ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ … · Yapılan çalışmada evsel...

ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

YÜKSEK LİSANS TEZİ

Onur ORTATEPE

EVSEL NİTELİKLİ ATIKSULARIN AEROBİK VE ANAEROBİK ŞARTLAR ALTINDA, AZOT VE FOSFOR GİDERİM VERİMLERİNİN KARŞILAŞTIRILMASI

ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI

ADANA 2013

2


EVSEL NİTELİKLİ ATIKSULARIN AEROBİK VE ANAEROBİK ŞARTLAR ALTINDA, AZOT VE FOSFOR GİDERİM VERİMLERİNİN

KARŞILAŞTIRILMASI

Onur ORTATEPE



Bu tez 11/07/2012 Tarihinde Aşağıdaki Jüri Üyeleri Tarafından Oybirliği/Oyçokluğu ile Kabul Edilmiştir. Prof. Dr. Ahmet YÜCEER Doç. Dr. Çağatayhan Bekir ERSÜ Doç. Dr. Ramazan BİLGİN DANIŞMAN ÜYE ÜYE Bu tez Enstitümüz Çevre Mühendisliği Anabilim Dalında hazırlanmıştır. Kod No: Prof. Dr. Mustafa GÖK Enstitü Müdürü

Not: Bu tezde kullanılan özgün ve başka kaynaktan yapılan bildirişlerin, çizelge, şekil ve fotoğrafların kaynak gösterilmeden kullanımı, 5846 sayılı Fikir ve Sanat Eserleri Kanunundaki hükümlere tabidir.

I

ÖZ


EVSEL NİTELİKLİ ATIKSULARIN AEROBİK VE ANAEROBİK ŞARTLAR ALTINDA, AZOT VE FOSFOR GİDERİM VERİMLERİNİN

KARŞILAŞTIRILMASI

Onur ORTATEPE



Danışman : Prof. Dr. Ahmet YÜCEER Yıl :2013, Sayfa:99 Jüri : Prof. Dr. Ahmet YÜCEER : Doç. Dr. Çağatayhan Bekir ERSÜ : Doç. Dr. Ramazan BİLGİN

Yapılan çalışmada evsel nitelikli sentetik atıksu kesikli aktif çamur ve yukarı akışlı

anaerobik filtre reaktörü kullanılarak arıtılmıştır. Reaktörlere verilen sentetik atıksu ortalama değerleri; KOİ 500 mg/L, TKN (NH3 ve Organik Azot) 45 mg/L, NO3 2,5 mg/L, toplam fosfor 8,5 mg/L dir. Deneysel çalışmalar sırasında kesikli aktif çamur reaktörü ve yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörleri eş zamanlı olarak işletilmiş ve aynı evsel nitelikli sentetik atıksu ile beslenmiştir.

Kesikli aktif çamur reaktörü; uçucu askıda katı madde (UAKM) 3500 mg/L, askıda katı madde (AKM) 5000 mg/L, hidrolik bekletme süresi (HRT) 24 saat, çamur yaşı 20 gün, F/M oranı 0,06 gün-1, Çözünmüş oksijen (ÇO) 3,6 mg/L ortalama değerleri altında işletilmiştir. Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü; AKM 15000 mg/L, HRT 12 saat ve 350C sabit sıcaklık değerleri altında işletilmiştir. Bu parametreler işletme sırasında sürekli olarak kontrol edilmiştir. Kesikli aktif çamur reaktöründe ortalama % 90, yukarı akışlı anaerobik filtre reaktöründe ortalama % 78 KOİ giderildiği görülmüştür.

Kesikli aktif çamur ve yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörlerinin azot ve fosfor değerlerinin karşılaştırılması; TKN, NH3, NO3, NO2 ve toplam fosforun giriş ve çıkış konsantrasyonlarına göre hesaplanmıştır. Çalışma sonunda kesikli aktif çamur reaktörü ortalama giderim verimleri; TKN % 91, toplam fosfor %63, yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörlerinde ise ortalama TKN % 12 oranında giderilirken, toplam fosforun %20 oranında artış gösterdiği gözlenmiştir.

Yukarı akışlı anerobik filtre reaktöründe azot ve fosfor çıkış konsantrasyonlarının yüksek olmasından dolayı Kurak bölgelerde evsel nitelikli atıksuların, yukarı akışlı anerobik filtre reaktörü ile arıtıldıktan sonra zirai amaçlı sulama suyu olarak yeniden kullanılması düşünülmektedir. Anahtar Kelimeler: Kesikli aktif çamur, yukarı akışlı anerobik filtre, kurak

bölgelerde atıksuların yeniden kullanılması, azot giderimi, fosfor giderimi.

II

ABSTRACT

MSc. THESIS

THE TREATMENT OF NITROGEN AND PHOSPHORUS PERFORMANCE COMPARISON WITH BATCH FLOW ACTIVATED

REACTOR AND UPFLOW ANAEROBIC FILTER REACTOR

Onur ORTATEPE

ÇUKUROVA UNIVERSITY INSTITUTE OF NATURAL AND APPLIED SCIENCES

DEPARTMENT OF ENVIRONMENTAL ENGINEERING Supervisor : Prof. Dr. Ahmet YÜCEER Year :2013, Pages:99 Jury : Prof. Dr. Ahmet YÜCEER : Assoc.Prof.Dr. Çağatayhan Bekir ERSÜ : Assoc.Prof.Dr. Ramazan BİLGİN

In this study, synthetic domestic watsewater is treated with batch flow

activated sludge and upflow anaerobic filter reactor. The reactors are fed with synthetic domestic wastewaters which have the value of COD (chemical oxygen demand) 500 mg/L, TKN (NH3 and organic nitrogen) 45 mg/L, NO3 2,5 mg/L, total phosphorus 8,5 mg/L. During the study, the batch flow activated sludge and upflow anaerobic filter reactor are run simultaneously and supplied with the same synthetic domestic watsewater.

The batch flow activated sludge reactor is run under the average of MLVSS 3500 mg/L, MLSS 5000 mg/L, hydraulic retention time (HRT) 24 hour, Solids residence times (SRT) 20 days , F/M ratio 0,06 day-1, DO (dissolved oxygen) 3,6 mg/L. The upflow anaerobic filter reactor is run under the average of MLSS 15000 mg/L, HRT 12 hour and 350C constant temperature. These parameters are always checked during the running. It is observed that, from the activated sludge %90 and from the upflow anaerobic filter reactor % 78 COD is removed.

The comparison of nitrogen and phosphate values of the batch flow activated sludge and upflow anaerobic filter reactors are calculated according to the inlet and outlet concentration of; TKN, NH3, NO3, NO2 and total phosphorus. The batch flow activated sludge reactor average removal rate: TKN % 91, total phosphorus %63. The upflow anaerobic filter reactor average removal rate for TKN % 12 but total phosphorus increased % 20.

In conculusion, upflow anaerobic filter reactor, nitrogen and phosphorus discharge concentration is higher than batch flow activated sludge reactor. Therefore the effluent can be reused in arid regions for irrigation, due to high nutrient content.

Keywords: Batch flow activated sludge, upflow anaerobic fitler, wastewater reuse,

nitrogen removal, phosphorus removal.

III

TEŞEKKÜR

Lisans ve yüksek lisans eğitimim ve tez çalışmam boyunca her türlü olanağı

sağlayarak yardımlarını benden esirgemeyen ve fikirleriyle bana yol gösteren

danışman hocam Çevre Mühendisliği Bölüm Başkanı Sayın Prof. Dr. Ahmet

YÜCEER’e sonsuz teşekkürlerimi sunarım.

Eğitimim ve tez aşmam boyunca fikirleri bana ışık tutan hocalarım Sayın Prof

Dr. Mesut Başıbüyük’e, Sayın Doç. Dr. Çağatayhan Bekir ERSÜ’ye, Sayın Yard

Doç Dr. Turan YILMAZ’a ve teşekkür ederim.

Çalışmamda gerekli olan ekipmanlar ve tezim süresince bana destek veren

Arş. Gör. Dr. Orkun İbrahim DAVUTLUOĞLU’na, Arş. Gör. Dr. Ayşe ERKUŞ’a,

Arş. Gör. Dr. Fatih ERKUŞ’a ve Arş. Gör. Behzat BALCI’ya teşekkür ederim.

Çalışmam sırasında benden yardımlarını esirgemeyen tüm yüksek lisans

öğrencisi arkadaşlarıma teşekkür ederim.

Bana yüksek lisans eğitimi imkanı veren Ç.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü’ne ve

çalışmalarım esnasında tüm bölüm olanaklarından yararlanmamı sağlayan Çevre

Mühendisliği Anabilim Dalı Başkanlığı’na, teşekkürlerimi sunarım.

IV

İÇİNDEKİLER SAYFA

ÖZ .............................................................................................................................I

ABSTRACT ............................................................................................................ II

TEŞEKKÜR ........................................................................................................... III

İÇİNDEKİLER ....................................................................................................... IV

ÇİZELGELER DİZİNİ ..........................................................................................VII

ŞEKİLLER DİZİNİ ................................................................................................ IX

SİMGELER VE KISALTMALAR ....................................................................... XII

1. GİRİŞ ................................................................................................................... 1

1.1. Evsel Nitelikli Atıksuyun Özellikleri .............................................................. 3

1.1.1. Evsel Nitelikli Atıksularda Azot ve Fosforun Önemi ............................ 6

1.2. Çevre Mühendisliği Uygulamalarında Azot .................................................... 7

1.2.1. Azot Döngüsü ..................................................................................... 10

1.2.2. Nitrifikasyon ...................................................................................... 11

1.2.3. Denitrifikasyon ................................................................................... 14

1.3. Çevre Mühendisliği Uygulamalarında Fosfor ............................................... 15

1.3.1. Fosfor Döngüsü .................................................................................. 17

1.4. Evsel Nitelikli Atıksuların Arıtılması ........................................................... 18

1.4.1. Aerobik (Havalı) Arıtma Prosesleri ..................................................... 19

1.4.1.1. Aktif Çamur Yöntemi .............................................................. 21

1.4.1.2. Aktif Çamur Yönteminde Organik Maddenin Parçalanması ..... 23

1.4.1.3. Kesikli Aktif Çamur Yöntemi .................................................. 25

1.4.1.4. Kesikli Aktif Çamur Yönteminde Azot Giderimi ..................... 28

1.4.1.5. Kesikli Aktif Çamur Yönteminde Fosfor Giderimi ................... 30

1.4.2. Anaerobik (Havasız) Arıtma ............................................................... 32

1.4.2.1. Anaerobik Arıtma Mekanizması .............................................. 33

1.4.2.2. Anaerobik Arıtma Yöntemleri .................................................. 35

1.4.2.3. Anaerobik Filtre Reaktörleri .................................................... 37

1.4.2.4. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktöründe Azotun

Davranışları ............................................................................. 38

V

1.4.2.5. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktöründe Fosforun Davranışları............ 40

1.5. Dünya’da Su Kaynakları ve Kullanım Şekilleri ............................................ 43

1.6. Türkiye’de Su Kaynakları ve Kullanım Şekilleri .......................................... 44

1.7. Atıksuların Yeniden Kullanılma İhtiyacı ...................................................... 46

1.7.1. Kentsel Amaçlı Yeniden Kullanım ..................................................... 47

1.7.2. Endüstriyel Amaçlı Yeniden Kullanım ............................................... 47

1.7.3. Çevre ve Rekreasyon Amaçlı Yeniden Kullanım ................................ 47

1.7.4. Yeraltı Suyunun Beslenmesi Amaçlı Yeniden Kullanım ..................... 47

1.7.5. İçme Suyu Kaynaklarının Artırılması Amaçlı Yeniden Kullanım ........ 48

1.7.6. Tarımsal Amaçlı Yeniden Kullanım.................................................... 48

1.7.7. Atıksuların Yeniden Kullanımında Dikkat Edilmesi Gereken

Faktörler ............................................................................................. 50

1.8. Atıksuların Tarımsal Amaçlı Yeniden Kullanımı .......................................... 50

1.8.1. Atıksuların Tarımda Yeniden Kullanılması Planlanırken Dikkat

Edilmesi Gereken Faktörler ................................................................ 52

1.8.2. Su Kaynağının Özellikleri ................................................................... 52

1.8.2.1. Miktar ...................................................................................... 52

1.8.2.2. Kalite ....................................................................................... 53

1.8.2.3. Tuzluluk .................................................................................. 53

1.8.2.4. Sodyum İçeriği ........................................................................ 54

1.8.2.5. Eser Elementler........................................................................ 54

1.8.2.6. Bakiye Klor ............................................................................. 55

1.8.2.7. Nutrientler ............................................................................... 55

1.8.2.8. Endokrin Bozucular ................................................................. 55

1.8.3. Ekonomik Açıdan Uygunluk............................................................... 56

1.8.4. Mikrobiyolojik Açıdan Sağlık Riskleri ............................................... 56

1.8.5. Toksikolojik Açıdan Sağlık Riskleri ................................................... 57

1.8.6. Sosyokültürel Konular ........................................................................ 58

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR ................................................................................... 59

3. MATERYAL VE METOD ................................................................................. 67

3.1. Materyal ....................................................................................................... 67

VI

3.1.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ............................................................ 67

3.1.2. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü ............................................ 68

3.1.3. Sentetik Atıksu ................................................................................... 69

3.2. Metot ........................................................................................................... 70

3.2.1. Analitik Yöntemler ............................................................................. 70

3.2.2. Deneysel Çalışma ............................................................................... 71

4. BULGULAR VE TARTIŞMA ............................................................................ 73

4.1. Reaktörlerin İşletmeye Alınması .................................................................. 73

4.2. Deneysel Bulgular ........................................................................................ 75

4.2.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Bulguları ............................................. 75

4.2.2. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Bulguları ............................. 79

5. SONUÇLAR VE ÖNERİLER............................................................................. 89

KAYNAKLAR ....................................................................................................... 93

ÖZGEÇMİŞ ........................................................................................................... 99

VIII

ÇİZELGELER DİZİNİ SAYFA

Çizelge 1.1. Ham Evsel Nitelikli Atıksuyun Kirlilik Dereceleri ............................... 4

Çizelge 1.2. Ham Evsel Nitelikli Atıksuyun Karakteristiği ...................................... 5

Çizelge 1.3. Farklı ülkelerdeki ham evsel nitelikli atıksu değerlerinin

karşılaştırılması .................................................................................. 6

Çizelge 1.4. Sucul ortamlarda NH4+, NO2 ve NO2 iyonlarının fazla miktarda

bulunması sonucu oluşabilecek kirlilik türleri ...................................... 8

Çizelge 1.5. Havalandırma havuzlarında Nitrifikasyon yapabilme yeteneğine

sahip organizma grupları. .................................................................. 13

Çizelge 1.6. Çevre mühendisliği uygulamalarında en çok rastlanan fosfor

bileşikleri .......................................................................................... 17

Çizelge 1.7. Enerji ve karbon kaynaklarına göre mikroorganizmaların genel

sınıflandırılması ................................................................................ 20

Çizelge 1.8. Aerobik ve anaerobik bakteriyel metabolizma ................................... 34

Çizelge 1.9. Dünyadaki Toplam Su Miktarlarının Yüzdesi .................................... 44

Çizelge 1.10. Dünya’da Yıllara Göre Su Tüketim Miktarları ................................... 44

