 L/m2-saat’lik akıda sürekli filtrasyon senaryosunda tıkanmış
membran direncinin 6,53x1012 m-1 (Rt: 7,48x1012 m-1) olması, önemli ölçüde tıkanma
olduğunu göstermektedir. Aynı akıda tıkalı membran direnci, senaryo 5 (9 dakika 45
saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama) için 1,63 kat düşüktür (4,0x1012 m1
). Toplam membran direnci açısından dikkate alındığında, bu azalma 1,51 kattır.
Daha sık geri yıkamanın olduğu senaryo 7 için, toplam membran direncindeki
azalma, geri yıkama yapılmayan senaryoya kıyasla 1,77 kat daha düşüktür. Geri
yıkama yapılmayan benzer bir çalışmada ve 20 L/m2-saat akıda, Bouhabila vd.,
(2001) 27 g/L MLSS ve 1,8 m3/saat hava debisi için toplam membran direncini
9,5x1012 m-1 olarak bulunmuşlardır. Bu değer bu çalışmadaki değerden biraz daha
116
yüksektir ki bu da farklı test koşulları (bu çalışmada hava debisi 2,7 m3/saat) ve daha
yüksek MLSS konsantrasyonu (bu çalışmada 6600 mg/L) sebebiyledir.
S1 sürekli
filtrasyon
S2 59:45 - 00:15
1,0E+13
S3 24:45 - 00:15
8,0E+12
Rt (m -1)
S4 09:55 - 00:05
S5 09:45 - 00:15
6,0E+12
S6 09:40 - 00:20
4,0E+12
S7 04:45 - 00:15
2,0E+12
Rm (temiz
membran)
9,0E+09
0
5
10
15
20
25
30
35
40
2
Akı (L/m -saat)
Şekil 4.44. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının toplam membran direncine
etkileri
Tüm akı kademelerinde geri yıkama süresinin ortalama toplam membran direncine
pozitif etkisi olmuştur (Şekil 4.45). Geri yıkama süresi ve Rt ilişkisi doğrusaldır.
Hemen hemen sabit filtrasyon sürelerinde, geri yıkama süresi 5 saniyeden 20
saniyeye çıkarıldığında, toplam direnç yaklaşık olarak 1,1 kat düşerek 5.42x1012 mden 5.11x1012 m-1 olmuştur. Diğer taraftan, sabit geri yıkama sürelerindeki (15
1’
saniyelik geri yıkamaların olduğu senaryolarda) filtrasyon sürelerinin, toplam
dirençleri geri yıkama sürelerine kıyasla daha fazla etkilediği bulunmuştur (Şekil
4.46). Örneğin, filtrasyon süresi 60 dakikadan 5 dakikaya düşürüldüğünde, toplam
direnç 1,3 kat düşmüştür. Filtrasyon süresi de Rt ile doğrusal olarak korelasyon
göstermiştir. Bu sonuçlar filtrasyon süresinin toplam membran direnci ölçümlerinde
tıkanma kontrolü üzerine daha önemli olduğunu göstermektedir. Bu bulgu,
filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ile ortalama toplam membran direnci arasındaki
ilişki ile de desteklenmektedir (Şekil 4.47). Bu oran direnci neredeyse doğrusal bir
şekilde arttırmıştır. Dirençler üzerine filtrasyon süresinin negatif etkilerinin geri
117
yıkama süresinin pozitif etkilerinden daha fazla olduğu bulunmuştur. Bu bulgu,
tıkanmanın giderilmesi üzerine filtrasyon süresinin havalandırma yoğunluğu ve geri
yıkama süresinden daha etkili olduğu sonucuyla tutarlıdır (Smith vd., 2005). Bununla
birlikte, bu çalışmada test edilen filtrasyon ve geri yıkama sürelerinin sırasıyla 5-60
dakika ve 5-20 saniye olduğu da göz önünde bulundurulmalıdır. Bu geniş aralıklar
tipik olarak uygulanan tam ölçek sistemlerdeki değerleri kapsasa da, bu çalışmada
bulunan trendler bu aralıklar dışındaki filtrasyon ve geri yıkama süreleri için bir
değer teşkil etmeyebilir. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ve toplam membran
direnci arasında bulunan güçlü korelasyon (R2: 0,96), rutin geri yıkama uygulanan
batık MBR ların tıkanma kontrolü optimizasyonunda bu oranın etkili bir araç
olabileceğini göstermektedir.
5,6E+12
Ortalama R t (m -1)
5,5E+12
5,4E+12
5,3E+12
5,2E+12
5,1E+12
5,0E+12
0
5
10
15
20
25
Geri yıkama süresi (s)
Şekil 4.45. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine
geri yıkama süresinin etkileri (09:40, 09:45 ve 09:55 (dakika:saniye) filtrasyon
süreleri için)
118
6,6E+12
59,45
6,4E+12
Ortalama R t (m -1)
6,2E+12
6,0E+12
5,8E+12
5,6E+12
24,45
5,4E+12
5,2E+12
9, 45
5,0E+12
4,45
4,8E+12
0
10
20
30
40
50
60
70
Filtrasyon süresi (dakika,saniye)
Şekil 4.46. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine
filtrasyon süresinin etkileri (15 s sabit geri yıkama süresinde)
6,6E+12
6,4E+12
Ortalama R t (m -1)
6,2E+12
R2 = 0,9607
6,0E+12
5,8E+12
5,6E+12
5,4E+12
5,2E+12
5,0E+12
4,8E+12
0
50
100
150
200
250
300
Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı (s/s)
Şekil 4.47. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine
filtrasyon/geri yıkama süresi (saniye/saniye)oranının etkileri
119
Tıkanma kontrolü ve üretilen net günlük permeyt hacminin her ikisi ve/veya birisi
göz önünde bulundurulduğunda senaryo 4 (9 dakika 55 saniye filtrasyonu takiben 5
saniye geri yıkama) ve senaryo 5’in (9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye
geri yıkama) birisinin optimum senaryo olduğu görülmüştür. Senaryo 4 ve 5’de
üretilen günlük net permeyt hacimleri sürekli filtrasyonla üretilen permeyt hacminin
yaklaşık sırasıyla %97,6 ve %92,7 si kadardır (Çizelge 4.4). Senaryo 4 ve 5 arasında
günlük net üretilen permeyt hacmi arasında yaklaşık % 5’lik bir fark vardır. Permeyt
üretim hacmi bakımından senaryo 4 daha avantajlı görünürken, senaryo 5 1,05 kat
daha az membran direnci göstermiştir. Bu yüzden, bu senaryolar %5 farkla tıkanma
kontrolü ve permeyt üretimi açısından çok benzer performanslar göstermiştir. Tüm
testlerde debi ve TMP ölçümleri için varyasyon katsayı yüzdeleri % 3 ile %6
aralığındadır. Bu yüzden, senaryo 4 ve 5 arasında bulunan %5’lik fark deneysel hata
içerisindedir. Senaryo 6 ve 7’de tıkanma kontrolü çok etkili olmasına rağmen, sürekli
filtrasyonla karşılaştırıldığında yaklaşık %10 ve 15 daha az permeyt üretimi
sağlanmıştır. Bu durum tesis kapasitesi dolayısıyla ilk yatırım maliyeti açısından
önemli bir sorun yaratabilir.
Aerobik olarak değişken karakterli evsel atıksu arıtımı yapan pilot ölçek batık MBR
sisteminde membran tıkanma etkilerini belirlemek için kademeli akı metodu
kullanılarak, toplam 7 farklı geri yıkama senaryosu test edilmiştir. En yüksek
tıkanma hızı her akı değerinde sürekli filtrasyon için gözlenmiştir. En düşük tıkanma
hızı en sık geri yıkama olan (örneğin, her 4 dakika 45 saniye filtrasyondan sonra 15
saniye geri yıkama) 7. senaryoda bulunmuştur. Tıkanma hızları genellikle daha sık
geri yıkama ile azalmıştır ve filtrasyon süresindeki azalma tıkanmayı azaltmıştır.
Yüksek tıkanma hızı değerleri her senaryoda kritik akı üzerindeki akı (>25-30 L/m2saat) değerlerinde gözlenmiştir. Kritik akının altındaki akılarda, benzer filtrasyon ve
geri yıkama frekansları olan 4, 5, 6, ve 7. senaryolarda tıkanma hızları devamlı ve
tutarlı bir şekilde (<1 mbar/dakika) düşük değerlerde bulunmuştur. Benzer olarak,
permeabilite daha sık geri yıkama ile artmıştır. Geri yıkama senaryosu “geri yıkama
olmayan-sürekli filtrasyona” yaklaştıkça, permeabiliteler doğrusallıktan daha fazla
saparak daha yüksek tıkanma derecelerini göstermiştir. Tıkanma hızları ve
permeabilite sonuçları ile uyumlu olarak her akı kademesinde filtrasyon süresi
120
arttıkça toplam membran dirençlerinin arttığı bulunmuştur. 20 L/m2-saat akıda, tıkalı
membran direnci, 9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama ile
sürekli filtrasyon karşılaştırıldığında 1,63 kat azalmıştır.
Filtrasyon ve geri yıkama sürelerinin her ikisi de ortalama toplam membran direnci
ile doğrusal olarak ilişkilidir. Geri yıkama süresinin artırılması, her kademe akısı için
toplam membran direncini azaltırken, sabit geri yıkama sürelerinde filtrasyon
süresinin artması dirençleri önemli ölçüde artırmıştır. Fakat dirençlere filtrasyon
sürelerinin negatif etkileri geri yıkama sürelerinin pozitif etkilerinden daha
belirgindir. Örneğin, filtrasyon/geri yıkama süresi oranının arttırılması dirençlerin de
doğrusal bir şekilde artmasına sebep olmuştur. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ve
toplam membran direnci arasında bulunan güçlü korelasyon (R2: 0,96) rutin geri
yıkama uygulanan batık MBR’larda tıkanma kontrolü optimizasyonunda bu oranın
etkili bir araç olabileceğini göstermektedir. Senaryo 4 (9 dakika 55 saniye filtrasyonu
takiben 5 saniye geri yıkama) ve 5 (9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye
geri yıkama), tıkanma kontrolü ve net günlük permeyt üretim hacmine dayanarak
optimum senaryolar olarak bulunmuştur. Porların yüzeylerini kaplayan kek
tabakasının oluşturduğu geri dönüşümlü tıkanma işletme akısı kritik akıdan düşük
olduğu
sürece
bu
filtrasyon/geri
yıkama
senaryoları
ile
etkili
şekilde
uzaklaştırılabilmektedir.
4.4.
MBR Çamurunun Susuzlaştırılmasına Biyokütle Özellikleri, Polimerler
ve Konvansiyonel Aktif Çamur ile Karıştırmanın Etkileri
MBR çamurlarının yüksek MLSS konsantrasyonlarına bağlı olarak yüksek SMP,
EPS konsantrasyonları ve yüksek viskozite değerlerinden dolayı susuzlaştırılması
veya
filtrelenebilirliği
zor
ve
önemli
bir
konudur.
MBR
çamurlarının
susuzlaştırılması ile ilgili bilgiler literatürde oldukça sınırlıdır ve dolayısıyla bu
konuda daha fazla araştırma yapılmasına ihtiyaç vardır.
Çamur susuzlaştırılması, genelde kapiler emme süresi (KES), özgül filtre direnci
(ÖFD) gibi laboratuar ölçekli testlerle ölçülen parametrelerle belirlenir. KES
121
ölçümlerinde
basınç
uygulanmamasından
dolayı
bazı
durumlarda
çamur
susuzlaştırma prosesi tam olarak simüle edilememektedir. Örneğin Wu vd., (1997)
KES ölçümlerinin, basınç kullanılmadığı için fazladan çamur şartlandırıcıları
(polimer vb.) kullanılmasına yol açtığını belirtmişlerdir. Diğer taraftan ÖFD
ölçümleri Buchner hunisi test düzeneği ile sabit vakum basıncı ile yapılmaktadır.