Çizelge 1.11. Ülkemizde Tüketilebilir Su Potansiyeli Miktarları ve Yüzdesi ........... 45

Çizelge 1.12. Arıtılmış Atıksu Kullanım Uygulamaları. .......................................... 49

Çizelge 2.1. HUASB reaktöründe evsel nitelikli atıksuyun arıtılmasında ait

parametreler ...................................................................................... 62

Çizelge 2.2. Farklı reaktörlerdeki azot giderim oranları ......................................... 63

Çizelge 2.3. HUSB ve UASB reaktörlerinin ortalama değerleri ............................. 64

Çizelge 3.1. Sentetik Atıksu Bileşimi .................................................................... 70

Çizelge 4.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü İşletme Parametreleri ......................... 73

Çizelge 4.2. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü İşletme Parametreleri ......... 74

Çizelge 4.3. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Bulguları ........................................... 73

Çizelge 4.4. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü TKN Bulguları ................................... 76

Çizelge 4.5. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü NH3 Bulguları ................................... 76

Çizelge 4.6. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Organik Azot Bulguları ..................... 77

Çizelge 4.7. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Nitrat Azotu (NO3) Bulguları ............. 77

IX

Çizelge 4.8. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Nitrit Azotu (NO2) Bulguları ............. 78

Çizelge 4.9. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Toplam Fosfor Bulguları.................... 78

Çizelge 4.10. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Bulguları............................ 80

Çizelge 4.11. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü TKN Bulguları ................... 81

Çizelge 4.12. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü NH3 Bulguları .................... 81

Çizelge 4.13. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Organik Azot Bulguları...... 82

Çizelge 4.14. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Nitrat Azotu (NO3)

Bulguları ........................................................................................... 82

Çizelge 4.15. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Nitrit Azotu (NO2)

Bulguları ........................................................................................... 83

Çizelge 4.16. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Toplam Fosfor Bulguları .... 83

Çizelge 5.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ve Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre

Reaktörü Ortalama Değerleri ............................................................. 89

X

ŞEKİLLER DİZİNİ SAYFA

Şekil 1.1. Ötrofikasyonun sucul ortamdaki döngüsü ................................................ 9

Şekil 1.2. Azot döngüsü. ....................................................................................... 10

Şekil 1.3. Atıksu içerisinde bulunan amonyum iyonunun nitrifikasyon

basamakları. .......................................................................................... 11

Şekil 1.4. Nitrifikasyon bakterilerinden a)Çomaksı Şeklindeki Nitrobacter

b)Nitrosomonas. .................................................................................... 11

Şekil 1.5. Atıksu içerisinde bulunan amonyak ve amonyum iyonunun farklı pH

aralığında bulunma yüzdesi ................................................................... 12

Şekil 1.6. Ani nitrifikasyon sırasında bulunan protozoa türleri .............................. 13

Şekil 1.7. Fosfor Bileşikleri .................................................................................. 16

Şekil 1.8. Fosfor Döngüsü ..................................................................................... 18

Şekil 1.9. Piston Akımlı Aktif Çamur Reaktörü .................................................... 22

Şekil 1.10. Tam Karışımlı Aktif Çamur Reaktörü ................................................... 22

Şekil 1.11. Klasik Aktif Çamur Prosesinin Şematik Gösterimi ................................ 23

Şekil 1.12. Organik maddenin biyolojik bir hücreye transferi .................................. 24

Şekil 1.13. Kesikli aktif çamur prosesi .................................................................... 27

Şekil 1.14. Aktif Çamur aerobik fosfor giderim profili ............................................ 31

Şekil 1.15. Biyolojik fosfor giderim prosesinde BOİ ve Ortofosfatın değişimi ........ 32

Şekil 1.16. Anaerobik dönüşüm prosesleri .............................................................. 35

Şekil 1.17. Askıda çoğalan sistemler ....................................................................... 36

Şekil 1.18. Biyofilm üzerinde çoğalan sistemler ...................................................... 37

Şekil 1.19. pH değişimine bağlı amonyak ve amonyum değişimi ............................ 39

Şekil 1.20. Polifosfatın kimyasal yapısı ve yüksek enerjili ortofosfat grubu ............ 41

Şekil 1.21. Biyolojik fosfor arıtımında, Anaerobik ve Aerobik metabolizmaların

davranışları ........................................................................................... 41

Şekil 1.22. İleri Biyolojik Fosfor Giderim Prosesi şematik gösterimi ...................... 42

Şekil 2.1. Anaerobik filtre reaktöründe farklı hidrolik bekletme sürelerindeki

KOİ ve AKM giderim verimleri ............................................................ 65

Şekil 3.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ............................................................... 68

XI

Şekil 3.2. Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü ve biyogazın toplandığı

ölçeklendirilmiş silindir ve asitli su tankı düzeneği ................................ 69

Şekil 4.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ve Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre

Reaktörlerinde KOİ giderim verimlerinin karşılaştırılması .................... 84


Reaktörlerinde TKN giderim verimlerinin karşılaştırılması ................... 85


Reaktörlerinde NH3 Azotu giderim verimlerinin karşılaştırılması. ........ 86


Reaktörlerinde Nitrat (NO3) giderim miktarlarının karşılaştırılması ....... 87


Reaktörlerinde Fosfor giderim miktarlarının karşılaştırılması ................ 88

XII

SİMGELER VE KISALTMALAR

A.Ç.

AKM

BOİ

BOİ5

BOİu

ÇBS (SRT)

ÇHİ (SVI)

ÇO

F/M

HRT

KOİ

MLSS

MLVSS

NH3

NO2

NO3

OLR

TÇM

TKM

TKN

TOK

TP

UAKM

: Aktif çamur

: Askıda katı madde

: Biyolojik oksijen ihtiyacı

: Beş günlük biyokimyasal oksijen ihtiyacı

: Nihai biyokimyasal oksijen ihtiyacı

: Çamur bekletme süresi

(Sludge retention time)

: Çamur hacim indeksi

(Sludge volume index)

: Çözünmüş oksijen

: Besin maddesinin organizma miktarına oranı

(Food/Microorganism)

: Hidrolik bekletme süresi (Hydraulic retention time)

: Kimyasal oksijen ihtiyacı

: Karışık sıvıda katı madde

(Mix liquor suspended solids)

: Karışık sıvıda uçucu katı madde

(Mix liquor volatile suspended solids)

: Amonyak azotu

: Nitrit azotu

: Nitrat azotu

: Organik yükleme oranı (Organic loading rate)

: Toplam çözünmüş katı

: Toplam katı madde

: Toplam kjeldahl azotu

: Toplam organik karbon

: Toplam fosfor

: Uçucu askıda katı madde

1. GİRİŞ Onur ORTATEPE

1

1. GİRİŞ

İçinde bulunduğumuz yaşam küresi, sadece insanlar için değil aynı zamanda

diğer tüm canlılar içinde yaşam kaynağıdır. Çok hassas bir denge içinde olan bu eşsiz

dünyanın başka alternatifi bulunmamaktadır. Günümüze kadar doğal kaynakların

bilinçsiz kullanımı ile sürekli tahrip edilmesi, özellikle çevreye duyarlı olmayan

endüstrileşme, hızlı ve plansız kentleşme eğilimleri vb. nedenler, sahip olduğumuz

doğal zenginliklerin hızla tahrip olmasına, hatta bazı türlerin yok olmasına neden

olmuştur.

Ekolojik dengedeki bu bozulmalar başta küresel ısınma olmak üzere, yaşamın

temel kaynağı olan suyun kalitesinin bozulmasına ve miktarının da her geçen gün

azalmasına neden olmuştur. Suyun giderek azalan ve dolayısı ile kıymetlenen bir

kaynak olması, su havzalarının önemini arttırmaktadır. Bu nedenle su havzalarının

planlanması konusunda sistematik bir stratejinin olmaması ve su havzalarının küresel

ölçekteki ekolojik değişimlerden hemen etkilenen bir yapı sergilemesi nedeniyle

önemi bir kat daha artmaktadır. Su stresinin işaretlerini bugün her yerde görmek

mümkündür. Yer altı sularının seviyeleri düşmekte, göller küçülmekte, sulak alanlar

yok olmaktadır. (Öztürk, 2005)

Bugün şehirlerimizde yaşanan sorunlardan bir tanesi de atıksulardır. Atıksu

karakterizasyonu, uygun arıtma sistemlerinin tasarımı ve tesisin düzgün bir şekilde

işletilmesi açısından çok önemlidir. Kentsel atıksular genellikle ham evsel atıksular

ile ön arıtmadan geçmiş endüstriyel atıksulardan oluşmaktadır. Bu yüzden bu

atıksular çok farklı özelliklere sahiptir ve ekonomik bir arıtma için

karakterizasyonunun bilinmesi gerekmektedir.

Evsel ve endüstriyel atıkların arıtılmadan veya gerektiği gibi arıtım

yapılmadan deşarj yapılmasıyla alıcı ortamdaki çözünmüş oksijen miktarını

azalmasına ve bunun sonucunda ekolojik dengenin bozulmasına neden olmaktadır.

Atıksu deşarjlarıyla kirletilmiş yüzeysel suların kalitesi giderek düşmekte ve belirli

bir süre sonunda bu sular, birçok kullanım amacına hizmet edemez hale gelmektedir.

Atıklar sonucu, kayıp ve kirlenme dünyada olduğu gibi ülkemizde de çok kısıtlı alıcı

ortamlar olan; su ve toprak kaynaklarında önemli sorunlar oluşturmaktadır. Bu


2

sorunların üstesinden gelmenin en akılcı yolu atık üretmemektir. Bu mümkün

olmadığında da atıkları arıtmak ve yeniden kullanmaktır. (Türkmen, 2006)

Atıksuların yeniden kullanıldığı alanlar:

1. Zirai amaçlı sulama (tarımsal ürün yetiştirme)

2. Arazi iyileştirme amaçlı sulama (park, bahçe, yeşil alan sulaması)

3. Endüstriyel amaçlı kullanım (kazan ve soğutma suları vb.)

4. Yer altı suyu zenginleştirilmesi

5. Rekreasyon ve çevresel amaçlı kullanım (göl, bataklık ve balıkçılık

faaliyetlerinde vb)

6. Evsel amaçlı kullanım alanlarında (tuvalet suları, yangın söndürme vb.)

7. İçme suyu olarak yeniden kullanımı

Bazı sanayileşmiş ülkelerin belirli şehirlerinde ve gelişmekte olan ülkelerin

bazılarında çok az miktarda su kaynağı bulunmaktadır. Özellikle kurak (arid) ve yarı

kurak (semi arid) bölgelerde atıksular boşa harcanmayacak kadar değerlidir. Bu

kapsamda atıksuların arıtımı artık tüm dünyada kaçınılmaz hale gelecektir.

Yapılan çalışmada evsel nitelikli atıksuyun aerobik ve anaerobik şartlar

altında azot ve fosfor giderim verimleri kıyaslanmıştır. Azot ve fosfor alıcı ortamlara

direk olarak deşarj edildiklerinde ortamı olumsuz yönde etkilerler. Bunlardan en

etkilisi alg patlaması olarak bilinen “ötrofikasyon” olayıdır. Bunun yanında azot ve

fosfor, bitkiler için besin ( nutrient ) kaynağıdır. Özellikle gübreler yüksek miktarda

azot ve fosfor içermektedirler. Tarımsal amaçlı kullanılan bu gübreler yüksek

miktarda ürün eldesi ve verimlilik sağlamaktadır. Bu nedenle azot ve fosfor tarımsal

amaçlı olarak, en çok ihtiyaç duyulan iki elementtir. Evsel nitelikli atıksuların azot

ve fosfor açısından zengin olması, atıksuyun tarımsal amaçlı kullanılmasını gündeme

getirmiştir. Arıtılmış atıksuyun alıcı ortama verilmesi yerine tarımsal amaçlı olarak

kullanılması, hem su kaynaklarının korunmasını hem de alıcı ortamların

kirletilmesinin önlenmesi açısından çok önemlidir. (Yüceer, 2009)


3

1.1. Evsel Nitelikli Atıksuyun Özellikleri

Evsel nitelikli atıksular askıda, koloidal ve çözünmüş halde organik ve inorganik

maddelerden oluşur. Atıksuyun konsantrasyonu, kullanılan suyun kirletilmeden

önceki konsantrasyonuna ve suyun kullanılış amacına bağlıdır. Gerek iklimsel

şartlar, gerekse de insanların yaşam standartları ve kültürleri atıksu karakteristiğini

önemli ölçüde etkiler. Kişi başına günlük su tüketim değerlerinin değişmesi ve evsel

kanalizasyonlara, endüstriyel atıksuların verilmesi de atıksu karakteristiğini

değiştiren önemli parametrelerdir. Her ne kadar suya deşarj edilen atık miktarları

toplumların özelliklerine göre farklılık gösterse de, bu fark çok yüksek değildir.

Bununla birlikte atıksu karakteristikleri sadece şehirden şehre değil, her bir yerleşim

birimi için mevsimden mevsime hatta saatten saate bile değişkenlik gösterebilir.

Atıksulardaki kirleticilerin konsantrasyonuna bağlı olarak gösterdiği değişkenlik,

atıksuyun sınıflandırılmasına neden olmuştur. Evsel nitelikli atıksu; zayıf orta veya

kuvvetli derecede olarak sınıflandırılmıştır. Çizelge 1.1’de (ham) hiç arıtılmamış ve

bir işleme uğramamış evsel nitelikli atıksu özellikleri verilmiştir. (Metcalf&Eddy,

2003)


4

Çizelge 1.1. Ham Evsel Nitelikli Atıksuyun Kirlilik Dereceleri (Metcalf & Eddy,2003)

Kirleticiler Birim Konsantrasyon

Zayıf Orta Kuvvetli

Toplam Katı Madde mg/L 390 720 1230

Toplam Çözünmüş Katı Madde mg/L 270 500 860

Uçucu Çözünmüş Katı Madde mg/L 110 200 340

Toplam Askıda Katı Madde mg/L 120 210 400

Uçucu Askıda Katı Madde mg/L 95 160 315

BOI5(20C0) mg/L 110 190 350

Toplam Organik Karbon mg/L 80 140 260

KOI mg/L 250 430 800

Toplam Azot mg/L 20 40 70

Organik Azot mg/L 8 15 25

Serbest Amonyak Azotu mg/L 12 25 45

Nitrit mg/L 0 0 0

Nitrat mg/L 0 0 0

Toplam Fosfor mg/L 4 7 12

Organik Fosfor mg/L 1 2 4

İnorganik Fosfor mg/L 3 5 10

Klorür mg/L 30 50 90

Sülfat mg/L 20 30 50

Yağ ve Gres mg/L 50 90 100

Uçucu Organik Bileşikler mg/L <100 100-400 >400

Çizelge 1.2’de, çizelge 1.1’deki gibi hiçbir arıtma işlemi uygulanmamış

(ham) evsel nitelikli atıksuyun, standart olarak kabul edebileceğimiz ortalama

değerleri verilmiştir. Çizelge 1.2’de görüleceği gibi, atıklar çok yüksek oranda

karbon, azot, fosfor gibi organik besinlerden ve yüksek konsantrasyonda

mikroorganizmalardan oluşmaktadır. Bunlar hemen çürümeye müsait olup,

kanallarda akarken bile biyolojik bozunmaları devam eder. Böylece zaman içinde


5

atıksuyun bazı özellikleri de değişmektedir. Toplumlar arasında, özellikle de

gelişmekte olan ve gelişmiş toplumlar arasında su tüketimi çok farklı

olabileceğinden, değerler g/kişi-gün cinsinden verilmiştir. (Arceivala, 2002)

Çizelge 1.2. Ham Evsel Nitelikli Atıksuyun Karakteristiği (Arceivala, 2002)

Madde Atıksuda Bulunma Değeri

(g/kişi-gün)

BOİ5(200C) 45-54

KOİ 1.6 - 1.9xBOİ5

Toplam Organik Karbon 0.6 – 1.0xBOİ5

Toplam Katı Madde 170-220

Askıda Katı Madde 70-145

Alkalinite (CaCO3 cinsinden) 20-30

Kloridler 4-8

Toplam Azot 6-12

Organik Azot 0.4 x toplam azot

Serbest Amonyak Azotu 0.6 x toplam azot

Nitrit -

Nitrat 0.0 - 0.5 x toplam azot

Toplam Fosfor 0.6-4.5

Organik Fosfor 0.3 x toplam fosfor

İnorganik Fosfor (ortho- ve polifosfat) 0.7 x toplam fosfor

Toplam Bakteri (100 ml atıksu içinde) 109 - 1010

Koliform Bakteriler (100 ml atıksu

içinde) 109 - 1010

Kanalizasyon sistemlerinin etkili çalışması durumunda, biyokimyasal oksijen

ihtiyacı (BOİ) değeri genellikle 54 g/kişi-gün civarındadır. Gelişmekte olan bazı

bölgelerde oluşan atıksuyun tamamı kanalizasyon sistemine verilmediğinden, BOİ

değeri 30-40 g/kişi-gün seviyesinde olabilir. Eğer kanalizasyonda birleşik sistem

uygulanıyorsa, BOİ değeri %40 daha yüksek yani 77 g/kişi-gün seviyesinde


6

olmaktadır. Evsel nitelikli atıksular azot ve fosfor gibi besinlerin ana kaynağıdır.

Birçok endüstri kuruluşunun atıksularında (gübre ve gıda endüstrileri hariç) çok az

miktarda besin elementi bulunur. Gelişmen ve gelişmekte olan ülkelerin BOİ, azot ve

fosfor değerleri karşılaştırılması Çizelge 1.3’de verilmiştir (Arceivala, 2002).

Çizelge 1.3. Farklı ülkelerdeki ham evsel nitelikli atıksu değerlerinin karşılaştırılması (Metcalf&Eddy, 2003)

Ülke (g/kişi-gün)

BOİ Toplam Askıda

Katı Madde Toplam

Kjeldahl Azotu Amonyak

Azotu Toplam

Fosfor Brezilya 55-68 55-68 8-14 - 0.6-1

Danimarka 55-68 82-96 14-19 - 1.5-2 Mısır 27-41 41-68 8-14 - 0.4-0.6

Almanya 55-68 82-96 11-16 - 1.2-1.6 Yunanistan 55-60 - - 8-10 1.2-1.5 Hindistan 27-41 - - - -

İtalya 49-60 55-82 8-14 - 0.6-1 Japonya 40-45 - 1-3 - 0.15-0.4 Filistin 32-68 52-72 4-7 3-5 0.4-0.7 İsveç 68-82 82-96 11-16 - 0.8-1.2

Türkiye 27-50 41-68 8-14 9-11 0.4-2 Uganda 55-68 41-55 8-14 - 0.4-0.6 Amerika

(USA) 50-120 60-150 9-22 5-12 2.7-4.5

1.1.1. Evsel Nitelikli Atıksularda Azot ve Fosforun Önemi

Teknolojik gelişmeler, hızlı nüfus artışı ve tüketim alışkanlıklarının artması

ile birlikte; alıcı ortamlara verilen atıkların miktar ve çeşitliliğinde bir artış

gözlenmiştir. Özellikle yeni kirleticilerin ortaya çıkması, su kaynaklarının, toprağın

ve atmosferin yararlı kullanımını azaltmaktadır.

İnsan aktiviteleri sonucunda, yüzeysel sularda, azot ve fosfor miktarının

artması en yaygın sorunlardan biri olan ötrofikasyona neden olur. Ötrofikasyon


7

belirtileri daha çok yaz ayları boyunca alglerin çoğalması (Alg patlaması) sonucu

ortaya çıkar. Alg patlaması sonucu sularda ki; bulanıklık artar, çözünmüş oksijen

seviyesi düşer, balıklar ölür, flora ve fauna çeşitliliği azalır. Yüzeysel sulardaki alg

miktarı ve bulanıklığın artması ile içme amaçlı olarak kullanılacak suların klorlama

(Dezenfeksiyon) ihtiyacı da artacaktır. Bununla birlikte yüksek seviyede kurşun

içeren dezenfektanların kullanılmasıyla insanlarda kanser riski de artacaktır. Sucul

ortamda aşırı miktarda nutrient varlığı mikroorganizma aktivitesini arttıracaktır.

Buna örnek olarak pfisteria insan sağlığına zarar verebilecek bir mikroorganizma

türüdür (US.EPA,2001).

Kullanılabilir su kaynaklarının her geçen gün azalması, mevcut su

kaynaklarının korunmasının önemini arttırmaktadır. Türkiye’de de mevcut su

kaynaklarının korunması için azot ve fosfor kontrolü büyük önem taşımaktadır. Azot

ve fosforun alıcı su ortamlarında meydana getirdiği kirlilik önemli boyutlara

varabilmektedir. Bunun içinde azot ve fosforun giderilmesi için, gerekirse ileri

arıtma yapılmalıdır. Özellikle gelişmiş ülkelerde azot ve fosforun ayrı ayrı

giderilebildiği gibi, birlikte de giderilebileceği sistemler uygulamalı olarak

ispatlanmıştır.

Azot ve fosforun kontrolü için uygulanan kimyasal ve fiziksel proseslerin

pahalı olması, kimyasal çöktürme halinde ortaya fazla miktarda çamur çıkması ve bu

çamurun bertarafında karşılaşılan güçlükler, biyolojik arıtma tekniklerini ortaya

çıkarmıştır ( Gülşen ve ark.,1997).

1.2. Çevre Mühendisliği Uygulamalarında Azot

Azot içeren atıksular alıcı ortama deşarj edildiklerinde alıcı ortamın su

kalitesini bozarlar. Amonyum iyonu (NH4+), nitrit iyonu (NO2

-), ve nitrat iyonu

(NO3-), sucul ortamda bulunan temel azotlu bileşiklerdir. Sucul ortamlarda, azotlu

bileşiklerin oluşturduğu önemli kirlilik etkileri;

Ø Çözünmüş oksijen seviyesi azalması,

Ø Toksisite,


8

Ø Ötrofikasyon,

Ø Methemoglobinemia,

Uluslararası örgütler ve yönetmeliklerle, alıcı ortamlarda (göl, deniz, vs.)

azotu belli seviyelerde tutabilmek için sınır değerler getirilmiştir.

Çözünmüş Oksijen Seviyesi Azalması: Azot bileşiklerince zengin atıksular

alıcı ortamlara deşarj edildiklerinde ortamdaki oksijenin azaldığı gözlenmiştir.

Oksijen seviyesindeki bu azalma ortamdaki mikrobiyal faaliyetlerden

kaynaklanmaktadır. Mikroorganizmalar için besin (nutrient) kaynağı olan azotun

alıcı ortamlarda bulunması, ortamdaki mikrobiyal faaliyetleri ve mikroorganizma

konsantrasyonunu arttırırlar. Sucul ortamdaki çözünmüş oksijen seviyesinin

azalması; alglerin çürükçül bakterilerin tarafından ayrıştırılması sırasında çözünmüş

oksijenin büyük bir kullanmaları ve amonyum iyonunun nitrifikasyona uğraması ile

çözünmüş oksijenin azota bağlanmasıdır. (Gerardi, 2002)

Toksisite: Azotun üç farklı bileşiği de sucul ortamda, özellikle balıklar için

toksisteye neden olabilmektedirler. Nitrat, amonyum ve nitrit iyonları ile

kıyaslandığında daha fazla toksik etkiye sahip olduğu bilinmektedir.

Çizelge 1.4. Sucul ortamlarda NH4+, NO2 ve NO3 iyonlarının fazla miktarda bulunması sonucu oluşabilecek kirlilik türleri (Gerardi, 2002)

Azotlu Bileşikler Kirlilik Türleri

NH4+ / NO2

- • Sucul bitkilerin aşırı büyümesi • Çözünmüş oksijen seviyesinin azalması • Toksisite (NH4

+ için NH3+ Toksisitesi)

NO3-

• Sucul bitkilerin aşırı büyümesi • Çözünmüş oksijen seviyesinin azalması • Toksisite • Methemoglobinemia

Amonyum iyonu (NH4+), birçok organizma grubu için nutrient kaynağı olsa

dahi, sudaki pH seviyesinin artması ile ortamdaki amonyum iyonu amonyağa (NH3+)

dönüşür. Sucul ortamlarda yüksek konsantrasyonlarda bulunan amonyak canlılar için

toksik etkiye sahiptir. Sucul ortamlarda pH 9,4 ve üzeri olduğunda amonyum

iyonunun büyük bir kısmı amonyağa dönüşür.


9

Ötrofikasyon: Azot ve fosforun arzu edilmeyen seviyelerde alıcı ortamlarda

bulunması sonucu oluşur. Fosfat (PO4-2), ötrofikasyona neden olan birincil neden

olsa da, azot atıkları da su kirliliğini ciddi boyutlarda arttırmaktadır. Azot ve fosforun

alıcı ortamda fazla miktarda bulunması ortamdaki sucul bitkilerin (alg) hızlı bir

şekilde çoğalmasını sağlar. Bakteri ve mantarlar ölen bitkilerin kalıntılarını,

çözünmüş oksijeni de kullanarak ayrıştırır. Çözünmüş oksijen ve bitki kalıntıları;

karbondioksit, su, amonyum iyonu, fosfat iyonu ve sülfat iyonuna dönüştürür.

Bakteri ve mantarlar da yeni hücreler oluşturarak çoğalırlar. Büyük hacimdeki

mikroorganizma konsantrasyonu sonucu ortamdaki çözünmüş oksijenin büyük bir

kısmı da tüketilir. Ötrofikasyon sonucu sucul ortamda; çözünmüş oksijenin

azalmasına bağlı canlı ölümlerine, su da renk, koku ve tat değişikliğine neden olur.

Methemoglobinemia: Nitrat iyonuyla kirlenmiş içme suyu, insan vücuduna

özellikle bebeklere kolaylıkla girebilmektedir. Bebek vücuduna giren nitrat iyonu

sindirim sisteminde nitrite dönüşerek dolaşım sistemine de girebilmektedir. Nitrit

iyonu hemoglobinde bulunan demir ile bağ oluşturur ve hemoglobin hücresinin

akciğerlerden oksijen alımını engeller. Böyle bir durumda bebeğin vücudu mavi

renge dönüşür. Bu nedenle bu hastalığa mavi bebek hastalığı da denmektedir.

Vücuda alınan oksijenin yetersiz olması, bilinç yitimine veya ölüme neden

olabilmektedir. (Gerardi, 2002)

Şekil 1.1. Ötrofikasyonun sucul ortamdaki döngüsü (Gerardi, 2002)


10

1.2.1. Azot Döngüsü

Azot elementi, proteinlerin yapısının temel elementi olmasından dolayı

oldukça önemli bir besin tuzudur. Klorofil, RNA, DNA, birçok ko-enzim ve bazı

vitaminler azot içeren biyomoleküllerdir. Azot elementi ayrıca, fotosentez, solunum,

protein sentezi, genlerin oluşumu ve büyüme gibi önemli hayatsal fonksiyonlar için

gerekli bir elementtir. Sucul sistemlerde çeşitli formlarda bulunan azot elementinin

en yaygın formları nitrat (NO3), nitrit (NO2), serbest amonyak (NH3), amonyum

(NH4+), serbest azot gazı (N2), amino asitler ve proteinler gibi organik formlardır.

Basit kimyasal reaksiyonlar ile bir formdan diğerine dönüşüm gözlenebilmekle

beraber, daha sıklıkla biyolojik aktivitenin sonucudurlar. Sucul çevrelerdeki azot

döngüsü Şekil 1.2’ de şematik olarak gösterilmektedir. (Lekang, 2007).

Şekil 1.2. Azot döngüsü (Lekang, 2007).


11

1.2.2. Nitrifikasyon

Biyolojik nitrifikasyon, amonyum iyonunun oksidasyona uğrayarak nitrit ve

nitrat iyonuna dönüşmesidir. Oksidasyon boyunca amonyum ve nitrit iyonuna

nitrifikasyon bakterileri tarafından (Nitrosomonas ve Nitrobacter) oksijen bağlanır.

Nitrifikasyonun gerçekleşmesi doğal denge için çok önemlidir. Özellikle bitkiler,

azot ihtiyaçlarını nitrat iyonunu absorbe ederek karşılarlar.

Nitrifikasyon, atıksu arıtma tesislerinin işletilmesi ve planlanması açısından

da önemli bir yere sahiptir. Aerobik arıtma tesislerinde, amonyum ve amonyak

miktarları pH ve sıcaklığa bağlı olarak değişiklik gösterirler. Standart bir aktif çamur

arıtma tesisinde 100C - 200C sıcaklık ve 7 - 8,5 pH aralığında, atıksudaki azotun

%95’i amonyum iyonu halinde bulunur. Oksidasyon sırasında sudaki çözünmüş

Şekil 1.3. Atıksu içerisinde bulunan amonyum iyonunun nitrifikasyon basamakları (Gerardi, 2002).

Şekil 1.4. Nitrifikasyon bakterilerinden a)Çomaksı Şeklindeki Nitrobacter b)Nitrosomonas (Gerardi, 2002).


12

oksijen, amonyum iyonu ve nitrit iyonuna bakteri hücresi içerisinde bağlanır. Çünkü

biyokimyasal reaksiyonlar hücre içinde meydana gelir. (Gerardi, 2002).

Amonyum iyonu, ürenin hidrolizi ve organik azot bileşikleri parçalanması ile

oluşur. Organik azot bileşiklerinin hidroliz ve parçalanması sonucu amino grubu

ortaya çıkar ve amonyum iyonu oluşur.

Birçok organizma grubu amonyum iyonu ve nitrit iyonunu okside edebiliyor

olsa da, özellikle aktif çamur sistemlerinde; Nitrosomonas ve Nitrobacter bakterileri

tarafından oksidasyon gerçekleştirilir. Bu iki bakteri türü özel enzimlere ve hücre

yapılarına sahip olduklarından nitrifikasyon için önemli bakterilerdir. Nitrifikasyon

bakterileri diğer organizma gruplarından daha fazla oranda nitrifikasyon yapabilirler

ancak bu hücre bölünmesi veya büyümesine bağlı değildir. Nitrifikasyon bakterileri,

diğer organizma gruplarından yaklaşık 1000 – 10.000 kez daha fazla nitrifikasyon

yapabilme kapasitesine sahiptirler. (Gerardi, 2002).

Şekil 1.5. Atıksu içerisinde bulunan amonyak ve amonyum iyonunun farklı pH aralığında bulunma yüzdesi (Gerardi, 2002).