Toplanan süzüntünün hacmi zamanın bir fonksiyonu olarak kaydedilir. t/V’nin V’ye
karşılık gelecek şekilde grafik edilmesi ile elde edilen doğrunun eğimi
susuzlaştırılabilirliğin bir ölçüsü olan ÖFD değerini verir.
Günümüze kadar yapılan bilimsel çalışmalarda işletim şartlarının ve çamur
özelliklerinin
biyolojik
çamurların
susuzlaştırılabilirliği
üzerindeki
etkileri
incelenmiştir. MLSS konsantrasyonu, çamur içindeki küçük fraksiyonlar, partikül
yükü, EPS’in tipi ve konsantrasyonu, pH, organik içerik, flok büyüklüğü ve
yoğunluğu, partiküllerin mekanik direnci ve selüloz içeriği gibi çeşitli çamur
özelliklerinin susuzlaştırılabilme üzerinde etkili olduğu bilinmektedir. Çamur
özellikleri haricinde çamur şartlandırıcı olarak kullanılan polimerlerin tipleri, dozları
ve özellikleri de (moleküler ağırlık, kimyasal yapı, yüzey yükü, yük yoğunluğu)
susuzlaştırılabilirliğe etki eder. Polimerle şartlandırmanın bilinen özelliklerinden bir
tanesi de belirli bir çamur ve polimer tipi için belirli bir optimum uygulama dozunun
belirlenmesidir. Bunun yanında belirli bir çamur için polimerler optimum dozlarda
uygulansa dahi her polimer aynı susuzlaştırma performansını vermez. Yüzey yükü
nötralizasyonu, elektrostatik çekim ve çamur ile polimer arasında oluşan bağ
polimerler ile çamur şartlandırılmasının bilinen mekanizmaları arasında yer alırlar
(Saveyn vd., 2005). Giriş atıksuyunun kompozisyonundaki ve konsantrasyonundaki
değişimler ve işletme parametrelerindeki değişimler (F/M oranı, MLSS ve çözünmüş
oksijen konsantrasyonu) çamurun kompozisyonuna dolayısıyla susuzlaştırılabilirliğe
etki ederler.
Doktora tezinin dördüncü fazının ana amacı MBR çamurunun ve konvansiyonel aktif
çamurla
(KAS)
susuzlaştırılabilirliğinin
karıştırılmış
MBR
araştırılmasıdır.
çamurunun
Çalışma
(karışık
kapsamında
ayrıca
çamur)
değişik
polimerlerin tip ve dozlarının, ÖFD ölçümlerindeki filtre tipinin ve çamur
122
özelliklerinin hem MBR çamurunun hem de karışık çamurun susuzlaştırılabilirliği
üzerindeki etkileri belirlenmiştir. Ölçülen çamur özellikleri; MLSS ve MLVSS
konsantrasyonları, partikül boyut dağılımı ve ortalama partikül boyutu, EPS ve
SMP’nin protein ve karbonhidrat fraksiyonlarının konsantrasyonlarıdır. ÖFD,
Buchner hunisi yöntemi kullanılarak ölçülmüş ve oluşan çamur kekinin katı madde
içeriği, test edilen çamurların susuzlaştırılabilirliğinin
incelenebilmesi
için
kullanılmıştır.
Çalışmada kullanılan farklı MLSS konsantrasyonlarındaki MBR çamur numuneleri 9
ay boyunca aerobik olarak değişken karakterli evsel atıksu arıtımı yapan pilot ölçekli
batık MBR (Zenon Environmental Inc., GE Water & Process Technologies)
sisteminden alınmıştır. KAS çamurları Isparta Atıksu Arıtma Tesisi aktif çamur
sisteminin geri devir hattından alınmıştır. Söz konusu tesis mekanik, fiziksel (kaba ve
ince ızgara, kum tutucu ve ön çökeltim tankı) ve aerobik arıtma (yüksek yüklü aktif
çamur sistemi; havalandırma tankı ve son çökeltim tankı) süreçlerini içermektedir.
KAS çamuru eklemesinin MBR çamurlarının susuzlaştırılabilirliğine olan etkisini
inceleyebilmek için değişik MLSS konsantrasyonlarına sahip numuneler hacimsel
olarak farklı oranlarda karıştırılmıştır (% 50 MBR çamuru ve %50 KAS çamuru
(Karışım I) ve %80 MBR çamuru ve %20 KAS çamuru (Karışım II)). Test edilmiş
çamur örnekleri ve MLSS konsantrasyonları Çizelge 4.5’de özetlenmiştir.
Çizelge 4.5. Testleri yapılan çamur tipleri ve MLSS konsantrasyonları
Grup
Çamur
MLSS (mg/L)
MBR
3500
A
KAS
4860
Karışım I1
4280
MBR
7600
KAS
2800
B
Karışım I
5580
Karışım II2
7300
MBR
12600
KAS
3400
C
Karışım I
8100
Karışım II
10600
1
50% MBR + 50% KAS çamuru. 2 80% MBR + 20% KAS çamuru. Test edilen KAS
çamurları Isparta AAT’den farklı zamanlarda alınmıştır.
123
ÖFD testleri sırasındaki genel susuzlaştırma performansına filtrelerin yaptığı etkiyi
inceleyebilmek için sırasıyla 8, 20-25 ve 2,5 μm gözenek büyüklüğüne sahip
Whatman #40, #41 ve #42 filtreleri kullanılmıştır. Çamurların susuzlaştırılabilirliğine
polimerlerin yaptığı etkiyi değerlendirebilmek için dört farklı ticari polimer; Zetag
7635 (ZT) (katyonik) (CIBA Chemicals), Flopam 5880 S (FL) (katyonik) (SNF
FLOERGER), 1858 U (AN) (anyonik) (SNF FLOERGER) ve 1830 S (NI) (iyonik
olmayan) (SNF FLOERGER) çalışma kapsamında kullanılmıştır. Standart polimer
çözeltileri 1 g/L konsantrasyonunda distile ve deiyonize saf su ile 18±2oC’de 2-4 saat
karıştırılarak
hazırlanmıştır.
Standart
polimer
çözeltileri
optimum
temas
verimliliğinin sağlanması adına polimer zincirlerinin tamamen açılması için
uygulamadan en az 2 saat önceden hazırlanmıştır. Çalışmada kullanılan polimer
dozları literatürle (Tchobanoglous vd., 2003) paralel olarak gram katı madde
(çamurun katı madde konsantrasyonu) başına 2-14 mg arasında polimer olacak
şekilde seçilmiştir. Polimer dozajından sonra şartlandırma için bir jar test cihazı
kullanılmıştır. 300 ml çamur örneği 50 devir/dakika hızda 2 dakika boyunca 18±2 oC
sıcaklıkta flok gelişimini artırmak için karıştırılmıştır. Şartlandırma işleminden sonra
100 ml çamur Buchner hunisi düzeneği ile susuzlaştırılmıştır. Buchner testleri
sırasında uygulanan sabit basınç 19 in-Hg (0,64 bar) değerindedir. Toplanan süzüntü
suyunun zamana bağlı ağırlığı dijital terazi ile ölçülmüştür. Hesaplanan süzüntü
hacmi her 2 saniyede bir MS-DOS tabanlı bir yazılım ile kaydedilmiştir. Çalışmada
kullanılan Buchner hunisi test düzeneğinin fotoğrafı Şekil 4.48’de gösterilmiştir.
124
Şekil 4.48. Buchner hunisi test düzeneği
Çalışma kapsamında yapılan deneylerden elde edilen ÖFD değerleri ve tespit edilen
optimum polimer konsantrasyonları Çizelge 4.6’da özetlenmiştir. Optimum polimer
dozları her bir filtrasyon deneyinden elde edilen minimum ÖFD değerlerine göre
belirlenmiştir. Ayrıca her filtrasyon testinde elde edilen çamur kekindeki katı madde
(KM) yüzdesi de Çizelge 4.6’da verilmiştir.
125
Çizelge 4.6. ÖFD testi sonuçları
Çamur
MLSS
(mg/L)
Polimer
Tipi
Filtre Kağıdı
Tipi
ÖFD
(m/kg)
Optimum
Polimer
Dozu
(mg/g KM)1
Yok2
W#40
W#42
W#40
W#42
W#40
W#41
W#42
W#40
W#41
W#42
W#40
W#40
W#40
W#40
W#41
W#42
W#40
W#41
W#42
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
W#40
1,97x1015
9,96x1014
3,49x1013
8,25x1014
4,44x1015
2,11x1015
2,52x1015
1,55x1014
1,67x1014
5,20x1014
4,82x1013
2,81x1015
1,01x1015
1,03x1016
2,11x1015
2,52x1015
1,89x1014
6,54x1013
4,42x1014
5,92x1013
2,81x1015
1,26x1015
1,77x1017
3,32x1014
2,28x1017
5,02x1014
2,00x1016
5,31x1016
2,09x1014
4,02x1016
9,26x1015
1,46x1014
9,61x1015
2,26x1014
3,46x1015
6,44x1015
2,22x1014
3,56x1015
1,83x1015
1,36x1014
>1,83x1015
2,94x1015
1,57x1014
1,95x1015
NA3
NA
6,25
3,75
NA
NA
NA
6,25
6,25
6,25
10,50
3,75
10,50
NA
NA
NA
6,25
10,50
10,50
6,25
3,75
12,50
NA
10,50
NA
12,50
6,25
NA
10,50
3,75
NA
6,25
NA
12,50
3,75
NA
12,50
6,25
NA
10,50
NA
NA
10,50
10,50
3500
ZT
Yok
7600
ZT
FL
AN
NI
MBR
Yok
12600
4860
KAS
2800
3400
4280
Karışım I
5580
8100
7300
Karışım II
10600
1
4
ZT
FL
AN
NI
Yok
ZT
Yok
ZT
NI
Yok
ZT
NI
Yok
ZT
Yok
ZT
NI
Yok
ZT
NI
Yok
ZT
NI
Yok
ZT
NI
Minimum ÖFD değerine göre belirlenmiştir.
Ölçülmedi.
2
Polimer eklemesi yok.
3
Filtre Keki
Katı
maddesi
(KM)
(%)
13,0
12,8
15,5
20,4
14,5
13,7
17,4
16,0
16,3
24,0
23,8
14,0
15,0
15,4
13,7
17,4
21,8
22,9
22,8
21,2
16,2
18,2
12,2
15,4
11,4
16,2
12,0
13,5
19,4
NM4
13,2
15,5
13,5
21,4
NM
15,0
20,6
17,4
14,2
20,8
NM
15,8
21,6
21,0
Uygulanmadı.
Buchner hunisi yöntemiyle MBR çamurunun susuzlaştırılmasına filtre kağıdının
etkisini belirlemek amacıyla 3 farklı filtre kağıdı kullanılarak ÖFD testleri
126
yapılmıştır. Şekil 4.49 ve Çizelge 4.6’dan da görüldüğü üzere filtre kağıdı tipine
bağlı olarak ÖFD değerleri değişmektedir. Diğer parametreler sabitken ÖFD
değerlerindeki bu değişimler filtre kağıdı tipinin ve gözenek boyutunun
susuzlaştırılabilirliği ciddi biçimde etkilediğine işaret etmektedir.