13

Çizelge 1.5. Havalandırma havuzlarında Nitrifikasyon yapabilme yeteneğine sahip organizma grupları (Gerardi, 2002).

Organizma Tür Aktinomisetler Myocbacterim

Nocardia Alg Chlorella Bakteri Arthrobacter

Bacillus Nitrobacter Nitrosomonas Proteus Pseudomonas Vibrio

Mantar Aspergillus Protozoa Epistylis

Vorticella

Nitrifikasyon bakterilerinden iki tür Protozoa, ani nitrifikasyon sırasında çok

sayıda bulunan türlerdir. Bunlar Epistylis ve Vorticella’dır.

Şekil 1.6. Ani nitrifikasyon sırasında bulunan protozoa türleri (Gerardi, 2002)


14

1.2.3. Denitrifikasyon

Denitrifikasyon terimi ilk olarak 1886 yılında Fransa’da kullanılmıştır. Bu

terim substratı parçalamak için nitrat iyonlarını kullanan bakteriler olarak

adlandırılmıştır.

Atıksular için denitrifikasyon; organik maddenin parçalanması için fakültatif

bakterilerin (denitrifikasyon bakterileri) nitrat ve nitrit iyonunu kullanması olarak

tanımlanabilir. Azot bileşiklerinin atıksudan uzaklaştırılması için genellikle

denitrifikasyon ve nitrifikasyon birleşik sistemleri kullanılsa da, denitrifikasyon

anoksik şartlar altında gerçekleşir. Bu nedenle denitrifikasyon elverişli işletme

koşularının sağlanmasında katkıda bulunur.

Örnek olarak aktif çamur arıtma sistemlerinde bulunan bakterilerin yaklaşık

% 80’i anaerob fakültatif bakterilerdir. Bu organizmalar sahip oldukları enzimler

sayesinde sudaki serbest oksijeni, nitriti ve nitartı kullanarak organik maddeleri

parçalayabilirler. Fakültatif anaeroblar ilk olarak sudaki serbest oksijeni daha sonra

ise nitriti ve nitratı kullanırlar.

Organik parçalanma aerobik ve anaerobik şartlar altında gerçekleşebilir.

Aerobik ortamda serbest oksijen molekülleri kullanılarak hücresel faaliyetler

sürdürülür ve organik madde parçalanır. Örnek olarak glikozun parçalanması;

C6H12O6 + O2 6CO2 + 6H2O

Atıksu ortamında serbest oksijen molekülü bulunmadığı, organik maddenin

parçalanması için nitrit ve nitrat iyonu gibi bağlı oksijenin kullanıldığı durumlara

anaerobik ortam denir. Eğer ortamdaki nitrit ve nitrat gibi bağlı oksijenlerde,

hücresel faaliyetler için kullanılırsa, ortam anoksik şartlara dönüşür.

C5H10O5 + 4NO-3 + 4H+ 5CO2 + 7H2O +2N2

Anoksik şartlar altında nitrit ve nitrat iyonları bir dizi biyokimyasal

reaksiyonlar sonucu indirgenir. Bu biyokimyasal reaksiyonlar sonucu nitrit ve nitrat,


15

gaz fazına geçerek moleküler azot haline dönüşür. Denitrifikasyon süresince, nitrat

iyonu önce nitrite daha sonra da moleküler azot gazına dönüşerek atmosfere yayılır.

Nitrifikasyon, azotun atıksudan uzaklaşmasını sağlamaz, sadece amonyum

iyonunu nitrat iyonuna dönüştürür. Ancak nitrifikasyonun ardından gerçekleştirilen

denitrifikasyon, azot bileşiklerini, azot gazı formuna dönüştürerek atmosfere ulaştırır.

Bununla birlikte moleküler azot olan azot oksitler, denitrifikasyon süresince nitrit ve

nitrat iyonlarından oluşurlar. Denitrifikasyon sırasında oluşan azot gazı suda

çözünmez formda olduğundan direk atmosfere yayılır. (Gerardi, 2002).

1.3. Çevre Mühendisliği Uygulamalarında Fosfor

Yüksek konsantrasyonlarda fosfor içeren atıksuların kontrolsüz şekilde alıcı

ortamlara deşarj edilmesi sonucunda su kalitesinde önemli ölçüde bozulmalar

oluşabilmektedir. Bu nedenle fosfor kirliliği, çevresel açıdan gün geçtikçe önem

kazanmaktadır. Sucul ortamlarda fosfor, fosfat formunda bulunur. Özellikle

inorganik fosfat bileşikleri veya bunların dehidrate şekilleri olan polifosfatlar çevre

mühendisliği uygulamalarında önemli bir yere sahiptir.

Evsel nitelikli atıksular fosfor bileşiklerince zengindirler. Sentetik deterjanların

kullanımı ile birlikte evsel nitelikli atıksulardaki fosfor miktarı 2-3 kat artarak 8-12

mg/L seviyesine gelmiştir. Deterjanların katkı maddelerinin %50’sinden fazlasını

polifosfatlar oluşturmaktadır. Bu da evsel nitelikli atıksulardaki inorganik fosfor

miktarını arttırmaktadır. İnorganik fosforun önemli bir kısmı da insan

metabolizmasında proteinlerin parçalanması sonucu oluşur. Bir insanın günde atacağı

fosfor miktarı 1,5gr/gündür. Evsel atıksuların 1-2mg/L sini organik fosfor, 4-9mg/L

sini inorganik fosfor oluşturur. (Samsunlu, 2006)


16

Polifosfatlar, birden fazla ortofosfat molekülünden su çıkması ile elde edilen

dehidrate şekiller olduğundan, su ortamında zamanla hidrolize uğrar ve orto haline

geri dönerler. Polifosfatın hidrolize olarak ortofosfat haline dönüşmesine örnek bir

reaksiyon olarak, Tetrasodyum pirofosfatın, Di sodyum fosfata hidrolizi verilebilir.

Na4P2O7 + H2O 2Na2HPO4

Bu dönüşüm olayının hızı, sıcaklığın bir fonksiyonudur ve sıcaklık kaynama

noktasına yaklaştıkça hız artar. Hidroliz olayının hızı, aynı zamanda pH’ın düşmesi

ile arttırılabilir. Kompleks fosfatların hidrolizi; aynı zamanda bakteriyel enzimler

vasıtası ile de olmaktadır. Bu nedenle temiz sularda dönüşüm hızı, atıksulara oranla

daha az olmaktadır. (Samsunlu, 2006)

Toplam Fosfor

Toplam İnorganikFosfor

Ortofosfat Polifosfat

Organik Fosfor

Şekil 1.7. Fosfor Bileşikleri


17

Çizelge 1.6. Çevre mühendisliği uygulamalarında en çok rastlanan fosfor bileşikleri (Samsunlu, 2006)

Fosfat Bileşikleri Kimyasal Formülleri Ortofosfatlar

• Tri sodyum fosfat • Di sodyum fosfat • Mono sodyum fosfat • Di amonyum fosfat

Na3PO4

Na2HPO4 NaH2PO4

(NH4)2HPO4

Polifosfatlar • Sodyum hekzametafosfat • Sodyum tripolifosfat • Tetrasodyum pirofosfat

Na3(PO3)6 Na5P3O10 Na4P2O7

1.3.1. Fosfor Döngüsü

Fosfor elementi çoğu sucul sistemlerde büyümeyi ve üremeyi sınırlayıcı

olduğu düşünülen bir besin tuzudur. Fosfor elementi, sucul sistemlerde inorganik

fosfat iyonundan (PO4-3) organik moleküllere kadar (fosfolipidler, şeker ve DNA

gibi) birçok kimyasal formda bulunur. En temel ve en önemli formu ise ATP

formudur. Fosfat iyonunun çeşitli formları arasındaki kimyasal denge, pH, kalsiyum

ve alüminyum gibi metal iyonlarının varlığına, ortamın yükseltgenme–indirgenme

potansiyeline, sediment tabakasının karışım düzeyi ve kirliliğin var olup olmamasına

bağlı olarak ortamda bulunabilirler.

Sucul bir ekosistemde, çevrede fosfor bileşiklerinin katıldığı fiziksel ve

kimyasal tepkimeler tam olarak tanımlanamamıştır. Partiküllü organik, çözünmüş

organik, partiküllü inorganik ya da çözünmüş inorganik formlarda bulunabilen fosfor

elementinin sucul ortamlardaki döngüsü şematik olarak Şekil 1.8’ de gösterilmiştir.

(Lekang, 2007).


18

1.4. Evsel Nitelikli Atıksuların Arıtılması

Evsel nitelikli atıksuların organik madde miktarının yüksek olmasından

dolayı yaygın olarak biyolojik arıtma yöntemleri kullanılır. Biyolojik arıtma

atıksuyun içinde bulunan askıda veya çözünmüş organik maddelerin bakterilerce

parçalanması ve çökebilen biyolojik floklarla sıvının içinde kalan veya gaz olarak

atmosfere kaçan sabit inorganik bileşiklere dönüşmesidir.

Biyolojik arıtma sistemleri değişik şekillerde sınıflandırılabilirler. Ortamda

oksijen varlığına göre havalı (aerobik) ve havasız (anaerobik) olarak sınıflandırılan

bu sistemler kullanılan mikroorganizmaların sistemdeki durumuna göre askıda ve

sabit film (biyofilm) prosesleri olarak da sınıflandırılabilirler.

Şekil 1.8. Fosfor Döngüsü (Lekang, 2007)


19

Evsel nitelikli atıksu arıtımında organik madde içeriğinin yanı sıra azot ve

fosfor gibi besi (nutrient) maddeleri de biyolojik arıtımda giderilir. Çoğu durumda

toksik olabilecek eser (iz) miktardaki organik maddeleri de gidermek önemlidir.

(Öztürk, 2005)

1.4.1. Aerobik (Havalı) Arıtma Prosesleri

Bütün havalı (aerobik) atıksu arıtma proseslerinde atıklar a) sentez ve b)

oksidasyon yolu ile yok olurlar. Diğer bir deyimle organik maddelerin bir kısmı yeni

hücrelere dönüşürken (sentez) geri kalan kısmı gerekli enerjiyi üretmek için

oksidasyona tabi tutulurlar.

Atıksudaki BOİ’nin giderimi, çökmeyen kolloidal katıların pıhtılaştırılması

ve organik maddelerin kararlı hale gelmesi, başta bakteriler olmak üzere çeşitli

mikroorganizmalar tarafından gerçekleştirilir. Mikroorganizmalar, kolloidal ve

çözünmüş karbonlu organik maddeleri çeşitli gazlara ve yeni hücrelere dönüştürerek

kullanırlar.

Mikroorganizmalar, üremelerini ve diğer hayati fonksiyonlarını devam ettirmek

için,

Ø Enerji kaynağına,

Ø Yeni hücre sentezi için karbona,

Ø Azot, fosfor, sülfür, potasyum, kalsiyum ve magnezyum

gibi inorganik elementlere ihtiyaç duyarlar. Organik besi maddeleri de hücre sentezi

için gereklidir. Mikrobiyal faaliyetler için gerekli karbon ve enerji kaynaklarına

substrat adı verilir.


20

Çizelge 1.7. Enerji ve karbon kaynaklarına göre mikroorganizmaların genel sınıflandırılması (Öztürk, 2005)

Sınıflandırma

Enerji Kaynağı

Karbon Kaynağı

Ototrofik: Fotoototrofik Kemoototrofik

Işık İnorganik yükseltgenme-indirgenme reaksiyonu

CO2 CO2

Heterotrofik: Kemoheterotrofik Fotoheterotrofik

İnorganik yükseltgenme-indirgenme reaksiyonu.

Işık

Organik Karbon

Organik Karbon

Organik maddeler yok olmaya başlayınca biyolojik hücrelerin bir kısmı

gerekli enerjiyi sağlamak amacıyla kendi kendini oksitler (içsel solunum). Aerobik

biyolojik oksidasyon reaksiyonları genel olarak aşağıdaki şekilde ifade

edilebilmektedir:

Organik madde (BOI, KOI) + O2 + N+ P Hücre +CO2 +H2O + biyolojik

yolla parçalanamayan çözünebilir maddeler

Hücre + O2 CO2 + H2O + N + P + parçalanmayan hücresel kalıntılar

Bu biyolojik parçalanma olayı tüm havalı biyolojik arıtma sistemlerinde yer

almaktadır. Aşağıda biyolojik reaksiyon 3 adımda gösterilmektedir.

1. Adım: Biyokütlenin üretimi ve organik maddenin oksidasyonu

8 (CH2O) + NH3 + 3 O2 C5H7NO2 + 3 O2 + 6 H2O + Enerji

2. Adım: Biyokütlenin solunumu

C5H7NO2 + 5 O2 5CO2 + NH3 + H2O + Enerji


21

3. Adım: Nitrifikasyon

NH3 + 2 O2 HNO3 + H2O + Enerji

Havalı biyolojik artıma yöntemleri genellikle iki büyük sınıfa ayrılabilirler:

Ø Arıtmayı yapan bakterilerin askıda bulunduğu sistemlerdir. Buna örnek

olarak aktif çamur sistemi ve çeşitleri (türevleri) gösterilebilir.

Ø Arıtmayı yapan bakterilerin sabit bir yüzey üzerine tutunarak büyüdüğü

sistemler. Bunların başlıca örnekleri damlatmalı filtreler ve dönen

biyodisklerdir.

Atıksu arıtımında çok sık kullanılan biyolojik prosesler;

Ø Havalandırmalı lagünler,

Ø Damlatmalı filtreler,

Ø Döner biyodiskler

Ø Stabilizasyon havuzları

Ø Aktif çamur prosesleridir.

Aktif çamur prosesleri veya onun modifikasyonları daha çok büyük

tesislerde, kullanılmaktadır. (Öztürk, 2005)

1.4.1.1. Aktif Çamur Yöntemi

Aktif çamur süreci, arıtımı gerçekleştiren mikroorganizmaların askıda

büyüme özelliklerine sahip olduğu bir aerobik biyolojik arıtma yöntemidir. Arıtım

olgusu, oksijen ihtiyacına sahip olan maddelerin mikroorganizmaların metabolik

faaliyetleri ile son ürünlere dönüştürülmesi ve yüksek kalitede çıkış suyunun eldesine

yöneliktir.


22

1914 yılında Ardern ve Lockett tarafından İngiltere’ de geliştirilen proses, bir

atığın aerobik olarak stabilizasyonunu gerçekleştirebilen aktif kütle üretiminin

meydana gelmesi sebebiyle aktif çamur olarak adlandırılmıştır. Orijinal prosese

benzer olan birçok versiyonu kullanılmaktadır. En çok piston akımlı ve tam karışımlı

prosesler kullanılmaktadır. (Eckenfelder, 1998)

Aktif çamur proseslerinde ızgaradan geçirilmiş veya çöktürülmüş atıksu son

çöktürmeden gelen konsantre çamurun değişik miktarlarıyla (%20-100) karıştırılır.

Bu karışım bir havalandırma tankına verilerek burada organizmalar ve atıksu

havalandırılır. Bu işlem ile mikroorganizmaların oksijen ihtiyacı giderilirken

muhteva iyi bir şekilde karıştırılmış olur. Bu şartlar altında organizmalar organik

maddenin bir kısmını enerji elde etmek amacıyla karbondioksit ve suya dönüştürür,

kalan kısmını ise oksidasyonda elde edilen enerjiyi kullanarak yeni hücreler üretmek

için kullanırlar.

Şekil 1.9. Piston Akımlı Aktif Çamur Reaktörü (Metcalf&Eddy, 2003)

Şekil 1.10. Tam Karışımlı Aktif Çamur Reaktörü (Metcalf&Eddy, 2003)


23

Bu karıştırmadan sonra bir çökeltme tankına verilir ve burada flok halinde

olan mikroorganizmalar çöktürülerek çıkış suyundan giderilir. Çöktürülen

mikroorganizmalar veya aktif çamur daha sonra havalandırma tankının sonunda

prosesin başına geri devir yapılarak tekrar atık suyla karıştırılır. Bu proseste sürekli

olarak yeni aktif çamur üretilir ve her bir günde üretilen fazla çamur (atık aktif

çamur), ön çöktürmedeki çamurla birlikte uzaklaştırılır. Doğru şekilde dizayn edilen

ve isletilen aktif çamur tesislerinden çıkan su yüksek kalitelidir. (Metcalf&Eddy,

2003).

1.4.1.2. Aktif Çamur Yönteminde Organik Maddenin Parçalanması

Evsel nitelikli ham atıksuyun organik madde miktarı oldukça yüksektir. Aktif

çamur sisteminde mikroorganizmalar yeni hücreler oluşturmak için atıksudaki

çözünmüş oksijeni kullanarak organik maddeyi parçalamaya başlar.

Mikroorganizmalar birikmiş yapıda bulunan organik maddeleri, kompleks

organik maddeler gibi parçalamaya çalışırlar. Bu nedenle mikroorganizmaların

Şekil 1.11. Klasik Aktif Çamur Prosesinin Şematik Gösterimi


24

kompleks organik maddeleri parçalayabilmeleri için yeterli miktarda çözünmüş

oksijenle, belirli sürede bir arada bulunmaları gerekir. Başlangıçta bir çeşit

mikroorganizma birikmiş organik maddenin bir kısmını, diğer mikroorganizma

grupları ise geriye kalan organik maddeyi parçalar. Atıksudaki bu organik maddeleri

parçalayan mikroorganizmalar sudaki çözünmüş oksijeni de kullanırlar. Bu aşamada

oksijen tüketimi ve mikroorganizma miktarında artış olur.

Ortamdaki organik madde miktarının azalmaya başlaması ile

mikroorganizmaların bir kısmı ölüm fazına geçer. Bu nedenle organik maddenin

azalmasıyla birlikte kullanılan oksijen ve mikroorganizma miktarlarında da azalma

olur. Ancak sürekli reaktörlerde, sisteme sürekli organik madde girişi olacağından

mikroorganizmalar organik maddelerden beslenmeye devam ederek yeni hücreler

oluşturacaktır.

Bazı mikroorganizmalar, sindirdiği organik maddelerden ürettikleri sindirim

artıklarını hücre duvarında absorbe ederler. Daha sonra bu sindirim artıkları başka

mikroorganizmalar tarafından besin kaynağı olarak kullanılabilmektedir. Bu birikmiş

organiklerin sindirim prosesi; biyolojik popülasyonların kompleks organik maddeleri

tamamıyla parçalayıncaya kadar devam eder (Junkins, 1983).

Şekil 1.12. Organik maddenin biyolojik bir hücreye transferi (Junkins, 1983)


25

1.4.1.3. Kesikli Aktif Çamur Yöntemi

Kesikli akışlı reaktörler yaygın bir kullanıma sahip aktif çamur proseslerinin

başında gelmektedir. Kesikli akışlı reaktörler, tüm aktif çamur ve atıksu karışımının

reaktörde tutulduğu, tam karıştırılan, sıcaklık ve konsantrasyon değişimlerinin çok

olmadığı, belli bir atıksu akışı olmayan ve kapalı devre çalışan sistemlerdir.

Reaktörde belli bir giriş ve çıkış akımı olmamasından ve reaktörde tam karışım

olmasından dolayı atıksu içindeki tüm maddeler eşit sürelerde arıtmaya tabi

tutulurlar. Kesikli akışlı reaktörler, doldur-boşalt yöntemine göre işleyen ve

doldurma, havalandırma, çöktürme işlemlerinin tümünün aynı reaktörde meydan

geldiği giriş ile çıkış akımı olmayan ve kapalı olarak çalışan reaktörlerdir. Kesikli

akışlı reaktörlerde arıtma işleminde arka arkaya gerçekleşen 5 aşama bulunmaktadır.

Bu aşamalar sırasıyla şöyledir;

1) Doldurma

2) Havalandırma

3) Çökeltme

4) Boşaltma

5) Bekletme

Bu beş aşamadan oluşan işleme çevrim denilmektedir. Doldurma işleminde

reaktörde bulunan aktif çamurun üstüne atıksu eklenmesi ve karıştırma ile besleme

yapılmaktadır. Bu aşama yaklaşık 5-10 dakika sürmektedir (Metcalf&Eddy, 2003).

Reaktöre doldurma işlemi sırasında verilecek atıksu miktarının reaktör hacmine oranı

3/4 olmalıdır (Dulkadiroğlu, 2003). Doldurma işlemi sırasında atıksu, yapılacak

uygulamaya göre reaktöre karıştırmadan eklenebileceği gibi havalandırma

yapılmadan karıştırarak yada karıştırma ve havalandırma bir arada yapılarak

doldurulabilir.

Havalandırma aşamasında reaktördeki aktif çamur üstüne eklenen atıksuya

tam karışım ve havalandırma işlemi uygulanmakta ve bu işlem sonucu atıksudaki

organik maddeler aerobik olarak oksidasyon reaksiyonları meydana getirmekle


26

birlikte anaerobik olarak denitrifikasyon oluşmaktadır. Oksidasyon havalandırma

sonucu meydana gelirken, denitrifikasyon karıştırma işlemi sonucu ortaya

çıkmaktadır. Havalandırma aşaması süresi atıksuyun özelliklerine göre 1-30 saat

arasında değişmektedir. Havalandırma işlemi sırasında karıştırma yüksek hızlarda

yapılmamalıdır. Hızlı karıştırma çamurun çökelme özelliğini olumsuz yönde

etkilemektedir. Bu nedenle aktif çamur ve atıksu karışımının tüm reaktörde üniform

dağılabileceği optimum bir seviyedeki hızla karıştırma işlemi yapılmalıdır.

Çökeltme işleminde reaktörün havalandırma ve karıştırma işlemi

durdurularak aktif çamur ve atıksu karışımının 45 dakika çökelmesi sonucu ayrılması

sağlanmaktadır.

Boşaltma işleminde çökeltmeden sonra reaktörün üst kısmında kalan

supernatant tabakası, reaktörde herhangi bir çıkış yapısı olmaması nedeniyle,

reaktörü yeniden besleme işlemine hazırlamak için sifonlama yoluyla dışarı alınır.

Bu işlem yaklaşık 10 dakika sürmektedir.

Bekletme işlemi reaktörün yeniden beslenmesi öncesi çamur stabilizasyonu

sağlamak amacıyla yapılmakta olup opsiyonel bir işlemdir ve 30 dakika kadar

sürmektedir.

Bugüne kadar çeşitli modifikasyonları denenmiş olan kesikli akışlı reaktör

sistemleri doldur-boşalt reaktörlere çok benzemekle birlikte en önemli farkı,

atıksuyun reaktöre alınma süresinin tercihe bağlı olması ve bu işlemin reaksiyon

sürecinin bir parçasını oluşturmasıdır. (Crites ve Tchobanoglous, 1998)

30 yıl önce Avustralya’ da geliştirilen kesikli boşaltma yapılan uzun

havalandırma prosesi şekil 1.13’de şematik olarak gösterilmiştir. Fiziksel olarak tek

bir havuz içeren proses, atıksuyun sürekli girişine imkan sağlarken, prosesten

arıtılmış suyun çıkışı kesiklidir. Kesikli aktif çamur prosesi ve diğer klasik aktif

çamur prosesleri arasındaki fark, klasik aktif çamur proseslerinde biyolojik arıtma

kademeleri farklı tanklarda yapılırken kesikli aktif çamur da bütün kademelerin aynı

tankta sırayla yapılmasıdır. Havalandırma ve çöktürme işlemleri aynı tankta

yapıldığından çöktürme tankından havalandırma tankına çamur geri devrinin

yapılmasına gerek yoktur. Normal işletmede 4 saatlik bir döngü kullanılır. Her bir

döngü (1) havalandırma, (2) çöktürme ve (3) boşaltma olmak üzere, sırasıyla üç faza


27

bölünür. Nitrifikasyon ve BOI dönüşümü havalandırma fazı sırasında meydana gelir.

(Crites ve Tchobanoglous, 1998)

Denitrifikasyon çöktürme fazında meydana gelmektedir. Ekstra

denitrifikasyon ve çöktürülmüş duru fazın sistemden deşarjı boşaltma fazında

meydana gelmektedir. Fazla çamurun atılması tank içerisinin tam karışımlı olduğu

durumda yani havalandırma fazında gerçekleştirilir. Çamurun havalandırma

tankından atılması her gün atılan çamur miktarının hesaplanmasında kolaylık sağlar.

Küçük yerleşimler için kullanılan sistemlerde (2000 veya daha az nüfus), çamur,

yoğunlaştırma ve uzun süreli depolama amacıyla bir depoya alınır ve oluşan

süpernatant tesis girişine geri döndürülür.

Lagünlerin çamur depolama maksadıyla kullanılması halinde katı maddeler

periyodik olarak kurumaya bırakılır ve arazide ya da bir çöp depolama alanında

bertaraf edilir. Daha büyük tesislerde çamur çoğunlukla bir yoğunlaştırıcıya verilir.

Yoğunlaştırılmış katılar bir fitre presle susuzlaştırılır. Yoğunlaştırıcıda ve filtre

preste oluşan sıvı faz tesis girişine geri döndürülür. Susuzlaştırılan katılar toprak

şartlandırıcısı olarak kullanmak için genellikle kompostlaştırılır. (Crites ve

Tchobanoglous, 1998)

Şekil 1.13. Kesikli aktif çamur prosesi (Crites ve Tchobanoglous, 1998)


28

1.4.1.4. Kesikli Aktif Çamur Yönteminde Azot Giderimi

Atıksularda azot genellikle amonyak veya organik azot olarak bulunur. Çok

az miktarlarda da nitrit veya nitrat azotu bulunabilir. Azot gideriminde iki temel

mekanizma asimilasyon ve nitrifikasyon-denitrifikasyondur. Azot bir besi maddesi

olduğundan arıtma işlemindeki mevcut bakteriler amonyak azotunu asimile etmekte

ve hücre kütlesi ile birleştirmektedir. Amonyak azotunun bir kısmı hücre ölümü ve

bozunması nedeniyle atıksuya geri döner

Havalandırma havuzuna giren amonyak azotu, aerobik ortamda nitrifikasyon

bakterileri ile NO3’e kadar yükseltgenir. Nitrifikasyon bakterileri CO2’ yi karbon

kaynağı olarak kullanarak, enerjilerini NH4 ve NO2’nin oksitlenmesinden sağlayan

aerobik ve ototrofik organizmalardır. Nitrifikasyon bakterileri, aktif çamur

sistemlerinde mevcut karma kültürün bir parçası olup genellikle nitrifikasyon ve BOİ

giderme eş zamanlı gerçekleşir.

Optimum nitrifikasyon şartları:

Ø pH= 7,5-8,5

Ø T= 20-25 0C

Ø Min. Çözünmüş O2 =2mg/L

Havalandırma havuzunda oluşan NO3 yüksek konsantrasyonda (>1000mg/L)

denitrifikasyon bakterileri üzerinde inhibisyon etkisi yapar (İleri, 2000).

pH 7 ve üzeri olduğu durumlarda amonyak azotu (NH3)ma hakim olur

(Metcalf&Eddy, 2003).


29

NH4+ ↔ NH3 + H+

Nitrifikasyonda oluşan nitrat ve nitrit konsantrasyonları belirli bir seviyenin

üzerinde toksik olduğu için denitrifikasyonla N2’ye dönüştürülmelidir.

Denitrifikasyon anoksik şartlar altında, oksijen yerine nitratın elektron alıcısı olarak

kullanılması ile gerçekleşir.

Aktif çamur sisteminde nitrifikasyonun gerçekleşebilmesi için önemli

detaylar;

Ø Nitrifikasyonun amaçlanmadığı geleneksel aktif çamur sistemlerinde

çözünmüş oksijen (ÇO) derişimleri 0.5 - 1 mg/l sınırları arasındadır, ancak

nitrifikasyon amaçlanırsa, bu da genellikle uzatmalı havalandırmalı

sistemlerdeki durumdur, uygun nitrifikasyon için 1.5 - 2.0 mg/l ÇO değeri

olmalıdır.

Ø Nitrifiye edici bakterilerin büyüme hızlarının yavaş olması, bu bakterilerin

inhibitörlere, tesis işletme koşullarına ve giriş atıksu kompozisyonuna karşı

hassasiyetini getirmekte ve bu nedenle nitrifikasyon prosesi özel dikkat

gerektirmektedir.

Ø Çözünmüş oksijen nitrifikasyon için gerekli bir besi maddesidir (nutrient).

Araştırmacılar kritik bir çözünmüş oksijen derişiminin üstünde nitrifikasyon

hızının etkilenmediğini belirtmektedirler. 1964 yılında Whurmann’nın

değişik çözünmüş oksijen derişimlerinde yaptığı çalışmalarda 1.0 mg/l ÇO

için % 10 nitrifikasyon sağlandığını, 4.0 ve 7.0 mg/l ÇO için azotun % 90'ının

okside olduğunu bulmuştur. Downing ve Scragg 0.2 mg/l seviyesinde

nitrifikasyonun durduğunu, Gujer ve Jenkins ise 1974 yılında nitrifiye edici

organizmaların anaerobik ortamlarda uzun süre canlı kaldıklarını, ancak

[ ][ ][ ]+

+

=4

3NH

HNHKa

[ ] [ ]343 /1

100NHNH

NH ++=


30

düşük ÇO derişimlerinde aktivitelerinin etkilendiğini bulmuştur.

Nitrifikasyondan sorumlu bakterilerden nitrobakterin 2 mg/l ÇO

derişimlerinin altında aktivitesinin azaldığı, nitrosomonasın ise fazla

etkilenmediği bulunmuş ve ÇO derişiminin nitrit ve nitrat oluşum

mekanizmalarında değişik etkileri olduğu ve düşük derişimlerde nitrit

birikimi olabileceği sonucuna varılmıştır (Balku, 2004).

1.4.1.5. Kesikli Aktif Çamur Yönteminde Fosfor Giderimi

Mikroorganizmalar hücre sentezi ve enerji transferi için fosforu kullanırlar.

Bu şekilde giriş fosforunun % 10-30’ u biyolojik arıtmayla giderilir. Bazı isletme

şartlarında mikroorganizmalar ihtiyaçlarından fazla fosforu bünyelerinde tutabilirler.

Bu şekilde fazla fosforu bünyelerine alan mikroorganizmaların sudan alınmasıyla

fosfor da giderilmiş olur.

Biyolojik yolla fosfor giderimi birtakım ardışık proseslerin uygulanmasıyla

mümkün olur. Bu prosesler şu şekilde sıralanabilir.