1,0E+17
3500 mg/L MLSS
7600 mg/L MLSS
1,0E+16
ÖFD (m/Kg)
12600 mg/L MLSS
1,0E+15
1,0E+14
1,0E+13
1,0E+12
Whatman #40
Whatman #41
Whatman #42
Filtre Tipi
Şekil 4.49. Farklı MLSS konsantrasyonlarında, şartlandırılmamış MBR çamurunun
filtre edilebilirliğine filtre kağıdının etkisi (Whatman#40: 8 μm; Whatman#41: 20-25
μm; Whatman#42: 2,5 μm)
MBR çamurunda 7600 mg/L MLSS konsantrasyonu için tüm filtre kağıtlarında
optimum polimer (ZT) dozu 6,25 mg/g KM bulunmuştur (Şekil 4.50). 12600 mg/L
MLSS konsantrasyonu için sadece Whatman#40 filtre kağıdında optimum doz 6,25
mg/g KM olarak tespit edilmiştir (Şekil 4.51). Bu MLSS değerinde Whatman#41 ve
Whatman#42 filtre kağıtları için optimum doz 10,50 mg/g KM olarak tespit
edilmiştir. Sabit MLSS konsantrasyonunda ve polimer dozajında en düşük ÖFD
değerini en büyük gözenek boyutuna sahip Whatman#41 sağlamıştır. Diğer taraftan
en düşük gözenek boyutuna sahip Whatman#42 kullanıldığında beklendiği üzere en
büyük ÖFD değerleri elde edilmiştir. Benzer trendler test edilen tüm çamur
numunelerinde ve polimer dozlarında gözlenmiştir. Her ne kadar bu tip testlerde
filtre tipi ve gözenek açıklığı için herhangi bir standart oluşturulmamışsa da
127
genellikle aktif çamurun filtre edilebilirliğinin araştırılması çalışmalarında ÖFD ve
KES parametresinin belirlenmesinde 8 μm gözenek boyutuna sahip Whatman#40
filtre kağıdı kullanılmaktadır (Tchobanoglous, 1979; Lee ve Liu, 2000). Ancak, bu
çalışmada da bulunduğu üzere, kullanılan filtrenin tipi susuzlaştırılabilirlik
sonuçlarını ciddi biçimde etkilemekte bununla beraber farklı çalışmaların direkt
karşılaştırılabilmelerini de olanaksız hale getirmektedir. Bu durum laboratuar ölçekli
çamur susuzlaştırma testlerinde kullanılan filtre kağıtlarında bir standardizasyona
ihtiyaç duyulduğunun göstergesidir. Bu çalışmanın diğer bölümlerinde (polimer
tipinin etkisi, optimum polimer dozunun belirlenmesi, KAS ile karıştırılmış MBR
çamurunun susuzlaştırılması) literatürde en sık kullanılan filtre tipi olması nedeniyle
filtre kağıdı olarak 8 μm gözenek boyutuna sahip Whatman#40 kullanılmıştır.
1,E+17
Whatman #40
Whatman #41
Whatman #42
ÖFD (m/kg)
1,E+16
1,E+15
1,E+14
1,E+13
1,E+12
0
2
4
6
8
10
12
14
Polimer Dozu (mg/g KM)
Şekil 4.50. Filtre kağıdı tipinin susuzlaştırılabilirliğe etkisi (MLSS: 7600 mg/L, ZT
Katyonik polimer, Whatman#40: 8 μm; Whatman#41: 20-25 μm; Whatman#42: 2,5
μm)
128
1,E+17
Whatman #40
Whatman #41
Whatman #42
ÖFD (m/kg)
1,E+16
1,E+15
1,E+14
1,E+13
1,E+12
0
2
4
6
8
10
12
14
Polimer Dozu (mg/g KM)
Şekil 4.51. Filtre kağıdı tipinin susuzlaştırılabilirliğe etkisi (MLSS: 12600 mg/L, ZT
Katyonik polimer, Whatman#40: 8 μm; Whatman#41: 20-25 μm; Whatman#42: 2,5
μm)
Farklı MLSS konsantrasyonlarındaki MBR çamurunun özellikleri Çizelge 4.7’de
özetlenmiştir. Hem EPST hem de SMPT konsantrasyonları MLSS konsantrasyonunun
3500
den
12600
mg/L
değerine
artmasıyla
artmıştır.
EPST
ve
SMPT
konsantrasyonlarının aralığı sırasıyla 41,2-65,4 ve 3,0-4,1 mg/g VSS olarak tespit
edilmiştir. Tüm MLSS seviyeleri için hem EPST hem de SMP’deki karbonhidrat
fraksiyonu protein fraksiyonu konsantrasyonlarından daha yüksektir. EPST
konsantrasyonu SMPT konsantrasyonundan oldukça büyüktür. MLVSS/MLSS oranı
artan MLSS konsantrasyonu ile hafif bir şekilde azalmıştır. En düşük MLSS
seviyesinde MLVSS/MLSS oranı 0,91 iken en büyük MLSS seviyesinde bu oran
0,87 değerine düşmüştür. Bu durum MLSS konsantrasyonun geniş bir aralığında
partikül maddelerin çoğunluğunun organik yapıda olduğunun göstergesidir. Tüm
MLSS konsantrasyonları için ortalama partikül boyutu 26,6-37,8 μm aralığında tespit
edilmiştir. Ortalama partikül boyutunun artan MLSS konsantrasyonu ile küçüldüğü
bulunmuştur. Partikül boyutu dağılımı verilerine bakıldığında da küçük boyutlu
partiküllerin çamur içerisindeki miktarının artan MLSS konsantrasyonu ile arttığı
görülmüştür. (Şekil 4.52).
129
Çizelge 4.7. MBR çamuru özellikleri
Çamur Deney No
1
2
3
3500
7600
12600
MLSS (mg/L)
3200
6600
10950
MLVSS (mg/L)
0,91
0,87
0,87
MLVSS/MLSS
16,20
19,94
21,80
EPSp (mg/g VSS)
25,04
35,84
43,60
EPSc(mg/g VSS)
41,24
55,88
65,40
EPST1 (mg/g VSS)
0,17
0,21
0,54
SMPp (mg/g VSS)
2,87
3,39
3,57
SMPc (mg/g VSS)
2
3,04
3,60
4,11
SMPT (mg/g VSS)
37,8
28,4
26,6
Ortalama Partikül boyutu (µm)
1,97x1015
4,44x1015
1,03x1016
ÖFD2 (m/kg)
1
Karbonhidrat ve protein fraksiyonlarının toplamı. 2 Whatman #40 filtre kağıdı ile
elde edilmiştir. Çizelgedeki değerler üç ölçümün ortalamasıdır.
Hacim (%)
8
7
MLSS=3500 mg/L
6
MLSS=7600 mg/L
5
MLSS=12600 mg/L
4
3
2
1
0
0,01
0,10
1,00
10,00
100,00
1000,00
10000,00
Partikül boyutu (μm)
Şekil 4.52. Farklı MLSS konsantrasyonlarında MBR çamurunun partikül boyut
dağılımı
Şartlandırılmamış ham MBR çamurunun farklı MLSS konsantrasyonlarında
gerçekleştirilen susuzlaştırma testlerinde MLSS konsantrasyonunun 3500 den 12600
mg/L’ye artmasıyla ÖFD değerlerinin büyük bir oranda arttığı tespit edilmiştir
(Çizelge 4.7). Genellikle düşük MLSS konsantrasyonlarındaki hem ham çamurda
hem de katyonik polimerlerin eklendiği şartlandırılmış çamurlarda düşük ÖFD
130
değerleri tespit edilmiştir (Çizelge 4.6). Artan MLSS konsantrasyonları ve buna eşlik
ederek artan EPST ve SMPT konsantrasyonları ve de partikül boyut dağılımının
küçülmesi ile birlikte MBR çamurunun susuzlaştırılması zorlaşmaktadır. Çamurun
partikül boyut dağılımı çamur susuzlaştırılmasının en önemli faktörlerinden bir
tanesidir. Karr ve Keniath (1978) biyolojik çamur numunelerini içeriğindeki katı
partikül maddelerin boyutuna göre fraksiyonlamışlardır. Bu bilim adamları çamur
içerisinde bulunan 1-100 μm aralığındaki partiküllerin susuzlaştırmayı çok önemli
derecede etkilediğini bulmuşlardır. Karr ve Keinath (1978) bu partikül (1-100 μm)
boyutlarının çamur içerisinde artmasıyla çamur susuzlaştırılmasının azaldığını
belirtmişlerdir. Bu sonuçlar doktora tezi çalışması bulguları ile yüksek oranda
benzerlik göstermektedir. Doktora tezi çalışmasında MLSS konsantrasyonu 3500
mg/L iken ortalama partikül boyutu 37,8 μm’dir. 7600 ve 12600 mg/L MLSS
konsantrasyonlarında da partikül boyutları 100 μm den küçüktür (Çizelge 4.7 ve
Şekil 4.52). Tüm bu bulgular Karr ve Keinath (1978)‘ın belirttiği aralıktadır. Partikül
boyutlarının gözenek büyüklüklerine (8 μm) oranı ÖFD değerleri üzerinde önemli
etkilere sahiptir. Partikül boyutları ile gözenek büyüklüğü boyutları birbirlerine
yaklaştıkça filtre gözenekleri içinde meydana gelen tıkanmaya bağlı olarak filtre
edilebilirlik direnci artmaktadır.
Le Clech vd., (2006) literatürde MBR çamurunun filtre edilebilirliğine MLSS
konsantrasyonunun etkileri ile ilgili tartışmalı bilgiler olduğunu belirtmişlerdir. Bazı
çalışmalarda membran yüzeyinde oluşan dinamik kek tabakası sayesinde yüksek
MLSS konsantrasyonlarının su filtre edilebilirliğini arttırdığı ileri sürülmüştür.
Ancak diğer çalışmalarda yüksek MLSS konsantrasyonundan dolayı viskozitenin
yüksek olmasının filtre edilebilirliği negatif olarak etkilediği belirtilmiştir
(Rosenberger ve Kraume, 2002). EPS formları mikroorganizmalar içine gömülü
halde bulunan yüksek sulu biyofilm bileşenleridir (Rosenberger ve Kraume 2002; Le
Clech vd., 2006). EPS miktarının filtre edilebilirliğe ve çamur susuzlaştırmaya
etkileri bilinmektedir. Mikkelsen ve Keiding (2002) çamur içerisindeki EPS
fraksiyonlarının
çamur
yapısını
belirtmişlerdir.
Mikkelsen
ve
yansıtan
Keiding
en
önemli
(2002)
parametre
çamurdaki
olduğunu
yüksek
EPS
konsantrasyonunun, çamurun dispersiyon derecesinin düşük olmasına ve ÖFD
131
değerleri ile daha iyi bir filtre edilebilirliğe sebep olduğunu belirtmişlerdir
(Mikkelsen ve Keiding, 2002). Diğer taraftan Rosenberger ve Kraume (2002)
MBR’larda yüksek EPS konsantrasyonlarının çamur filtre edilebilirliğini negatif
olarak etkilediğini belirtmişlerdir. Ayrıca Evenblij ve Van der Graaf (2004)
çalışmalarında su fazındaki EPS’in aktif çamurun filtre edilebilirliğine etkileyen
önemli ve belirleyici bir parametre olduğunu rapor etmişlerdir.