1. Bir grup bakteri fazla miktar fosfatı polifosfat olarak bünyelerinde tutma

kabiliyetine sahiptir.

Kesikli Aktif Çamur sisteminde, havalandırma havuzunda bulunan sıvı

fazdaki fosfat organizmalar tarafından tutulur. Böylece fosfat konsantrasyonu azalır.

Aerobik şartlar altında ortamda yeteri kadar karbon bulunmaması durumunda

Acinetobacter sp. Polihidroksibütiratı (PHB) parçalayarak metabolize eder ve

Adenozin Trifosfat (ATP) üretir. Oluşan ATP polifosfat halinde hücre içinde tutulur

(İleri, 2000).

Aerobik şartlarda:

ADP(Adenozin Difosfat) + (PO4)n+1 ATP+ (PO4)n


31

Şekil 1.14’de Aktif Çamur sistemine, aşırı fosfor yüklemesi ile arıtım verimini

yükseltmeyi amaçlayan bir çalışmadan alınan veriler bulunmaktadır. Deney ölçekli

kurulan aktif çamur sisteminin, havalandırma havuzundan iki farklı zamanda alınan

numunelerin fosfor giderimleri incelenmiştir. Görüldüğü gibi havlandırma

havuzunda bulunan fosfat, organizmalar tarafından tutularak fosfat

konsantrasyonunun giderek azalmasına neden olmaktadır (Tunçal, 2008).

2. Uçucu yağ asitleri gibi anaerobik şartlarda üretilen fermantasyon ürünlerinin

ortamda bulunması halinde, bu bakteriler fermantasyon ürünlerini asimile ederek

hücrelerinde depolarken fosforu da açığa çıkarırlar. Takip eden aerobik/anoksik

şartlar altında depolanan fermantasyon ürünleri okside edilerek enerji üretilirken,

hücredeki polifosfatın depolanması artar. Bu nedenle fosfor giderimi için anaerobik

bir fazdan sonra aerobik bir faz gereklidir.

Anaerobik bir fazdan sonra aerobik fazın kullanılması, mikroorganizmaların

fosfor alımını daha da artırmaktadır. Bu iki fazda fosfor konsantrasyonu ve çözünür

BOI’deki değişim Şekil1.15’de görülmektedir.

Şekil 1.14. Aktif Çamur aerobik fosfor giderim profili. (Tunçal, 2008)


32

1.4.2. Anaerobik (Havasız) Arıtma

Anaerobik arıtmada, organik atıklar farklı mikroorganizma gruplarının

ortaklaşa çalışmasıyla, anaerobik bakteri hücrelerine ve esas olarak metan ve

karbondioksit şeklinde gaz forma dönüşürler. Anaerobik arıtma, uygun koşullar

sağlandığında organik madde giderimine ihtiyaç duyulan çoğu alanda rahatlıkla

kullanılabilir. Önceleri atıksu arıtma çamurlarının stabilizasyonunda kullanılan

anaerobik arıtma teknolojisi, bir sonraki aşama olarak yüksek KOİ değerine sahip

endüstriyel atıksuların arıtımında kullanılmıştır. Günümüzde ise gerek evsel, gerek

endüstriyel atıksu arıtımında anaerobik arıtmanın giderme verimleri ve işletme

prensipleri üzerine çalışmalar yapılmaktadır. (Yılmaz, 2004).

Anaerobik arıtmanın, aerobik arıtmaya göre özellikle enerji ihtiyacı ve atık

çamur oluşumu yönünden üstünlükleri vardır. Anaerobik arıtmanın ilerleyen

kademelerinde ortaya çıkan hidrojenin ya da son aşamada ortaya çıkan metanın

enerji açısından kullanımının araştırılması günümüzün popüler konularındandır.

Atıksu arıtımında özel bir alan olan anaerobik parçalanma bir fermentasyon

prosesidir. Proses, organik maddenin son indirgenme ürünü olan metan üretimiyle

karakterize edilir ve metan üretiminin yanı sıra karbondioksit de son ürün olarak

oluşur. Anaerobik parçalanma sırasında oluşan bu iki gaz fazındaki bileşiklerin

karışımı “biyogaz” olarak adlandırılır. Bu proseste oluşan biyogaz metandan dolayı

Şekil 1.15. Biyolojik fosfor giderim prosesinde BOİ ve Ortofosfatın değişimi (Crites ve Tchobanoglous, 1998)


33

önemli bir enerji kaynağıdır.

Anaerobik proseslerde organik maddelerdeki kimyasal enerjinin çoğu metan

olarak geri kazanılırken, aerobik proseslerde ise bu organik maddelerdeki enerjinin

çoğu bakteriyel metabolizma için kullanılır. Bu nedenle de aerobik arıtmada oldukça

büyük miktarda bakteriyel hücre üretilmektedir. Aerobik dönüşümde 1 kg KOİ’ yi

gidermek için ortalama 2 kWsa.’ lik elektrik sarf edilerek, 0.5 kg biyokütle

üretilmektedir. Anaerobik dönüşümde ise 1 kg KOİ’ yi giderirken 0.5 m3 biyogaz

(yaklaşık 0.4 L sıvı yakıta eşdeğer) ve 0.1 kg biyokütle oluşmaktadır (Yılmaz, 2004).

1.4.2.1. Anaerobik Arıtma Mekanizması

Anaerobik arıtma sistemlerinde, diğer biyolojik arıtma sistemlerinde olduğu

gibi en önemli mekanizma bakteriyel metabolizmadır. Bakteriyel metabolizma

anabolizma ve katabolizmanın aynı anda oluşmasıyla gerçekleşir. Katabolizma,

kısaca organik maddenin parçalanması, anabolizma ise organik maddenin hücre

sentezinde kullanılması olarak tanımlanabilir. Mikroorganizmalar, bütün

organizmalar gibi yaşam fonksiyonlarını yerine getirmek ve üremek isterler. Bunun

için organik bileşenlerden elde edilen enerjiye ve yapı taşlarına ihtiyaç duyarlar.

Mikroorganizmalar tarafından salgılanan enzimlerle enerji açısından zengin, yüksek

yapılı organik bileşenlerin parçalanmasıyla düşük enerjiye sahip basit moleküller ve

serbest enerji açığa çıkar. Bu serbest enerjinin bir kısmından ATP üretilir ve

mikroorganizmanın hücresinde depolanır geri kalan enerji ise ısı enerjisi olarak açığa

çıkar. ATP yapımında kullanılan bu enerji; serbest enerji veya Gibbs Reaksiyon

Enerjisi [kJ/ Reaksiyon] olarak adlandırılır. Bir reaksiyon, Gibbs Reaksiyon Enerjisi

sadece negatif değerler aldığında gerçekleşir. Bu değer ne kadar büyükse,

reaksiyonlar o kadar hızlı gerçekleşir. Organik maddelerin parçalanması sırasında

açığa çıkan enerji aerobik ve anaerobik koşullar altında farklı şekillerde kullanılır.

Örneğin Glikozun aerobik parçalanması sırasında toplam olarak -2870 kJ/mol enerji

açığa çıkar, bunun -1100 kJ/mol’ü organizmanın kullanması için açığa çıkan serbest

enerjidir. Bu enerjiden 38 ATP üretilir. Anaerobik koşullarda ise ATP üretimi için

oluşan serbest enerji – 58 kJ/mol’dür, bu da yalnızca 2 ATP üretimine olanak


34

sağlamaktadır. Bu durum, anaerobik bakterilerin aerobiklere nazaran neden yavaş

büyüdüklerini açıklamaktadır. Aerobik ve anaerobik metabolizmanın

karşılaştırılması ise aşağıdaki şekilde ifade edilebilir:

Çizelge 1.8. Aerobik ve anaerobik bakteriyel metabolizma (Speece, 1996) Aerobik Anaerobik

Katabolizma %33 Katabolizma %97 Anabolizma %67 Anabolizma %3

Çizelgeden, anaerobik metabolizma sonucunda biyokütle oluşumunun

aerobik metabolizmaya kıyasla ne kadar az olduğu açıkça görülmektedir. Bu da

anaerobik arıtmada atık çamur stabilizasyonu sorununu minimuma indirmektedir.

Ayrıca aynı miktarda ve kirlilik yükünde atıksuyun arıtımı için gereken reaktör

hacmini düşürmektedir. Anaerobik koşullar altında, atıksudaki KOİ’nin %90’ından

fazlası son ürün olarak metana dönüşür. Oluşan bu enerji formu, biyokütle sentezinde

kullanılmadığından, atık çamur bertarafı için gereken maliyet ve alan ihtiyacı düşer

(Speece, 1996).

Anaerobik reaktörlerde iki şekilde metan oluşur. Birincisi, hidrojen ve

karbondioksitin birleşmesi, diğeri de formik asit, asetik asit ve metanolün, metan,

karbondioksit ve suya dönüşmesidir. Anaerobik parçalanmanın devam edebilmesi

için reaktörde metan oluşturan bakterilerle diğer bakteri grupları dinamik bir denge

içinde olmalıdır. Ayrıca mikroorganizmaları inhibe eden toksik maddelerin, örneğin

ağır metallerin ve sülfürün bulunmaması zorunludur. Ortam pH’ı 6.6-7.6 arasında

olmalıdır ve PH’ı 6.2 civarında tutabilecek miktarda alkalinite bulunmalıdır. Çünkü

bu pH değerinin altında metan bakterileri faaliyet gösteremezler. Anaerobik

reaktörlerde normal olarak 1000 mg/L ile 5000 mg/L arasında alkalinitenin ve 250

mg/L ‘den daha az yağ asitlerinin bulunması gerekmektedir (Metcalf&Eddy, 2003).


35

Şekil 1.16. Anaerobik dönüşüm prosesleri (Metcalf&Eddy, 2003)

1.4.2.2. Anaerobik Arıtma Yöntemleri

Anaerobik arıtma prosesinin verimini arttırmak için çesitli konfigürasyonlar

denenmiştir. Yeni alternatiflerde esas amaç, biyokütlenin reaktör içerisinde kalma

zamanının, dolayısıyla da atık ile mikroorganizmaların yeterli temas süresinin

sağlanmasıdır. Anaerobik biyokütle birikimini ve reaktör içindeki bekletme zamanını

arttırmak için, tamamen yeni yöntemler benimsenmelidir. Metanojenesis safhasının

anaerobik arıtmaya katkısı çok büyük olsa da, prosesin en çok sorun yaratan en

hassas kısmıdır. Bu yüzden de anaerobik arıtma prosesinin iyileştirilmesinde belli

şartlar sağlanıp, alternatif teknolojiler benimsenirken metanojenesis safhası önem

kazanmaktadır. Anaerobik reaktörler; mikroorganizmaların askıda çoğaldığı veya

biyofilm üzerinde çoğaldığı reaktörler olarak iki grupta ele alınabilirler;


36

Askıda çoğalan sistemler:

• Klasik Anaerobik Çürütücüler (CSTR)

• Anaerobik Temas Reaktörleri

• Membranlı Anaerobik Reaktörler

• Yukarı Akışlı Çamur Örtü Reaktörler (UASB)

• Genleşmiş Granüler Çamur Örtü Reaktörler (EGSB)

Biyofilm üzerinde çoğalan sistemler:

• Anaerobik Akışkan Yataklı Reaktörler (FB)

• Anaerobik Filtreler (AF) [Sabit Yatak]

Ayrıca bu reaktörlerin çeşitli kombinasyonlarından oluşan “Hibrit Reaktörler”

de mevcuttur. Hibrit reaktörlerde, bir reaktörün avantajı diğerinin dezavantajı yerine

kullanılır. (Speece,1996).

Şekil 1.17 Askıda çoğalan sistemler (Öztürk, 2007)


37

1.4.2.3. Anaerobik Filtre Reaktörleri

Anaerobik filtre ilk olarak 1969 yılında Young ve McCarty tarafından

tanımlanmıştır ve çeşitli endüstriyel atıkların arıtımında etkili bir şekilde kullanılmak

üzere geliştirilmiştir. Son 30 yıldır ise yüksek hızlı arıtma sistemi olarak kuvvetli

organik atıksuların arıtımında kullanılmaktadır. Anaerobik filtreler aşağı veya yukarı

akışlı olarak dizayn edilirler. Filtrelerde; plastik, seramik ya da benzeri, çözünme ve

baskı sonucu kırılmaya dayanıklı malzeme kullanılır. Dolgu malzemesinin yüzey

alanı oldukça önemlidir. Aynı hacim için, artan yüzey alanında arıtma verimi artar.

Dolgu malzemesi üzerinde ilk yüklemeden itibaren zamanla biyofilm oluşur. Atıksu

bu biyofilm tabakasında ve dolgu malzemesi arasında bulunan boşluklarda oluşan

anaerobik çamur granüllerinde arıtılır. Filtrelerde zaman zaman tıkanmalar meydana

gelebilir, bu tıkanmaların neticesinde kaballanma olmasını önlemek için sisteme

basınçlı gaz (azot ya da sistemde oluşan biyogaz) verilir. Filtrelerde yüksek KOİ

değerine sahip atıksuların yanı sıra düşük yüklerdeki atıksular da arıtılır, hidrolik,

organik ve toksik etkilere karsı dayanıklıdır, çamur bekleme süreleri yüksek, çamur

üretimi düşük ve biyokütle kaybı azdır. Anaerobik filtrelerde geri devir yapılması

KOİ giderme verimini önemli miktarda arttırmamasına rağmen sistemin özellikle

alkalinite, nutrient ve ısı ihtiyacının azaltılması bakımından önemli bir uygulamadır.

Anaerobik filtrelerin kısa sürede tıkanmasını önlemek için yüksek AKM içeren

atıksuları filtreden önce ön çökeltmeye tabi tutmak uygundur. Young ve Yang

anaerobik filtre dizaynındaki en önemli parametrelerin,

Şekil 1.18. Biyofilm üzerinde çoğalan sistemler (Öztürk, 2007)


38

• Hidrolik bekletme süresi,

• Dolgu malzemesi tipi,

• Akımın yönü, olduğunu belirtmişlerdir.

ABD’de ve Kanada’da 1972 yılından itibaren inşa edilmiş çok sayıda kurulu

yukarı akışlı anaerobik filtre vardır. Bu tesislerde hacimsel organik yük 0.2-16 kg

KOİ/m3-gün aralığında değişmektedir. Hidrolik bekleme süreleri de katı atık sızıntı

suyu, arıtılan anaerobik filtrelerdeki 30-40 günlük süre haricinde, 12 ile 96 saat

aralığında yer almaktadır. Arıtılan atıklardaki giriş KOİ değerleri de 100-150 mg/L

(ön çökeltmeli atıksu) ile 24000 mg/L (fermentasyon atıksuyu) gibi geniş bir aralıkta

değişmektedir. Elde edilen KOİ giderme verimleri atık tipine bağlı olarak genelde %

60-90 aralığındadır. İşletme emniyeti ve sistem veriminin yükseltilmesi amacıyla

birden fazla sayıda filtre veya anaerobik çamur yataklı filtre (hibrid reaktör) inşa

edilerek seri bağlı işletilebilir. (Öztürk, 2007).