Farklı MLSS konsantrasyonlarına sahip MBR ve KAS çamuru belirli hacimsel
oranlarda (%50 MBR+%50 KAS çamuru ve %80 MBR+%20 KAS çamuru)
karıştırılmıştır. Böylelikle KAS çamuru eklemesinin MBR çamurunun filtre
edilebilirliği üzerine etkisi araştırılmıştır. Şartlandırılmamış Grup B çamurlarının
Whatman#40 filtre kağıdı ile filtrasyonu sonucu elde edilen ÖFD değerleri
karşılaştırıldığında; KAS (MLSS: 2800 mg/L, ÖFD: 2,28x1017 m/Kg), çamurunun
MBR çamuruna (MLSS:7600 mg/L, ÖFD: 4,44x1015) göre ÖFD değerinin çok
büyük olduğu tespit edilmiştir. Bu trend Grup B çamurunun ZT (katyonik) polimeri
ile şartlandırılmış çamur numunelerinde de tespit edilmiştir (Şekil 4.53) ve ayrıca bu
trendin MLSS değerinden bağımsız olduğu bulunmuştur. Ne var ki katyonik polimer
dozunun 12 mg/g KM değerine artmasıyla tüm test gruplarında KAS örneklerinin
filtre edilebilirliği kademeli olarak iyileşmiştir. Grup B ve C çamurlarında
şartlandırılmamış KAS çamurlarının ÖFD değerleri 5,31x1016-2,28x1017 olarak
bulunurken, şartlandırılmamış MBR çamurlarının ÖFD değerlerinin KAS çamuruna
göre düşük (4,44x1015-1,03x1016) olduğu bulunmuştur (Çizelge 4.6). Diğer taraftan
Cicek vd. (1999c) çalışmalarında MBR çamurunun ÖFD değerinin KAS çamurunun
ÖFD değerinden 3 kat daha büyük olduğunu belirtmişlerdir. Sun vd. (2006)
çalışmalarında MBR çamuru filtrasyon direncinin KAS çamuru filtrasyon
direncinden 2 ya da 3 kat daha büyük olduğunu rapor etmişlerdir. Bu çalışmadaki
KAS çamurunun düşük oranda susuzlaşmasının sebebi arıtma tesisinin işletim
şartlarından kaynaklanabilir. KAS çamuru numunelerinin toplandığı sürelerde arıtma
tesisinde çökelme problemi, aşırı yükleme ve nitrifikasyon inhibasyonu gibi işletme
problemleri mevcut idi. Bu sonuçlar, daha önce de belirtildiği gibi, çamur
susuzlaştırılabilirliğinin tesisin işletme şartlarına bağlı olduğunu göstermektedir.
132
Ayrıca KAS ve MBR çamurları için elde edilen sonuçlar MLSS’in çamur
susuzlaştırılabilirliğini tahmin etmede tek başına yeterli olmadığını göstermektedir.
1,E+18
MBR Çamuru
KAS
Karışım I
Karışım II
1,E+17
ÖFD (m/kg)
1,E+16
1,E+15
1,E+14
1,E+13
1,E+12
0
2
4
6
8
10
12
14
Polimer Dozu (mg/g KM)
Şekil 4.53. MBR, KAS ve karışık çamurların filtre edilebilirliğine polimerin etkisi
(Whatman #40, ZT katyonik polimer, Grup B çamurları)
Genel trend olarak KAS ve MBR çamurlarının karıştırılması, karıştırma oranından
bağımsız olarak KAS çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini artırmaktadır (Çizelge 4.6
ve Şekil 4.53). Benzer olarak; KAS ve MBR çamurlarının karıştırılmaları MBR
çamurunun susuzlaştırılabilirliğini de artırmaktadır. Ancak bu artışlar KAS
çamurlarında elde edilen artışlara göre önemsiz ve tutarsızdır. KAS çamur
örneklerinde çok zayıf susuzlaştırma verimliliği tespit edilmiştir. Aslında iyi işletilen
aktif çamur proseslerinde oluşan çamurlar MBR çamurlarına göre daha iyi
susuzlaştırma verimliliği gösterdiği bilinmektedir (Cicek vd., 1999c; Sun vd., 2006).
Karıştırma oranı %80 MBR çamuru %20 KAS olan numunelerin susuzlaştırma
verimliliği (ÖFD ye göre belirlenen) her iki çamurdan %50 şer karıştırılarak elde
edilen örneklere göre daha iyidir (Şekil 4.53). Tüm bu sonuçların ışığında yüksek
MLSS konsantrasyonlarına sahip MBR çamurlarının çok daha düşük MLSS
konsantrasyonlarına sahip KAS çamurları ile karıştırılmasının çamur susuzlaştırma
problemi yaşayan tesisler için bir çözüm olabileceği söylenebilir. Ancak çamur
133
susuzlaştırma bir çok faktöre bağlı kompleks bir fenomen olduğu için bulguların
tesise özgün olarak ve fayda-maliyet analizinin de yapılmasıyla değerlendirilmesi
gerektiği açıktır
Çamur partikülleri genellikle negatif yüklüdürler ve susuzlaştırma işleminin
yapılabilmesi için partikül yüzeylerindeki elektriksel yükün nötralize edilmesi
gereklidir. Bu sebepten dolayı katyonik polimerler, anyonik ve iyonik olmayan
polimerlere kıyasla susuzlaştırma işlemlerinde daha verimli sonuçlar vermektedir.
Doktora tez çalışmasında da ZT ve FL katyonik polimerlerinde diğer anyonik ve
iyonik olmayan polimerlere göre daha düşük ÖFD değerleri ve optimum dozlar tespit
edilmiştir (Şekil 4.54). Benzer trend 7600 mg/L konsantrasyonundaki MBR
çamurunda, KAS çamurlarında ve çeşitli MLSS konsantrasyonlarındaki diğer karışık
çamurlarda da tespit edilmiştir (Çizelge 4.6). Katyonik polimerlerle şartlandırılmış
numunelerde elde edilen düşük ÖFD değerinin yanısıra filtre katı madde içerikleri de
yüksek değerlerde tespit edilmiştir (Çizelge 4.6). Şekil 4.53’den görüldüğü gibi FL
katyonik polimerinin ZT katyonik polimerine göre MBR çamurunun 12600 mg/L
olduğu durumda daha iyi bir susuzlaştırma verimi sağladığı bulunmuştur. Bu trend
MBR çamurunun denenen tüm MLSS konsantrasyonlarında ve KAS çamurunda ve
karışık çamurlarda da tespit edilmiştir (Çizelge 4.6). Anyonik polimerle
şartlandırılmış MBR çamurundaki numunelerde polimer dozu arttıkça ÖFD değeri
yükselmiştir dolayısıyla susuzlaştırma verimliliği düşmüştür. Bu durum çamur
partiküllerinin negatif yüklü olmasından ve uygulanan polimerin de negatif yüklü
olmasıyla partiküller arasındaki itme kuvvetini arttırmıştır ve filtrasyon direncini
artmıştır. İyonik olmayan polimer ÖFD değerini bir miktar düşürmesine rağmen
şartlandırılmamış MBR çamuru ile karşılaştırıldığında susuzlaştırma verimliliğini
önemli derecede arttıramamıştır.
134
1,E+18
ZT, Katyonik
FL, Katyonik
NI, İyonik olmayan
AN, Anyonik
1,E+17
ÖFD (m/kg)
1,E+16
1,E+15
1,E+14
1,E+13
1,E+12
0
2
4
6
8
10
12
14
Polimer Dozu (mg/g KM)
Şekil 4.54. MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğine çeşitli polimerlerin etkisi
(Whatman#40, MLSS:12600 mg/L)
Filtre kağıdı tipinin laboratuar ölçekli susuzlaştırılabilirlik testlerinin sonuçları
üzerinde çok büyük bir etkisinin olduğu bulunmuştur. Bu durum farklı çalışmalardan
elde edilen sonuçların karşılaştırılabilirliği adına filtre kağıtları için standardizasyona
gidilmesi gerekliliğini ortaya koymaktadır. Filtre kağıdının susuzlaştırma üzerindeki
bu etkisi çalışılan tüm çamurlar (KAS, MBR, karışık) için geçerlidir. EPST ve SMPT
konsantrasyonlarının artan MLSS konsantrasyonu ile arttığı bulunmuştur. Ayrıca
MLSS konsantrasyonunun artması ile ortalama partikül boyutu değeri düşmüştür ve
partikül boyut dağılımı küçük partiküller yönünde değişmiştir. ÖFD değerleri ve
optimum polimer dozları artan MLSS konsantrasyonu ile artmıştır. Çünkü yükselen
MLSS
konsantrasyonunun
beraberinde
getirdiği
yüksek
EPS
ve
SMP
konsantrasyonları ve küçülen partikül boyut dağılımı çamur susuzlaştırmanın
zorlaşmasına sebep olmuşlardır. KAS ve MBR çamurlarının filtrelenebilirliğindeki
büyük farklılıklar MLSS konsantrasyonunun çamur susuzlaştırılabilirliği üzerine
tahmin yapabilmek için tek başına yeterli olmadığını ortaya koymaktadır. KAS ve
MBR
çamurlarının
farklı
oranlarda
karıştırılması
KAS
çamurlarının
susuzlaştırılabilirliğini iyileştirmektedir. Benzer olarak bazı durumlarda KAS ve
135
MBR
çamurlarının
karıştırılması
MBR
çamurlarının
susuzlaştırılabilirliğini
iyileştirmiştir.
Tüm bu sonuçların ışığında yüksek MLSS konsantrasyonlarına sahip MBR
çamurlarının çok daha düşük MLSS konsantrasyonlarına sahip KAS çamurları ile
karıştırılmasının çamur susuzlaştırma problemi yaşayan tesisler için bir çözüm
olabileceği söylenebilir. Ancak çamur susuzlaştırma bir çok faktöre bağlı kompleks
bir fenomen olduğu için bulguların tesise özgün olarak ve fayda-maliyet analizinin
de yapılmasıyla değerlendirilmesinin gerekliliği açıktır. Katyonik polimerler anyonik
ve iyonik olmayan polimerlere nazaran tüm çamur tipleri için (MBR, KAS ve karışık
çamurlar) daha iyi susuzlaştırma performansı göstermişlerdir.
136
5. SONUÇLAR
Doktora tezi çalışması birinci fazı arıtılabilirlik çalışmasında elde edilen temel
sonuçlar aşağıda özetlenmiştir.
•
5 Ocak-25 Ağustos 2005 tarihleri arasında MBR sisteminin işletildiği
yaklaşık 8 aylık süre boyunca giriş atıksuyu karakterleri aşırı salınımlar göstermiştir.
Bu salınımlara ve özellikle 1. işletim aşamasındaki çok düşük atıksu sıcaklıkları (6
ο
C) ve giriş suyundaki ani tuzluluk artışlarına rağmen, biyolojik aktivite ve genel
olarak MBR sistemi tüm işletim boyunca çok yüksek arıtma performansı
göstermiştir. Arıtma performansı F/M (substrat/biyomas oranı), organik yükleme
hızı, spesifik substrat giderim hızı ve çözünmüş oksijen gibi diğer parametrelerdeki
salınımlardan da olumsuz etkilenmemiştir. Üç işletim aşamasında da elde edilen
yüksek çıkış suyu kalitesi, arıtma veriminin test edilen SRT, HRT, MLSS
konsantrasyonları ve işletim akılarından bağımsız olduğunu göstermiştir. İşletimdeki
tüm salınımlara rağmen nitrifikasyon sürekli ve tutarlı olarak sağlanmıştır. Organik
karbon ve amonyak giderimleri sağlayan aerobik biyolojik aktivitenin bu başarılı
performansı, MBR’larda oluşan geniş spektrumdaki ve özelleşmiş biyomasın
varlığını göstermektedir. Katı sıvı ayrımının ultrafiltrasyon ile gerçekleştiği MBR’da
mükemmel bir fiziksel dezenfeksiyon da sağlanmıştır.