1.4.2.4. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktöründe Azotun Davranışları

Anaerobik arıtmada çamur üretimi daha az olduğundan nutrient ihtiyacı da

daha az olacaktır. Buna karşın anaerobik arıtma için gerekli nutrientlerin atıksuda

yeteri kadar olmadığı durumlarla sıkça karşılaşılır. Bu gibi durumlarda atıksuya N, P

gibi nutrientlerin takviyesi gerekir. Anaerobik arıtma için en ideal KOİ/N/P oranı,

işletmeye alma döneminde 300/5/1-500/5/1 aralığında, sistem kararlı hale geldikten

sonra ise 700/5/1’ e kadar yükseltilebilmektedir. Eğer bu değerler atıksuda mevcut

değilse üre, H3PO4 veya amonyum dibazik fosfat ilavesiyle sağlanabilir.

Bilinen en önemli azotlu bileşik, organik bir atık olan üre; CO(NH2)2 dir. Üre

anaerobik bakterilerce amonyak ve CO2’e parçalanır. Azotlu bileşiklerin

fermantasyonu sonunda formik, asetik, propiyonik ve laktik asit gibi yağ asitleri ile

CO2 ve H2 gibi gazlar oluşmaktadır. (Öztürk, 2007).

CO(NH2)2 + H2O CO2 + 2NH3


39

Amonyak, anaerobik arıtmada özellikle metan bakterileri üzerinde toksik etki

yapar. Amonyak zayıf bir asittir ve sularda genelde amonyum iyonu (NH4+) şeklinde

bulunur. Serbest amonyak (NH3-N) ile amonyum azotu arasındaki oran pH’a bağlı

olarak değişir. pH arttıkça serbest amonyağın (NH3-N) oranı artar. Metan bakterileri

için asıl toksik etkiyi serbest amonyak (NH3-N) gerçekleştirir. Bu yüzden amonyağın

inhibisyonu özellikle yüksek pH’larda daha tehlikelidir. Yaklaşık olarak 100 mg/L

konsantrasyondaki serbest amonyak (NH3-N) konsantrasyonu toksik etki

göstermekle birlikte, eğer bu değere sistem alıştırılarak ulaşılırsa toksik etki

görülmeyebilir. Sularda amonyak ve amonyumun pH’a göre değişimi Şekil 1.19’da

gösterilmiştir.

Nitrit ve Nitrat azotu anaerobik şartlar altında denitrifikasyona uğrayarak

serbest azot formuna dönüşürler. Anaerobik sisteme giren amonyak azotu

oksitlenemeyeceğinden dolayı nitrifikasyon işlemi gerçekleşmeyecektir. Ancak

yapılan bazı çalışmalarda anaerobik sistem içerisindeki NH4, bağlı oksijen olan NO3

ve SO4’ü kullanarak NH4’ün N2 gazına dönüştüğü belirlenmiştir. Bu işleme

amonyaklaşma (ANAMMOX) denir (Yang, 2009).

Şekil 1.19. pH değişimine bağlı amonyak ve amonyum değişimi (Öztürk, 2007)


40

2NH4+ + SO4

-2 N2 + S + 4H2O

1.4.2.5. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktöründe Fosforun Davranışları

Atıksulardaki fosforun biyolojik yolla giderilmesi, oluşan çamur miktarının

az olması, fosfor konsantrasyonunun çok düşük seviyelere çekilebilmesi ve maliyet

açısından daha elverişlidir.

Atıksudan fosfor 3 yolla uzaklaştırılabilir.

ü Fiziksel (Filtrasyon ve membran yöntemleri ile)

ü Kimyasal (Kalsiyum, aluminyum ve demir gibi kimyasallar eklenerek

kimyasal çökeltme yöntemiyle)

ü Biyolojik ( İleri biyolojik arıtma yöntemiyle)

Fosforun biyolojik yolla giderilmesi şu şekilde açıklanabilir: Anaerobik

şartlar altında fermente organik maddeler hücre içinde PHA (polihidroksialkanoat)

olarak depolanır. Hücre içinde asetat ve propiyonat PHA’nın (polihidroksialkanoat)

dört farklı şeklinde depo edilir: Polihidrokisbütirat (PHB, sadece asetattan üretilir),

polihidrokisvalerat (PHV, asetat ve propiyonattan üretilir), polihidroksi-2-metilbürat

(PH2MB, asetat ve propiyonattan üretilir), polihidroksi-2-methilvalerat (PH2MV,

sadece propiyonattan üretilir). PHA’ın üretilebilmesi için enerjiye ihtiyaç vardır. Bu

enerji, hücre içinde depolanan polifosfatın parçalanması sonucu elde edilir.


41

Şekil 1.20. Polifosfatın kimyasal yapısı ve yüksek enerjili ortofosfat grubu (Bond, 1999)

Polifosfatın yüksek enerjili ortofosfat gurubunun parçalanması sonucu

PHA’nin ihtiyacı olan yüksek miktarda enerji açığa çıkar. Polifosfatın hidrolizi

sonucu oluşan fosfat grubu hücre dışına atılır ve böylelikle ortamın fosfat

konsantrasyonu artmış olur. Ayrıca az seviyede de olsa glikozun parçalanması ile de

PHA üretilir (Bond, 1999).

Şekil 1.21. Biyolojik fosfor arıtımında, Anaerobik ve Aerobik metabolizmaların davranışları (Bond, 1999)


42

Anaerobik Aerobik

Substrat

Asetat Fermentasyon

PHB Depo

Enerji + P

PAO (Acinetobacter)

Enerji + Biyomas

Enerji + Biyomas Heterotroflar

Heterotroflar

O2

Acinetobacter organizmaları anaerobik şartlar altında asetat ve yağ asitlerini

(VFA) parçalar ve polihidroksibütirat (PHB) olarak depo ederler. Anaerobik

şartlarda hücre içindeki polifosfatlar hidroliz edilerek PHB sentezinde kullanılır.

Parçalanan polifosfat sıvı faza geçerek ortamın fosfat konsantrasyonunu arttırır.

Anaerobik ortamdan sonra aerobik ortama verilen atıksuda yeni hücre sentez

reaksiyonları gerçekleşecektir. Bu durumda hücre içinde biriktirilen PHB’ler

parçalanarak yeni hücre sentezi ve enerji üretiminde kullanılacaktır. Böylece

anaerobik ortamda sıvı faza geçen fazla miktarda fosfor, aerobik ortamda ATP

üretiminde kullanılacağından yoğun bir şekilde tüketilecektir. Anaerobik prosesten

sonra aerobik prosese verilen sularda daha fazla fosfor giderildiği yapılan çalışmalar

sonucu kabul görmüştür. Fosforun giderilmesi için yapılan anaerobik-aerobik prosese

de İleri Biyolojik Fosfor Giderimi (EBPR) denilmektedir. (Ersü, 2006)

Anaerobik Şartlarda:

H2O + (PO4)n (PO4)n-1 + HPO4-2 + H+

Şekil 1.22. İleri Biyolojik Fosfor Giderim Prosesi şematik gösterimi (Ersü, 2006)


43

1.5. Dünya’da Su Kaynakları ve Kullanım Şekilleri

Dünyadaki toplam su miktarı 1 milyar 400 milyon km3’tür (1 km3 = 1 milyar

m3 ). Bu suyun %97,5’i denizlerdeki ve okyanuslardaki tuzlu sulardan ibarettir.

Geriye kalan sadece %2,5’lik kısım tatlı suları teşkil etmekte olup bunun çok az bir

kimsinin çeşitli maksatlar için kullanılabilir olduğu belirlenmiştir.

Dünyadaki toplam suyun yılda yaklaşık 500.000 km3’ü denizlerde ve toprak

yüzeyinde meydana gelen buharlaşmalar ile atmosfere geri dönmekte ve hidrolik

çevrim içerisinde yağış olarak tekrar yeryüzüne düşmektedir.

Dünya yüzeyine yağışla düşen su miktarı yılda ortalama olarak 100.000 km3

civarında olup, bunun 40.000 km3’ü akışa geçerek nehirler vasıtasıyla denizlere ve

kapalı havzalardaki göllere ulaşmaktadır. Bu miktarın 9.000 km3’ü ise teknik ve

ekonomik olarak kullanılabilir durumdadır. Bunların dışında göllerdeki, toprak

içinde absorbe haldeki, bitki bünyesinde tutulan su vb. vardır ki bunların yüzdeleri

hakkında incelenen kaynaklar arasında bilgiye rastlanmadığı için bu bilgilere

değinilememektedir. Dünyadaki toplam su miktarının yüzde olarak dağılımı Çizelge

1.9.’de gösterilmektedir.

Dünya nüfusunun halen 1/3’ü yeterli ve sağlıklı su kaynaklarına sahip

olmamakla birlikte, kullanılabilir suyun dengeli dağıldığını da söylemek mümkün

değildir. Dünyada 1940 yılında toplam 1000 km3 olan su tüketimi; 1960 yılında 2000

km3’e, 1990 yılında ise 4130 km3’e ulaşmıştır. 2000’li yılların başında bu tüketim

5162 km3’ü bulmuştur. Çizelge 1.10. görülebileceği gibi 1940 ile 2000 yılları

arasında nüfusun artması, su tüketim alışkanlıklarının değişmesi, hızlı endüstrileşme

gibi nedenlerle su tüketimi katlanarak artmıştır. 1990 ve 2000 yılları arasında su

tüketiminin diğer yıllara oranla daha az arttığı gözlenmektedir. Bunun nedenlerinde

endüstrilerde yeni teknolojilerin kullanmasının özendirilmesi, tarımda yeni

teknolojilerin keşfedilmesi, su kaynaklarının korunması, tüketim için önlem alınması,

çevre bilincinin ve yeniden kullanımın artması gibi faktörleri saymak mümkündür.

(DSİ, 2005)


44

Çizelge 1.9. Dünyadaki Toplam Su Miktarlarının Yüzdesi (DSİ, 2005) km3 %

Dünyadaki Toplam Su Miktarı 1.4 Milyar 100

Denizler ve Okyanuslardaki Tuzlu Su Miktarı 1.365 Milyar 97,5

Tatlı Su Miktarı 0,035 Milyar 2,5

Yılda Buharlasan Su Miktarı 500.000 0,036

Yılda Yağışla Düşen Su Miktar 100.000 0,007

Nehirlerle Akışa Geçen Miktar 40.000 0,003

Teknik ve Ekonomik Kullanılabilir Su Miktarı 9.000 0,00064

Dünyada tüketilen suyun %73’ü sulamada kullanılmaktadır. 1990 yılı itibari

ile sulanan tarım alanlarının toplamı 240 milyon hektar iken bu miktarın yaklaşık

yılda % 0,8 oranında artarak 2015 yılında 290 milyon hektara ulaşması

beklenmektedir.

Çizelge 1.10. Dünya’da Yıllara Göre Su Tüketim Miktarları (DSİ, 2005)

Yıl Dünya’da Toplam Su Tüketimi (km3)

1940 1000

1960 2000

1990 4130

2000 5162

1.6. Türkiye’de Su Kaynakları ve Kullanım Şekilleri

Türkiye; dünyanın yarı kurak bölgesinde yer almaktadır. Dünya yüzeyine

düşen yağış, yılda ortalama 800 mm civarında iken; Türkiye’de yıllık ortalama yağış,

643 mm’dir. Bu değer yılda 501 milyar m3 suya tekabül etmektedir. Bu suyun 274

milyar m3’ü toprak ve su yüzeyleri ile bitkilerden olan buharlaşmalar yoluyla

atmosfere geri dönmekte, 69 milyar m3’lük kısmı yeraltı suyunu beslemekte, 158


45

milyar m3’lük kısmı ise akışa geçerek çeşitli büyüklükteki akarsular vasıtasıyla

denizlere ve kapalı havzalardaki göllere boşalmaktadır.

DSİ’den edinilen bilgiler incelendiğinde 274 milyar m3 su miktarı tamamen

buharlaşarak geri dönmekte gibi bir anlam çıkmaktadır ki bunu kabul etmek doğru

bir yaklaşım olmayacaktır. Çünkü bir miktar su toprak içinde absorbe olarak

kalmaktadır. Bir miktar su ise bitkilerin büyümesi için gerekli suyu sağlamak üzere

bitki bünyesinde tutulmaktadır. Bu nedenle bir miktar su yüzdesini de bu

yüzdelerden ayrı tutarak çeşitli sular olarak ayırmak gerekmektedir. Ancak

kaynaklarda bu su ayrı olarak belirtilmediği için bu konuda net bir rakam

verilememektedir. Türkiye’de yağışla yeryüzüne düşen su miktarlarının yüzde olarak

ifadesi Çizelge 1.11’de gösterilmektedir. (DSİ, 2005)

Günümüz teknik ve ekonomik şartları çerçevesinde, muhtelif gayelere yönelik

olarak tüketilebilecek yerüstü suyu potansiyeli yurt içindeki akarsulardan 95 milyar

m3, komşu ülkelerden yurdumuza gelen akarsulardan 3 milyar m3 olmak üzere yılda

98 milyar m3 civarındadır. Yeraltı suyu potansiyeli ise yapılmış olan etütlere göre 12

milyar m3 olarak hesaplanmıştır. Bu durumda, günümüzdeki şartlar çerçevesinde

ülkemizin tüketilebilir yüzey ve yeraltı suyu potansiyeli yıllık toplamı 110 milyar m3

olmaktadır. Ülkemizdeki tüketilebilir su miktarlarının yüzdesi Çizelge 1.11.’de

gösterilmektedir.

Çizelge 1.11. Ülkemizde Tüketilebilir Su Potansiyeli Miktarları ve Yüzdesi (DSİ, 2005)

Milyar m3 %

Toplam Tüketilebilir Su Miktarı 110 100

Akarsulardan Gelen Tüketilebilir Su Miktarı 98 89,09

Komsu Ülkelerden Gelen Su Miktarı 3 2,72

Yeraltı Suyu Miktarı 12 10,91


46

Ülkemizde başta DSİ olmak üzere su kaynaklarının geliştirilmesinden

sorumlu olan kamu kurum ve kuruluşlarının 2002 yılı bası itibari ile geliştirdikleri

projeler ile su tüketimi 40 milyar m3’e ulaşmış bulunmaktadır. Bunun 6 milyar m3’ünü

yeraltı suyu teşkil etmektedir. Bu suyun 30 milyar m3’ü sulama, 5,8 milyar m3’ü

içme-kullanma ve 4,2 milyar m3’ü de endüstri sektöründe tüketilmektedir.

Yıllık toplam su potansiyeli nüfusumuza bölündüğünde kişi basına yılda

1.600 m3 su düşmektedir. 2020 yılında nüfusumuzun 95 milyona ulaşacağı

tahmininden hareketle kişi başına düşen kullanılabilir su miktarının 2020 yılında

1.150 m3/yıl olacağı söylenebilir. Devlet İstatistik Enstitüsü (DİE) 2030 yılı için

nüfusumuzun 100 milyon olacağını öngörmüştür. Bu durumda 2030 yılı için kişi

başına düşen kullanılabilir su miktarının 1.000 m3/yıl civarında olacağı söylenebilir.

1960 ve 2000 yılları arasında kişi başına düşen su miktarında keskin bir düşüş olduğu

gözlenmektedir. Mevcut büyüme hızı, su tüketim alışkanlıklarının değişmesi gibi

faktörlerin etkisi ile su kaynakları üzerine olabilecek baskıları tahmin etmek

mümkündür. Ayrıca bütün bu tahminler mevcut kaynakların 25 yıl sonrasına hiç

tahrip edilmeden aktarılması durumunda söz konusu olabilecektir. Dolayısıyla

Türkiye’nin gelecek nesillerine sağlıklı ve yeterli su bırakabilmesi için kaynakların

çok iyi korunup, kullanılması gerekmektedir (DSİ, 2005).