•
Arıtılabilirlik çalışmaları süresince normal ve yüksek akı aşamalarında
membranlarda geri dönüşümsüz tıkanma oluşmamıştır. Ayrıca, normal akı değerinde
6 aylık işletim süresince, süzüntü suyu ile rutin geri yıkama (9 dakika 45 saniye
süzüntü suyu üretimini müteakip 15 saniye geri yıkama) dışında kimyasal membran
temizliğine ihtiyaç duyulmamıştır. Öte yandan, 2 ay boyunca 39 L/m2-saat gibi çok
yüksek akı işletiminde bile, 2 defa kimyasal temizlik yapılmıştır. Genel itibariyle, 8
aylık pilot ölçek MBR işletimi, tıkanma ve permeabilite azalması gibi işletim
zorlukları ile karşılaşılmamıştır.
137
•
Birinci faz arıtılabilirlik çalışmalarının sonuçları gelecekte kampüste
kurulabilecek MBR arıtma tesisi ve arıtılmış atıksuların kampüs alanında sulama
amaçlı geri kullanılması için temel teşkil edecek özelliktedir. Değişken karakterli
evsel atıksuların MBR prosesi ile arıtılmasıyla ilgili çalışmaların literatürde kısıtlı
olmasından dolayı söz konusu doktora tezinden elde edilen sonuçlar diğer araştırma
ve uygulama projelerine referans olup ışık tutacak niteliktedir.
Doktora çalışması ikinci fazında değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan
pilot ölçek batık MBR sisteminde çeşitli biyokütle karakterlerinin ve işletim
şartlarının tıkanma eğilimleri ve kritik akılara olan etkileri tayin edilmiştir. Elde
edilen temel sonuçlar şunlardır.
•
MBR
sisteminin
karakterizasyonu
toplam
farklı
MLSS
EPS
konsantrasyonlarındaki
konsantrasyonunun
genellikle
biyokütle
SMP
konsantrasyonundan daha yüksek olduğunu göstermiştir. EPST ve SMPT
konsantrasyonları MLSS konsantrasyonlarının artışıyla artmıştır. Diğer taraftan
MLSS konsantrasyonlarının artmasıyla partikül boyutu dağılımı küçülmüştür ve
ortalama partikül boyutu daha küçük partiküller yönünde değişmiştir. EPS ve SMP
nin karbonhidrat fraksiyonlarının protein fraksiyonlarından daha fazla tıkamaya
sebep olduğu görülmüştür.
•
Tüm MLSS seviyelerinde artan havalandırma hızları tıkanma kontrolünde
pozitif bir etki sergilemiştir; ancak artan MLSS seviyelerinde etki derecesi azalmıştır.
MBR sisteminin işletim akısı kritik akı değerinden küçük iken akının tıkanma hızına
etkisi küçük olmuştur ve bu trend MLSS konsantrasyonundan bağımsızdır. Test
edilen tüm akı değerlerinde ve havalandırma hızlarında tıkanma hızının genellikle
artan MLSS konsantrasyonları ile arttığı bulunmuştur. Sonuç olarak işletim akısı
değeri
kritik
akı
değerinin
üzerinde
olması
durumu,
artan
MLSS
konsantrasyonlarına bağlı olarak EPS’in hem protein hem de karbonhidrat
konsantrasyonlarının yüksek olması, biyokütle içerisindeki partiküllerin boyutlarının
küçülmesi ile birlikte membran tıkanmaları artmıştır.
138
•
Tıkanma testleri süresince en küçük MLSS seviyesinden en büyük MLSS
seviyesine ulaşılıncaya kadar MBR sistemi membran modülü değiştirilmeksizin
aerobik olarak yaklaşık sekiz ay işletilmiştir. Bu bağlamda doktora tezinin ikinci
fazında elde edilen sonuçlar tam ölçekli bir MBR sisteminin atıksu arıtma
şartlarındaki (sürekli işletilen, farklı biyokütle şartları, biyokütle için gerekli ÇO
miktarı değişimi) tıkanma durumlarının tahmin edilmesine fayda sağlayacak
niteliktedir.
Doktora tez çalışmasının üçüncü fazında aerobik olarak değişken karakterli evsel
atıksu arıtımı yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde geri yıkama senaryolarının
membran tıkanmalarına etkileri belirlenmiştir. Temel sonuçlar aşağıda belirtilmiştir.
•
En yüksek tıkanma hızı test edilen her akı değerinde sürekli filtrasyon (geri
yıkamanın olmadığı) için gözlenmiştir. En düşük tıkanma hızı en sık geri yıkama
yapılan senaryoda bulunmuştur. Tıkanma hızları genellikle daha sık geri yıkama ile
azalmıştır. Ayrıca filtrasyon süresindeki azalma tıkanmayı azaltmıştır.
•
Yüksek tıkanma hızı değerleri her senaryoda kritik akı üzerindeki akı (>25-30
L/m2-saat) değerlerinde gözlenmiştir. Kritik akının altındaki akılarda, benzer
filtrasyon ve geri yıkama frekansları olan senaryolarda tıkanma hızları devamlı ve
tutarlı bir şekilde (<1 mbar/dakika) düşük değerlerde bulunmuştur. Filtrasyon ve
geri yıkama sürelerinin her ikisi de ortalama toplam membran direnci ile doğrusal
olarak ilişkilidir. Geri yıkama süresinin artırılması, her kademe akısı için toplam
membran direncini azaltırken, sabit geri yıkama sürelerinde filtrasyon süresinin
artması dirençleri önemli ölçüde artırmıştır. Fakat dirençlere filtrasyon sürelerinin
negatif etkileri geri yıkama sürelerinin pozitif etkilerinden daha belirgindir. Örneğin,
filtrasyon/geri yıkama süresi oranının arttırılması dirençlerin de doğrusal bir şekilde
artmasına sebep olmuştur. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ve toplam membran
direnci arasında bulunan güçlü korelasyon (R2: 0,96) rutin geri yıkama uygulanan
batık MBR’larda tıkanma kontrolü optimizasyonunda bu oranın etkili bir araç
olabileceğini göstermektedir.
139
•
Senaryo 4 (9 dakika 55 saniye filtrasyonu takiben 5 saniye geri yıkama) ve 5
(9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama), tıkanma kontrolü ve
net günlük süzüntü suyu üretim hacmine dayanarak optimum senaryolar olarak
bulunmuştur.
•
MBR sisteminin işletimi sırasında mevcut biyokütle şartlarında ve membrana
uygulanan
havalandırma
hızında
(biyooksidasyon
için
gerekli
oksijen
konsantrasyonun sağlanması ve membran yüzeylerinde oluşan kek tabakasının
sıyrılarak uzaklaştırılması için verilen hava debisi) optimum geri yıkama
senaryosunun belirlenmesi hedeflenen süzüntü suyu akısının sürdürülebilir olması
açısından son derece önemlidir. Uygulanacak geri yıkama ve kimyasal temizleme
tür ve sıklığının seçiminde sadece hedeflenen süzüntü suyu işletim akısının
sürdürülmesi değil aynı zamanda günlük bazda üretilecek toplam süzüntü suyu
miktarı da önemlidir. Diğer bir deyimle çok sık yapılan bir geri yıkama senaryosu,
hedeflenen işletim akılarını sağlayabilir, ancak geri yıkama sırasında süzüntü suyu
üretiminin durmasından ve geri yıkamada süzüntü suyunun kullanılmasından dolayı
günlük üretilen süzüntü suyu miktarını önemli ölçüde azaltabilir. Ayrıca çok sık
değiştirilen süzüntü suyu üretim-geri yıkama modları mekanik aksamda da (özellikle
çift yönlü çalışan pompalarda) erken arızalara neden olabilir.
Doktora tezinin dördüncü fazında MBR çamurunun ve konvansiyonel aktif çamurla
(KAS) karıştırılmış MBR çamurunun (karışık çamur) susuzlaştırılabilirliği ve
susuzlaştırılabilirliğe değişik polimerlerin tip ve dozlarının, ÖFD ölçümlerindeki
filtre tipinin ve çamur özelliklerinin etkileri belirlenmiştir. Elde edilen temel sonuçlar
şunlardır.
•
Filtre kağıdı türünün susuzlaştırılabilirlik testlerinin sonuçları üzerinde çok
büyük bir etkisinin olduğu bulunmuştur. Bu durum farklı çalışmalardan elde edilen
sonuçların karşılaştırılabilirliği adına filtre kağıtları için standardizasyona gidilmesi
gerekliliğini ortaya koymaktadır. Filtre kağıdının susuzlaştırma üzerindeki bu etkisi
çalışılan tüm çamurlar (KAS, MBR, karışık) için geçerlidir.
140
•
EPST ve SMPT konsantrasyonlarının artan MLSS konsantrasyonu ile arttığı
bulunmuştur. Ayrıca MLSS konsantrasyonunun artması ile ortalama partikül boyutu
değeri düşmüştür ve partikül boyut dağılımı küçük partiküller yönünde değişmiştir.
ÖFD değerleri ve optimum polimer dozları artan MLSS konsantrasyonu ile artmıştır.
Çünkü yükselen MLSS konsantrasyonunun beraberinde getirdiği yüksek EPS ve
SMP konsantrasyonları ve küçülen partikül boyut dağılımı çamur susuzlaştırmanın
zorlaşmasına sebep olmuşlardır.
•
KAS ve MBR çamurlarının farklı oranlarda karıştırılması KAS çamurlarının
susuzlaştırılabilirliğini iyileştirmiştir. Benzer olarak bazı durumlarda KAS ve MBR
çamurlarının karıştırılması MBR çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini iyileştirmiştir.
Tüm bu sonuçların ışığında yüksek MLSS konsantrasyonlarına sahip MBR
çamurlarının çok daha düşük MLSS konsantrasyonlarına sahip KAS çamurları ile
karıştırılmasının çamur susuzlaştırma problemi yaşayan tesisler için bir çözüm
olabileceği söylenebilir. Ancak çamur susuzlaştırma bir çok faktöre bağlı kompleks
bir fenomen olduğu için bulguların tesise özgün olarak ve fayda-maliyet analizinin
de yapılmasıyla değerlendirilmesinin gerekliliği açıktır.
•
Katyonik polimerler anyonik ve iyonik olmayan polimerlere nazaran tüm
çamur tipleri için (MBR, KAS ve karışık çamurlar) daha iyi susuzlaştırma
performansı göstermişlerdir.
•
Doktora tezinin bu fazı kapsamında elde edilen veriler, literatürde kısıtlı
bulunan MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliği veya filtre edilebilirliğine biyokütle
karakteristiklerinin, polimer tip ve dozlarının ve filtre kağıdı türünün etkilerini
açıklaması bakımından referans kaynak niteliğindedir.
141
6. KAYNAKLAR
Adham, S., Gagliardo, P., 1998. Membrane Bioreactors for Water Repurification
Phase I. Desalination Research and Development Program Report No. 34,
U.S Department of Interior, Bureau of Reclamation, USA.
Adham S., Trussell R., 2001. Membrane bioreactors: feasibility and use in water
reclamation, San Diego, CA, Final Report, Water Environment Research
Foundation, Alexandria, VA. USA.
Adham S., Gagliardo P., Boulos L., Oppenheimer J., Trussell R., 2001. Feasibility of
the membrane bioreactor process for water reclamation. Water Sci. and Tech.,
43(10), 203-209, (2001).
Anonim I: Water Environment Federation, 2001. Membrane Bioreactors: Feasibility
and Use in Water Reclamation. ISBN 1-893664-36-8, Water Environment
Research Foundation (WERF), USA.
Anonim II: U.S. Environmental Protection Agency (USEPA), 1992. Guidelines for
Water Reuse. Washington, DC, USA.
Anonim III: California Department of Health Services, 2000. Title 22 of the
California Code of Regulations, www.dhs.ca.gov, USA.
APHA (American Public Health Association), 1985. Standart Methods for the
Examination of Water and Wastwater, Sixteenth Edition, Washington, DC,
USA.
Bae, T.H., Tak, T.M., 2005. Interpretation of fouling characteristics of ultrafiltration
membranes during the filtration of membrane bioreactor mixed liquor. J.
Membr. Sci., 264, 151-160.
Bouhabila, E.H., Aim, R.B., Buisson, H., 2001. Fouling characterization in
membrane bioreactors. Sep. Purif. Technol., 22-23, 123-132.
Brik, M., Chamam, B., Schöberl, P., Braun, R., Fuchs, W., 2004. Effect of ozone,
chlorine and hydrogen peroxide on theelimination of colour in treated textile
wastewater by MBR. Water Sci. and Tech., 49(4), 299-303.
Bri,k M., Schoeberl, P., Chamam, B., Braun, R., Fuchs, W., 2006. Advanced
treatment of textile wastewater towards reuse using a membrane bioreactor.
Process Biochem., 41, 1751-1757.
Buisson, H., Cote, P., Praderie, M., Paillard, H. 1998. The use of immersed
membranes for upgrading wastewater treatment plants. Wat. Sci. Tech., 37(9),
89-95.
142
Butcher, G.J., 1989. Experiences with anaerobic digestion of wheat strach processing
waste, International Biodegredation, 25, 71-77.
Chae, S.R, Shin, H.S., 2007. Effect of condensate of food waste (CFW) on nutrient
removaland behaviours of intercellular materials in a vertical submerged
membrane bioreactor (VSMBR). Bioresource Technology, 98, 373–379.
Chang M. C., Lin, H. L., Huang, C. L.,Wang, Y. Y., Wan, C. C., 1998. Conditioning
characteristics of kaolin sluolyelectrolytes. Colloids and Surfaces A:
Physicochemical and Engineering Aspects, 139,1-3, 75-80.
Chang, I.S., Bag, S.O. and Lee, C.H., 2001. Effects of Membrane Fouling on Solute
Rejection during Membrane Filtration of Activated Sludge. Process Biochem.,
36(8-9), 855-860.
Chang, I.S., Le-Clech, P., Jefferson, B., Judd, S.J., 2002. Membrane Fouling in
Membrane Bioreactors for Wastewater Treatment. Environ. Eng. Sci.,
128(11), 1018-1029,.
Cho, B.D., Fane, A.G., 2002. Fouling Transients in Nominally Sub-critical Flux
Operation of a Membrane Bioreactor. J. of Membrane Science, 209, 391-403.
Choo, K.H., Lee, C.H., 1996. Effect of Anaerobic Digestion Broth Composition on
Membrane Permeability. Water Sci. and Tech., 34, 173-179.
Chua HC, Arnot TC, Howell JA., 2002. Controlling fouling in membrane bioreactors
operated with a variable throughput. Desalination 149, 225–229.
Cicek, N., Winnen, H., Suidan, T.M., Wrenn, B.E., Urbain, V., Manem, J., 1998.
Effectiveness of Membrane Bioreactors in the Biodegradation of High
Moleculer Weight Compounds. Water Research, 32(5), 1553-1563.
Cicek, N., Franco, J.P., Suidan, M.T., Urbain, V., Manem, J., 1999a.
Characterization and Comparison of a Membrane Bioreactor and a
Conventional Activated Sludge System in the Treatment of Wastewater
Containing High Molecular Weight Compounds. Water Environment
Research, 71, 64-70.
Cicek, N., Dionysiou, D., Suidan, M.T., Ginestet, P., Audic, J.M., 1999b.
Performance Deterioration and Structural Changes of a Ceramic Membrane
Bioreactor due to Inorganic Abrasion. J. of Membrane Science, 163, 19-28.
Cicek, N., Franco, J.P., Suidan, M.T., Urbain, V., Manem J., 1999c. Characterization
and comparison of a membrane bioreactor and a conventional activated
sludge system in the treatment of wastewater containing high-molecularweight compounds. Water Environ. Res., 71, 64-70.
143
Cicek, N., 2002. Membrane bioreactors in the treatment of wastewater generated
from agricultural ındustries and activities. Proceedings of the AIC Meeting,
Saskatoon, Saskatchewan, Canada.
Coackley, P., Jones, B.R.S., 1956. Vacuum sludge filtration I Interpretation os results
by the concept specific resistance. Sewage and İndustrial Wastes, 28, 963-971.
Crawford, G., Thompson, D., Lozier, J., Daigger, G., Fleischer, E., 2000. Membrane
Bioreactors – A Designer’s Perspective. Proceedings of the Water
Environment Federation Technical Symposia, Anaheim, California, USA.
Daigger, G.T., Rittmann, B.E., Adham, S., Andreottola, G., 2005. Are membrane
bioreactors ready for widespread application?. Environ. Sci. Technol., 39(19),
399A-406A.
Defrance L., Jaffrin M.Y., 1999. Reversibility of fouling formed in activated sludge
filtration. J. Membr. Sci., 157, 73-84.
Defrance L., Jaffrin M.Y., Gupta B., Paullier P., Geaugey V., 2000. Contribution of
various constituents of activated sludge to membrane bioreactor fouling.
Bioresource Technology, 73, 105-112.
Degremont, 1991. Water Treatment Handbook, Vol: 1, Ruveil- Malmaision Cedex,
France.
Drews A., Lee C.-H., Kraume M. 2006. Membrane fouling - a review on the role of
EPS. Desalination, 200(1-3), 186-188.
Dubois, M., Gilles, K.A., Hamilton, J.K., Rebers, P.A., Smith, F. 1956. Calorimetric
method for determination of sugar and related substances. Anal. Chem., 28,
350–356.
Eckenfelder, W.W., Santrahanam C.J., 1981. Sludge Treatment. Mercel Dekker, Inc.,
New York.
Evenblij H., Van der Graaf, J.H., 2004. Occurrence of EPS in activated sludge from a
membrane bioreactor treating municipal wastewater. Wat. Sci. Tech., 50,
293-300.
Fane, A., Chang, S. 2002. Membrane bioreactors: design and operational options.
Filtr. Sep., 39, 26-29.
Field R.W., Wu D., Howell J.A., Gupta B.B., 1995. Critical flux concept for
microfiltration fouling. J. Membr. Sci. 100, 259-272.
Frolund, B., Palmgren, R., Keiding, K. and Nielsen, P.H., 1996. Extraction of
extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin.
Water.Research, 30, 1749–1758.
144
Galil, N.I., Levinsky, Y., 2007. Sustainable reclamation and reuse of industrial
wastewater including membrane bioreactor technologies: case studies.
Desalination, 202, 411-417.
Gander, M., Jefferson, B., Judd, S., 2000. Aerobic MBRs for Domestic Wastewater
Treatment: A Review with Cost Considerations. Separation and Purification,
18, 119-130.
Gunder B., 2001. The Membrane-Coupled Activated Sludge Process in Municipal
Wastewater Treatment. Technomic Publishing, Lancaster, PA., UK.
Guo W.S., Vigneswaran S., Ngo H.H., Xing W. 2007. Experimental investigation on
acclimatized wastewater for membrane bioreactors. Desalination, 207, 383391.
HACH Water Analysis Handbook, 1989. HACH Company, Colorado, USA.
Hernandez M.E.R., Van Kaam R., Schetrite S., Albasi C., 2005. Role and variations
of supernatant compounds in submerged membrane bioreactor fouling.
Desalination, 179, 95-107.
Hodgson P.H., Fane A.G., 1992. Crossflow microfiltration of biomass with inorganic
membranes: The influence of membrane surface and fluid dynamics. Key Eng.
Mater., 61/62, 167-174.
Hong S, Bae T, Tak T, Hong S, Randall A., 2000. Fouling control in activated sludge
submerged hollow fiber membrane bioreactors. Desalination 143:219–228.
Judd S.J., 2001. A Review of Fouling of Membrane Bioreactors in Sewage
Treatment, School of Water Sciences, Cranfield University, UK.
Judd S.J., 2002a. The Development of the Membrane Bioreactor Technology for
Sewage Treatment in the UK, School of Water Sciences, Cranfield University,
UK.
Judd S.J., 2002b. Submerged Membrane Bioreactors: Flat Plate or Hollow Fibre?.
Filtration and Separation, 39(5), 30-31.
Judd S.J., 2004. A review of fouling of membrane bioreactors in sewage treatment.
Wat. Sci. Tech., 49(2), 229-235.
Judd S.J., 2006. The MBR Book: Principles and Applications of Membrane
Bioreactors in Water and Wastewater Treatment. Elsevier, Oxford, UK.
Jiang T., Kennedy M.D., Van der Meer W.G.J., Vanrolleghem P.A., Schippers J.C.,
2003. The role of blocking and cake filtration in MBR fouling. Desalination,
157, 335-343.
145
Jiang, T., Kennedy, M.D., Guinzbourg, B.F., Vanrolleghem, P.A. and Schippers, J.C.,
2005. Optimising the operation of a MBR pilot plant by quantitative analysis of
the membrane fouling mechanism. Wat. Sci. Tech., 51(6-7), 19-25.
Karr P.R., Keinath, T.M., 1978. Influence of particle size on sludge dewaterability. J.
Water Pollut. Control Fed., 50, 1911-1930.
Kim, J.S., Lee, C.H., Chang, I.S., 2001. Effect of Pump Shear on the Performance of
a Crossflow Membrane Bioreactor. Water Research, 35(9), 2137-2144.
Knoblock, M.D., Sutton, P.M., Mishra, P.N., Grupta, K., Janson, A., 1994.
Memebrane biological reactor system for treatment oily wastewaters. Water
Environment Research, 66(2), 133-139.
Kraume, M., Bracklow, U., Vocks, M. and Drews, A., 2005. Nutrients removal in
MBRs for municipal wastewater treatment. Wat. Sci. Tech., 51(6-7), 391-402.
Le-Clech P., Jefferson B. and Judd S.J., 2003a. Impact of aeration, solids
concentration and membrane characteristics on the hydraulic performance of
a membrane bioreactor. J. Membr. Sci., 218, 117-129.
Le-Clech P., Jefferson B., Chang I.S. and Judd S.J., 2003b. Critical flux
determination by the flux-step method in a submerged membrane bioreactor.
J. Membr. Sci., 227, 81-93.
Le-Clech P., Chen V. and Fane T.A.G., 2006. Fouling in membrane bioreactors used
in wastewater treatment. J. Membr. Sci., 284, 17-53.
Lee, C.H., Liu J.C., 2000. Enhanced sludge dewatering by dual polyelectrolyte
conditioning. Water Res., 34, 4430-4436.
Lee, J., Ahn, W.Y., Lee, C.H., 2001. Comparison of the filtration characteristics
between attached and suspended growth microorganisms in submerged
membrane bioreactor. Water Research, 35(10), 2435-2445.
Lee W., Kang S., Shin H., 2003. Sludge characteristics and their contribution to
microfiltration in submerged membrane bioreactors. J. Membr. Sci., 216,
217-227.
Lesjean, B., Rosenberger, S., Schrotter, J.C., Recherche, A., 2004. Membrane-aided
biological wastewater treatment- an overview of applied systems. Membr.
Technol., 5-10.
Liu, R., Huang, X., Wang, C., Chen, L., Qian Y., 2000. Study on hydraulic
characteristics in a submerged membrane bioreactor process, Proc Biochem
36, 249–254.
146
Lo, I.M.C., Lai, K.C.K., Chen, G.H., 2001. Salinity effect on mechanical dewatering
of sludge with and without chemical conditioning. Environmental Science
and Technology, 35, 4691-4696.
Lowry, O.H., Rosebrough, N.J., Farr, A.L., Randall, R.J., 1951. Protein measurement
with the folin phenol reagent. J. Biol. Chem., 193, 265–275.
Madaeni, S.S., Fane A.G., Wiley D.E., 1999. Factors influencing critical flux in
membrane filtration of activated sludge. J. Chem. Technol. Biotechnol., 74,
539-543.
Manem, J., Sanderson, R., 1996. Membrane bioreactors in water treatment
membrane process. 17.1-17.3, McGraw Hill, USA.
Mayhew, M., Stephenson, T., 1997. Low Biomass Yield Activated Sludge: A
Review. Environmental Technology, 18, 883-886.
Metcalf And Eddy 2003. Wastewater Engineering Treatment Disposal Reuse. Mc
Raw Hill Inc., New York, USA.
Mikkelsen, L.H., Keiding K., 2002. Physico-chemical characteristics of full scale
sewage sludges with implications to dewatering. Water Res., 36, 2451-2462.
Muller, E.B., Stouthamer, A.H., Verseveld, H.W., Eikelboom, D.H., 1995. Aerobic
domestic wastewater treatment in a pilot plant with complete sludge retention
by cross-flow filtration, Water Research, 29(4), 1179-1189.
Nagano, A., Arikawa, E., Kobayashi, H., 1992. The treatment of liquor wastewater
containing high strength suspended solids by membrane bioreactor system,
Water Sci. and Techn., 26(3-4), 887-895.
Nagaoka, H., Nemoto, H., 2005. Influence of extracellular polymeric substances on
nitrogen removal in an intermittently-aerated membrane bioreactor. Wat. Sci.
Tech., 51, 151-158.
Ortiz, M., Raluy, R.G., Serra, L., Uche, J., 2007. Life cycle assessment of water
treatment technologies: wastewater and water-reuse in a small town.
Desalination, 204, 121-131.
Ottoson J., Hansen, A., Björlenius, B., Norder, H.,. Stenström T.A., 2006. Removal
of viruses, parasitic protozoa and microbial indicators in conventional and
membrane processes in a wastewater pilot plant. Water Research, 40, 14491457.
Pillay, V.L., Townsend, B., Buckley, C.A., 1994. Improving the performance of
anaerobic digesters at wastewater treatment works: The coupled cross-flow
microfiltration/digester process, Water Sci. and Techn., 30(12):329-337.
147
Psoch, C., Schiewer, S., 2005. Critical flux aspect of air sparging and backflushing
on membrane bioreactors. Desalination, 175, 61-71.
Rosenberger, S., Kraume, M., 2002. Filterability of activated sludge in membrane
bioreactors. Desalination, 151, 195-200.
Ross, W.R., Bernard, J.P., Strohwald, N.K.H., Grobler C.J., Sanetra, C.J., 1992.
Practical application of the adulf process to the full-scale treatment of maizeprocessing effluent, Water Sci. and Techn., 25(10):27-39.
Ruth, B. F., 1933. Studies in filtration II Fundamental axiom of constant pressure
filtration. Ind. Eng. Chem., 25, 153-161.
Sartorius kullanım kitapçığı 2003. Microbiological testing of foods, beverages and
pharmaceuticals.
Saveyn, H., Meersseman, S., Thas, O., Van der Meeren P., 2005. Influence of
polyelectrolyte characteristics on pressure-driven activated sludge dewatering.
Colloid. Surface A., 262, 40-51.
Schoeberl, P., Brik, M., Bertoni, M., Braun, R., Fuchs, W., 2005. Optimization of
operational parameters for a submerged membrane bioreactor treating
dyehouse wastewater. Sep. Purif. Technol., 44, 61-68.
Shimizu, Y., Shimodera, K.I., Watanabe, A., 1993. Crossflow Microfiltration of
Bacterial Cells, J. Fermentation and Bioengineering, 76, 493-500.
Smith, P.J., Vigneswaran, S., Ngo, H.H., Ben-Aim, R., Nguyen, H., 2005. Design of
a generic control system for optimising back flush durations in a submerged
membrane hybrid reactor. J. Membr. Sci., 255, 99-106.
Stephenson, T., Brindle, K., Judd, S., Jefferson, B., 2000. Membrane Bioreactors for
Wastewater Treatment, ISBN 1-900222-07-8, IWA Publishing, UK.
Sun B.S., Zhang H.F., Qi G.S., 2006. Comparison of sludge filtration characteristics
between a membrane bioreactor and a conventional activated sludge process.
Huan Jing Ke Xue, 27, 315-318 (article in Chinese, abstract in English,
accessed via www.pubmed.gov).
Tardieu, E., Grasmick, A., Geaugey, V., Manem J., 1998. Hydrodynamic control of
bioparticle deposition in a MBR applied to wastewater treatment. J. of
Membrane Science, 147, 1-12.
Tchobanoglous, G., 1979. Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, Reuse. 2nd
Edition, McGraw-Hill, New York, USA.
148
Tchobanoglous, G., Burton F.L., Stensel, H.D., 2003. Wastewater Engineering:
Treatment and Reuse. 4th Edition, Metcalf&Eddy, McGraw-Hill, New York,
USA.
Van der Roest, H.F., Lawrence, D.P., Van Bentem, A.G.N., 2002. Membrane
Bioreactors for Municipal Wastewater Treatment. ISBN 1843390116, IWA
Publishing, UK, (2002).
Visvanathan, C., Ben Aim, R. and Parameswaran, K., 2000. Membrane separation
bioreactors for wastewater treatment. Crit. Rev., Environ. Sci. Technol., 30,
1-48.
Watanabe, Y., Kubo, K., Sato, S., 1999. Amplication of amphoteric polyelectrolytes
for sludge dewatering, Langmuir, Vol:15, No:12.
Wisniewski, C., Grasmick, A., 1998. Floc Size Distribution in a Membrane
Bioreactor and Consequences for Membrane Fouling. Colloids and Surfaces
A: Physicochemical and Engineering Aspects, 138, 403-411.
Wisniewski, C., Grasmick, A., Leon-Cruz, A., 2000. Critical Particle Size in
Membrane Bioreactors- Case of a Denitrifying Bacterial Suspension. J. of
Membrane Science, 178:141-150.
Wu, C.C., Huang, C.P., Lee, D.J. 1997. Effect of polymer dosage on alum sludge
dewatering characteristics and physical properties. Colloid. Surface. A., 122,
89-96.
Yang, W., Cicek, N., Ilg, J., 2006. State-of-the-art of membrane bioreactors:
worldwide research and commercial applications in North America. J. Membr.
Sci., 270, 201-211.
Yigit, N.O., Kaplan, S.S., Civelekoglu, G., Kiti,s M., 2006a. Membran
Biyoreaktörlerde tıkanmayı etkileyen faktörler. III. International Scientific
and Practical Conference, Azerbaijan University of Architecture and
Construction, July 6-7, Baku, Azerbaijan.
Yigit, N.O., Civelekoglu, G., Kitis, M., 2006b. Impacts of biomass characteristics
and operational conditions on membrane fouling in a submerged membrane
bioreactor. 232nd American Chemical Society National Meeting, Sept. 10-14,
San Francisco, USA.
Yoon, S.H., Kang, I.J., Lee, C.H., 1999. Fouling of Inorganic Membrane and Flux
Enhancement in Membrane- Coupled Anaerobic Reactor. Separation Science
and Technology, 35(5), 709-724.
Yun, M.A., Yeon, K.M., Park, J.S., Lee, C.H., Chun, J., Lim, D.J., (2006).
Characterization of biofilm structure and its effect on membrane permeability
in MBR for dye wastewater treatment. Water Research, 40, 45-52.
149
ZENON Environmental Inc., 2002. www.zenon.com, Oakville, Ontario, Canada.
Zhang, J., Chua, H.C., Zhou, J., Fane A.G., 2006. Factors affecting the membrane
performance in submerged MBR. J. Membr. Sci., 284, 54-66.
150
ÖZGEÇMİŞ
Adı Soyadı
: Nevzat Özgü YİĞİT
Doğum yeri ve yılı
: Silifke, 1975
Medeni hali
: Evli
Yabancı dil
: İngilizce
Eğitim ve Akademik Durumu:
Lise
: 1989-1992 Erdemli Lisesi
Lisans
: S.DÜ.Çevre Müh. Bölümü (1994–1998)
Yüksek Lisans
: S.D.Ü. Fen Bilimleri Çevre Müh. Anabilim Dalı (2000–2003)
Çalıştığı Kurum ve Yıl:
Süleyman Demirel Ünv. Müh. Mim. Fakültesi Çevre Müh. Bölümü (2000 - )
Yayınlar:
1.
1.1.
Alanında, Yurtdışında Yayımlanan Kitapta Bölüm Ve Ünite Yazarlığı
Yigit N.O., Harman I., Civelekoglu G., Koseoglu H., Cicek N., Yilmaz L.,
Arviv R., Kitis M. (2008) The use of a pilot-scale membrane bioreactor in
treating domestic wastewater with variable characteristics for potential water
reuse on a university campus, In: Efficient Management of Wastewater, Its
Treatment and Reuse in Water Scarce Countries, Al Baz, Ismail; Otterpohl,
Ralf; Wendland, Claudia (Eds.), ISBN: 978-3-540-74491-7, Springer.
2.
2.1.
Uluslararası hakemli dergilerde yayınlanan makaleler
Kitis M., Akcil A., Karakaya E., and Yigit N.O. (2005). Destruction of
cyanide by hydrogen peroxide in tailings slurries from low bearing sulphidic
gold ores. Minerals Engineering, 18, 353-362.
151
2.2.
Kitis M., Karakaya E., Yigit, N.O., Civelekoglu G., and Akcil A. (2005).
Heterogeneous catalytic degradation of cyanide using copper-impregnated
pumice and hydrogen peroxide, Water Research, 39, 1652-1662.
2.3.
Kitis M., Kaplan S.S., Karakaya E., Yigit N.O. Civelekoglu G. (2007)
Adsorption of natural organic matter from waters by iron-coated pumice,
Chemosphere, 66, 130-138.
2.4.
Yiğit, N.O., Mazlum, S., (2007). "Phosphate Recovery Potential from
Wastewater by Chemical Precipitation at Batch Conditions". Environmental
Technology. 28 (1):83-93
2.5.
Civelekoglu G., Yigit N.O., Diamadopoulos E., Kitis M. (2007) Prediction of
bromate formation using multi-linear regression and artificial neural
Networks, Ozone Science & Engineering, 29(5), 353-362.
2.6.
Kitis M., Harman I.B., Yigit N.O., Beyhan M., Nguyen H., Adams B. (2007)
The removal of natural organic matter from selected Turkish source waters
using magnetic ion exchange resin (MIEX®), Reactive and Functional
Polymers, 67, 1495-1504.
2.7.
Yigit N.O., Harman I., Civelekoglu G., Koseoglu H., Cicek N. and Kitis M.
(2008) Membrane Fouling in a Pilot-Scale Submerged Membrane Bioreactor
Operated under Various Conditions. Desalination, in press.
2.8.
Yigit N.O., Uzal N., Koseoglu H., Harman I., Yukseler H., Yetis U.,
Civelekoglu G., Kitis M. (2008) Treatment of a denim producing textile
industry wastewater using pilot-scale membrane bioreactor. Desalination, in
press.
2.9.
Yigit N.O., Civelekoglu G., Harman I., Koseoglu H., Kitis M. (2008) Effects
of various backwash scenarios on membrane fouling in a membrane
bioreactor, Desalination, in press.
2.10. Civelekoglu G., Perendeci A., Yigit N.O., Kitis M. (2007) Modeling carbon
and nitrogen removal in an industrial wastewater treatment plant using
adaptive network-based fuzzy inference system, CLEAN - Soil, Air, Water,
accepted.
152
3. Ulusal Hakemli Dergilerde Yayımlanan Teknik Not, Editöre Mektup,
Tartışma, Vaka Takdimi ve Özet Türünden Yayınlar Dışındaki Makale
3.1.
Civelekoğlu G, Yiğit N.Ö., Kaplan Ş.Ş., Kitis M. (2005) Çevresel ortamlarda
bulunan ve organizmalarda endokrin sistemini bozabilecek kimyasallar,
Çevre Bilim & Teknoloji Dergisi, cilt 2, sayı 3, 213-228.
3.2.
Yiğit,N.Ö., Mazlum,S., (2006), "Kesikli İşletim Durumunda Kimyasal
Çökeltim İşlemiyle Atıksudan Fosfat Geri Kazanım Potansiyeli", Süleyman
Demirel Üniversitesi, Fen Bilimleri Enstitüsü Dergisi. Cilt: 10, Sayı: 1, 116124.
4. Ulusal bilimsel toplantılarda sunulan ve bildiri kitabında basılan bildiriler
4.1.
Tosun, İ., Kılıç, M., Beyhan, M., Yiğit, N.,Ö., “Isparta’da Hava Kirliliğinin
İnsan Sağlığına Etkilerinin İncelenmesi”, Ulusal Sanayi-Çevre Sempozyumu,
1 (414), Mersin Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Müh. Bölümü,
25-27 Nisan, Mersin. 2001.
4.2.
Beyhan, M., Kılıç, M., Yiğit, N.,Ö., Tosun, İ., “Isparta’da Hava Kirliliğinin
Değerlendirilmesi”, Ulusal Sanayi-Çevre Sempozyumu, 1 (371), Mersin
Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Müh. Bölümü, 25-27 Nisan,
Mersin, 2001.
4.3.
Yigit, N.Ö., Mazlum, S. ve Civelekoglu, G. (2004), "Atıksudan Apatit ve
Struvit Tortuları Şeklinde Fosfor Geri Kazanımı", Ulusal 9. Endüstriyel
Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, İTÜ, 2-4 Haziran İstanbul.
4.4.
Civelekoglu, G., Mazlum, S. ve Yigit, N.Ö. (2004), "Arıtma Süreçlerinde
Farklı Safsızlık Durumlarında Havalandırma ve Gaz Transferi", Ulusal 9.
Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, İTÜ, 2-4 Haziran İstanbul.
4.5.
Kitis, M., Beyhan, M., Yigit, N.Ö. ve Civelekoglu, G. (2004), "Kentsel ve
Endüstriyel Atıksuların Arıtılıp Geri Kazanımı Uygulama Alanları ve
Problemler", Ulusal 9. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, İTÜ, 24 Haziran İstanbul.
153
4.6.
Kitis M., Yiğit N.Ö., Civelekoğlu G., Kaplan Ş.Ş. (2004) Doğal sularda ve
içme suyu kaynaklarında canlılarda endokrin-üreme sistemini bozabilecek
kimyasallar, 1. Ulusal Çevre Kongresi, Cumhuriyet Üniversitesi, 13-15 Ekim,
Sivas
4.7.
Kitis M., Karakaya E., Yigit N.Ö., Civelekoglu G. ve Akcil A. (2005) Pomza
ve hidrojen peroksitle siyanürün bozundurulması, Madencilik ve Çevre
Sempozyumu, Ankara, 5-6 Mayıs.
4.8.
Civelekoğlu G., Yiğit N.Ö., Diamadopoulos E., Kitis M. (2005) İçme suyu
arıtımında ozonlama sonucu bromat oluşumunun yapay sinir ağları ile
modellenmesi, Bilimde Modern Yöntemler Sempozyumu BMYS, BUMAT,
Kocaeli, 16-18 Kasım.
4.9.
Civelekoğlu G., Perendeci A., Yiğit N.Ö., Keskin M.E., Kitis M. (2005)
(sözlü sunum, tam metin bildiri) Endüstriyel atıksu arıtma tesisinde aerobik
biyolojik oksidasyonun adaptif ağ temelli bulanık çıkarım sistemi ile
modellenmesi, VI. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi, İstanbul, 24-26
Kasım.
4.10. Yiğit N.Ö., Harman B.İ., Civelekoğlu G., Çiçek N., Kitis M. (2005) Değişken
karakterli
üniversite
kampüs
atıksularının
pilot-ölçek
membran
biyoreaktörüyle arıtılması, VI. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi, İstanbul,
24-26 Kasım.
4.11. Yiğit N.Ö., Civelekoğlu G., Harman İ., Kitis M. (2006) Membran
biyoreaktöründe geri yıkama şartlarının transmembran basınçlarına ve
tıkanmalara etkileri, Türkiye'de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri Sempozyumu5, Gebze Yüksek Teknoloji Enstitüsü, Mayıs 11-12, Kocaeli.
4.12. Civelekoğlu G., Yiğit N.Ö., Kitis M. (2006) Kentsel atıksu arıtma tesisi
performansının yapay zeka yöntemleri ile modellenmesi, İTÜ 10. Endüstriyel
Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, Haziran 7-9, İstanbul.
4.13. Yiğit N.Ö., Civelekoğlu G., Kitis M. (2006) Batık membran biyoreaktöründe
kritik akının kademeli akı metoduyla tayini, İTÜ 10. Endüstriyel Kirlenme
Kontrolü Sempozyumu, Haziran 7-9, İstanbul.
4.14. Civelekoğlu G., Yiğit N.Ö., Çınar Ö., Kitis M. (2006) Evsel atıksu arıtma
tesisinde karbon ve azot gideriminin adaptif ağ temelli bulanık çıkarım
154
sistemi ile modellenmesi, Türkiye'de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri
Sempozyumu-5, Gebze Yüksek Teknoloji Enstitüsü, Mayıs 11-12, Kocaeli.
4.15. Yiğit N.O., Harman İ., Uzal N., Yükseler H., Yetiş Ü., Civelekoğlu G., Kitis
M.,
(2007)
Tekstil
Endüstrisi
Atıksularının
Pilot-Ölçek
Membran
Biyoreaktörüyle (MBR) Arıtımı, Ulusal Çevre Sempozyumu, 18-21 Nisan,
Mersin.
4.16. Civelekoğlu G., Yiğit N.Ö., Kitis M., Nickel K., Neis U., (2007) Su ve Atıksu
Arıtımında Ultrason Teknolojisi Uygulamaları, Ulusal Çevre Sempozyumu,
18-21 Nisan, Mersin.
4.17. Emel E., Kevser D., Yiğit N.Ö., Kitis M., Çınar Ö. (2007) Tekstil boyar
maddelerin arıtımını gerçekleştiren karışık mikroorganizmaların anaerobik ve
aerobik stabilitelerinin belirlenmesi, 7. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi,
Ekim 24-27, İzmir.
5. Uluslararası toplantıda sunularak tam metin olarak yayımlanan bildiri
5.1.
Kitis M., Kaplan S.S., Karakaya E., Yigit N.Ö. and Civelekoglu G. (2005)
Removal of natural organic matter by iron-impregnated pumice, American
Water Works Association Annual Conference, San Francisco, June 12-16.
5.2.
Yigit N.O., Harman İ., Civelekoglu G., Cicek N., Arviv R., Kitis M. (2006)
"The Use of a Membrane Bioreactor in Treating Domestic Wastewater with
Variable Characteristics- Pilot-scale Tests for Potential Reuse on a University
Campus" Regional EMWater Project Cnference, Amman, Jordan, 30 Ekim-1
Kasım.
5.3.
Yigit, N.O., Civelekoglu, G. and Kitis, M. (2006) "Impacts of biomass
characteristics and operational conditions on membrane fouling in a
submerged membrane bioreactor". 232nd ACS National Meeting, San
Francisco, CA, September 10-14, 2006.
5.4.
Yiğit, N.O., Kaplan, Ş.Ş., Civelekoğlu, G., Kitis M. (2006)."Membran
Biyoreaktörlerde Tıkanmayı Etkileyen Faktörler" Globalleşme Prosesinde Su
İhtiyatlarından İstifade ve İntegrasiyalı İdare Etme Sempozyumu, 6-7
Temmuz, Bakü, Azerbaycan.
155
5.5.
Civelekoglu, G. Yigit, N.O., Diamadopoulos, E., Kitis, M. (2006). "Modeling
of COD Removal in a Biological Wastewater Treatment Plant Using
Adaptive Neuro-Fuzzy Inference System (ANFIS)" Globalleşme Prosesinde
Su İhtiyatlarından İstifade ve İntegrasiyalı İdare Etme Sempozyumu, 6-7
Temmuz, Bakü, Azerbaycan.
5.6.
Harman, B.İ., Civelekoğlu, G., Yiğit, N.O., Kitis, M., Beyhan, M. (2006).
"Arıtılmış Atıksuların Tarımsal Sulamada Yeniden Kullanımı" Globalleşme
Prosesinde Su İhtiyatlarından İstifade ve İntegrasiyalı İdare Etme
Sempozyumu, 6-7 Temmuz, Bakü, Azerbaycan.
5.7.
Kaplan, Ş.Ş., Yiğit, N.O., Kitis, M. (2006). "İçme Suyu Arıtımında
Halojenlenmiş Dezenfeksiyon Yan Ürünleri Oluşumu- Doğal Organik Madde
Özelliklerinin Etkileri" Globalleşme Prosesinde Su İhtiyatlarından İstifade ve
İntegrasiyalı İdare Etme Sempozyumu, 6-7 Temmuz, Bakü, Azerbaycan.
5.8.
Civelekoglu G., Perendeci A., Yigit N.O., Kitis M. (2007) Modeling the
aerobic bio-oxidation stage of an industrial wastewater treatment plant using
ANFIS as a software sensor, International Conference on 'The Environment:
Survival and Sustainability', February 19-24, Nicosia, Northern Cyprus.
5.9.
Civelekoglu G., Yigit N.O., Cinar O., Kitis M. (2007) Simulation of an
activated sludge treatment system using ASM and ANFIS models,
International Conference on 'The Environment: Survival and Sustainability',
February 19-24, Nicosia, Northern Cyprus
5.10. Yigit N.O., Civelekoglu G., Harman I., Koseoglu H., Kitis M. (2007) Effects
of various backwash scenarios on membrane fouling in a membrane
bioreactor, International Conference on 'The Environment: Survival and
Sustainability', February 19-24, Nicosia, Northern Cyprus.
5.11. Yigit N.O., Civelekoglu G, Cinar O., Kitis M. (2007) Filterability of
membrane bioreactor (MBR) sludge- Impacts of polyelectrolytes and mixing
with conventional activated sludge, IWA Specialist Conference "Facing
sludge diversities: challenges, risks, and opportunities", March 28-30,
Antalya, Turkey.
5.12.
Yigit N.O., Harman I., Civelekoglu G., Koseoglu H., Cicek N., Kitis M.,
(2007) Membrane Fouling in a Pilot-Scale Submerged Membrane Bioreactor
156
Operated under Various Conditions, The 4th IWA International Membranes
Conference Membranes for Water and Wastewater Treatment featuring
Membrane Technology, May 15-17,Harrogate, UK.
5.13. Civelekoglu G., Yigit N.O., Kitis M. (2007) Modeling the treatment
performance of a submerged membrane bioreactor using artificial neural
network, 233rd American Chemical Society National Meeting, March 25-29,
Chicago, USA.
5.14. Yigit N.O., Uzal N., Koseoglu H., Harman I., Yukseler H., Yetis U.,
Civelekoglu G., Kitis M., (2007) Treatment of a Denim Producing Textile
Industry Wastewater Using Pilot-Scale Membrane Bioreactor. Permea 2007.
September 2-6 2007. Siofok-Hungary.
157