1.7. Atıksuların Yeniden Kullanılma İhtiyacı

Nüfusun yoğun olduğu yerlerde, kaliteli suyun kısıtlı olduğu ve kurak

bölgelerde atıksu önemli bir su kaynağı olabilir. Atıksu arıtılarak sulamada yeniden

kullanılabilir. Atıksuyun içilmek üzere arıtılması teknik açıdan mümkün olmakla

birlikte her toplumun kabul edebildiği bir konu değildir.

Atıksuların endüstriyel proses suyu amaçlı kullanılması, tarımda sulama suyu amaçlı

kullanılması ya da içme suyu amaçlı kullanılması teknik açıdan mümkündür. Çizelge

1.12’de arıtılmış atıksuların kullanım alanları ve kullanım uygulamaları

gösterilmektedir (Metcalf&Eddy, 2003). Atıksuyun yeniden kullanım şekilleri:


47

Ø Kentsel

Ø Endüstriyel

Ø Çevre ve rekreasyon amaçlı

Ø Yeraltı Suyunun beslenmesi amaçlı

Ø İçme suyu kaynaklarının artırılması amaçlı

Ø Tarımsal

1.7.1. Kentsel Amaçlı Yeniden Kullanım

Kentsel amaçlı yeniden kullanımda tuvaletlerdeki sifonlarda, yangın

hatlarında vb. yerlerde arıtılmış atıksuların kullanılması amaçlanır. (Kretschmer,

2004).

1.7.2. Endüstriyel Amaçlı Yeniden Kullanım

Su kısıtlılığının ve nüfusun artması ile endüstriyel amaçlı yeniden kullanım

çok önemli su sağlama yöntemlerinden biri haline gelmiştir. Endüstriyel yeniden

kullanım su proseslerde kullanılabilir: Soğutma kuleleri, radyoaktif atıkların

seyreltilmesi, petrol rafinerileri, kimya fabrikaları, kazanlar ve metal fabrikaları.

1.7.3. Çevre ve Rekreasyon Amaçlı Yeniden Kullanım

Çevresel amaçlı yeniden kullanım sulak alanların restorasyon amaçlı

kullanımın artırılması işlemlerini içerir. Rekreasyon amaçlı kullanımda arıtılmış atik

su golf sahalarında, yüzme alanlarında kullanılabilir.

1.7.4. Yeraltı Suyunun Beslenmesi Amaçlı Yeniden Kullanım

Arıtılmış atıksu yeraltı suyunun yeniden beslenmesi amacı ile kullanılabilir.

Sulama da bu olaya katkıda bulunur.


48

1.7.5. İçme Suyu Kaynaklarının Artırılması Amaçlı Yeniden Kullanım

İçme sularının artırılması için arıtılmış atıksular, yüzey suları ve yeraltı suları

ile karıştırılır ve ilave bir arıtım ile birlikte su dağıtım sistemlerine verilir.

1.7.6. Tarımsal Amaçlı Yeniden Kullanım

Tarımsal faaliyetler için yeniden kullanım su kaynakları yönetiminin bir

başka yöntemidir. Arıtılmış atıksuların tarımda yeniden kullanılmasının pek çok

avantajı vardır. Öncelikle arıtılmış atıksuların tarımda kullanılması üretimi artırır.

Bunun nedeni arıtılmış atıksu bünyesinde, bitkilerin ihtiyaç duyduğu pek çok nutrient

bulundurur. Böylelikle sulama sonrasında ilave nutrient ihtiyacı düşer. Bu da

bitkilerin ürün oluşturma miktarının artmasını sağlar. Fakat bütün bunlar yapılırken

sağlıkla ilgili pek çok konunun dikkate alınması gerekmektedir. Çünkü atik sular

nutrientlerin yanında pek çok sağlığı bozucu mikroorganizmaları da bünyesinde

bulundurmaktadır.

Tarımsal faaliyetler için kullanılması gereken su miktarı toplam temiz su

tüketiminde büyük bir yüzdeye sahiptir. Yeraltı sularının tarımsal amaçlı, pompa ile

çekilmesi de dahil olmak üzere dünyada toplam su tüketiminin yaklaşık % 70’i

sulama için kullanılmaktadır (Kretschmer, 2004).


49

Çizelge 1.12. Arıtılmış Atıksu Kullanım Uygulamaları. (Metcalf&Eddy, 2003) Yeniden Kullanım Alanı Uygulamalar

Çevresel

Dere akımı düzenleme Bataklık ve sulak alanlar

Rekreasyonel alanlar (parklar, göller) Balıkçılık ve Su kültürü

Kar yapma

Tarım ve Bahçe Sulama

Yem ve tohum mahsulleri Yenilebilir Mahsuller Temel besleme suyu

Çim ve ormanlar Fidanlık

Buzlanmaya karşı koruma

Yeraltı Suyu Reşarjı İçilebilir Akiflerin Reşarjı Tuzlu su girişi kontrolü

Depolama

Kentsel

Yangından Korunma Tuvalet sifonu

Sokak/Araba Yıkama Toz kontrolü İklimlendirme

Endüstriyel

Soğutma Kazan besleme

İnşaat Proses Suyu

Baca gazı temizleme

İçme Amaçlı Direkt İçme Dolaylı İçme


50

1.7.7. Atıksuların Yeniden Kullanımında Dikkat Edilmesi Gereken Faktörler

Yüksek kalitede temiz su sağlanamaması ve yüksek maliyet, atıksuların

arıtımında iyi kalitede çıkış suyu elde edilebilmesi, atıksu kullanımında yeniden

kullanımın en verimli yöntem olması, planlama yapılırken uygulanacak yöntemler,

yeniden kullanım projesi amacının belirlenmesi, bilgi toplama, pazar araştırması

yapılması, potansiyel kullanıcının tanımlanması, potansiyel kullanıcıların su kalitesi,

miktarı ve yasa gereksinimleri, alternatiflerin araştırılıp karsılaştırılması,

alternatiflerin analiz edilmesi, teknik konuların incelenmesi, para konuların

incelenmesi, çevresel ve sosyal analizlerin yapılması, rapor hazırlama ve planın

yerine getirilmesi, arıtılmış atıksu pazar araştırması ve bilgi hazırlama, atıksu kalitesi

ve miktarı, potansiyel kullanıcıların ve kullanım alanlarının envanterinin çıkarılması,

sağlıkla ilgili gereksinimler, hastalık oluşumunun, su kalitesi problemlerinin (yeraltı

suyunu korumak kısıtlamaların olduğu yerlerde) önlenmesi için düzenlemelerin

yapılması, arıtılmış atıksuyun kullanımını sağlayacak potansiyel tarımsal

kullanımların tanımlanması, ilerideki arıtma seviyelerinin kabulü ile gelecekteki

ihtiyaçların belirlenmesi, gelecekteki su sağlama ile ilgili maliyetlerin tahmin

edilmesi, kullanımına olan ilginin araştırılması, arıtılmış atıksuyun potansiyel

kullanımı (ürün tipi gibi), şimdiki ve gelecekteki miktarların belirlenmesi, zamanlama

ve güvenilirlik ihtiyaçları, kalite gereksinimlerinin belirlenmesi, şimdiki ihtiyacın

arıtılmış atıksu ile karşılanması gibi faktörlere dikkat edilmelidir (Arceivala, 2002).

1.8. Atıksuların Tarımsal Amaçlı Yeniden Kullanımı

Dünya nüfusunun artması ile birlikte su tüketimi ve buna paralel olarak oluşan

atıksu miktarı artış göstermektedir. Yeterli su kaynakları olmayan ülkelerde bu artış,

su sıkıntısına neden olmaktadır. Bu sıkıntı, insanları yeni su kaynakları arayışına

yönlendirmektedir.

Su sıkıntısı oluşturan başlıca iki sektörden biri tarım, diğeri ise endüstridir.

Endüstriyel sektörde uygulanan yenilikler ile birlikte pek çok gelişme


51

kaydedilmesine rağmen tarımsal faaliyetlerde su sıkıntısını azaltacak yeterli gelişme

henüz kaydedilememiştir.

Binlerce yıldır insan atıklarının tarımda kullanılması bilinen bir uygulama

olmuştur. Çok eski yıllarda insan dışkıları toprağın gübrelenmesi maksadıyla Çin ve

diğer Asya ülkelerinde kullanılmıştır. 16 ve 17. yüzyıllarda Almanya ve İngiltere’de

bu atıkların arıtılması için bitki büyümesinde kullanılmıştır. Bu yöntem 1800’lü

yıllarda tüm Avrupa’da, Kuzey Amerika, Avustralya’da atıksuların arıtılması için

oldukça yaygın ve bilinen bir yöntem halini almıştır ve atıksuların tarımda

kullanılması giderek benimsenen yöntemlerden biri haline gelmiştir (Lallana,2001).

1950’li yıllarda atıksular ile sulama yapılması oldukça dikkat çeken bir

uygulama olmaya başlamıştır. Bunun nedenlerinden biri kentleşmenin hızlı şekilde

büyümesi ve atıksulardaki kirliliğin dikkat çekici şekilde artışıdır. Diğer bir neden ise

pek çok şehirde sulama için gerekli temiz su kaynaklarının yetersiz oluşudur. Bu

faktörler ve sağlık risklerinin zamanla daha iyi anlaşılmasının ardından arıtılmış

atıksu tarımda sulama amaçlı kullanılması gün geçtikçe artmıştır.

Arıtılmış atıksuların tarımda yeniden kullanımı uygulaması özellikle su kıtlığı olan

ülkelerde önemli bir su kaynağı yönetim biçimidir (Yüceer, 2009). Çünkü tüketilen

suyun büyük bir kısmı sulama maksatlı çekilmektedir. Bu sayede sulama amaçlı

çekilen temiz suyun miktarı azaltılabilir.

Atıksuların tarımsal faaliyetler için yeniden kullanılması ekonomik açıdan

uygundur. Çevresel açıdan ise kullanımı oldukça güvenilirdir. Tarımda evsel

atıksuların arıtılarak yeniden kullanımının avantajlarından bazıları şunlardır:

Ø Toprağın su, nutrient, organik madde ihtiyacını karşılanması,

Ø Temiz suların korunmasını sağlanması,

Ø Atıksuların deşarjı için gerekli yatırımlarda ekonomik açıdan yararlı olması.

Ancak atıksuların yeniden kullanımındaki beş endişe nedeniyle su kaynağı

olarak düşünülmesinde halen zorluk çekilmektedir. Bu beş endişe; kullanımdaki

yararlar hakkında yeterli bilgi bulunmayışı, sağlık riskleri bulundurma olasılığı,

kültürel önyargıların bulunuşu, yeniden kullanım projelerinin ekonomik olup


52

olmadığının tespitinde yeterli ölçüm yöntemlerinin bulunmayışı ve kontrolsüz olarak

yapılan uygulamalarda olumsuz deneyimlerin bulunmasıdır (Lallana,2001).

Su sıkıntısı çeken bölgelerde bu uygulamaların zorunlu hale gelmesi ile olası halk

sağlığı riskleri de göz önünde bulundurulduğunda yeniden kullanım alanında çeşitli

rehberlerin oluşturulması zorunlu hale gelmiştir. Sonuç olarak, WHO, Dünya

Bankası, EPA, UNDP gibi örgütler rehberler üzerinde çalışmaya başlamışlardır. Bu

konuda 1989 yılında WHO ilk rehberini oluşturmuştur. (Kretschmer, 2004).

1.8.1. Atıksuların Tarımda Yeniden Kullanılması Planlanırken Dikkat Edilmesi

Gereken Faktörler

Atıksuların tarımda yeniden kullanılması söz konusu olduğunda bazı dikkat

edilmesi gereken konular ortaya çıkar ki bunlar kısaca; su kaynağının özellikleri,

ekonomik açıdan uygunluk, sağlık konuları, zirai verimlilik ve sosyokültürel

faktörler olarak sayılabilir.

1.8.2. Su Kaynağının Özellikleri

1.8.2.1. Miktar

Toprağa düşen yağmurun mevsimsel olarak değişiklik göstermesi kurak

bölgelerde su kaynakları yönetilirken dikkat edilmesi gereken bir konudur.

Mevsimsel ihtiyaca göre programlama yapılmalıdır. Tarım en önemli su tüketen

sektörlerden biri olduğu için su kaynakları yönetilirken suyun miktarının mevsimsel

olarak değişikliğine ve ihtiyaca göre planlama yapılmalıdır. Çünkü tarımda yeterli

sulama bitkilerin büyümesi için gereken kritik faktörlerden biridir. Bu nedenle

arıtılmış atıksuların tarımda yeniden kullanımı planlanırken kurak mevsimlerde

yeterli miktarda sulama suyu ayırmaya önem gösterilmelidir. (Türkmen, 2006)


53

1.8.2.2. Kalite

Su kaynakları yönetiminde su belli amaçlar için ayrılırken suyun miktarı

kadar kalitesi de önemlidir. Hedeflenen amaç için yeterli kalitede ve yeterli miktarda

su elde etmek ülkelerin su yönetim politikaları belirlenirken dikkat edilmesi gereken

en önemli konulardandır. Bu özellikle kurak ülkelerde çok büyük bir önem kazanır.

Yeterli temiz su kaynağı olmayan ülkeler arıtılmış atıksuları istenen kalitede

olmadığı zamanlarda temiz su ile arıtılmış atıksuyu karıştırarak istenen kalitede su

elde etmeye çalışmaktadırlar. Böylelikle hem istenen kalitede hem de yeterli

miktarda su elde etmektedirler. Arıtılmış atıksuların sulamadaki kalite parametreleri

söz konusu olduğunda dikkat edilmesi gereken faktörleri ise kısaca tuzluluk, sodyum

oranı, eser elementler, bakiye klor, nutrientler ve mikrobiyolojik sağlık riskleri olarak

saymak mümkündür. Bakteriler konusunda arıtılmış atıksuların sulamada

kullanılmasında dikkat edilecek en önemli parametreler toplam koliform ve fekal

koliform miktarlarıdır. Ayrıca sulama suyunun kalitesi söz konusu olduğunda

sprinkler sulama yönteminin kullanılması ile arıtılmış atıksuda bulunabilen

mikroorganizmalar aeresoller vasıtasıyla bitkilere taşınır. Sulama yapılırken bu

konuların da dikkate alınması gerekmektedir. (Türkmen, 2006)

1.8.2.3. Tuzluluk

Tuzluluk sulamada kullanıma uygunluğun belirlenmesindeki en önemli

parametrelerdendir. Tuzluluğa karşı tolerans bitkiden bitkiye değişir. Tuz

konsantrasyonu yüksek olan su ile sulama yapıldığında tuzlar toprakta birikip

bitkilere zarar verebilir. Bu nedenle tuzluluğu yüksek olan su ile sulama yapılması

söz konusu olduğunda tuzluluğa karşı toleransı yüksek bitkiler seçilmelidir.

Tuzlulukta en önemli iyonlar sodyum, klorür ve bor iyonlarıdır. Tuzluluk arttıkça

toprağın ozmotik potansiyeli düşer. Bu bitkilerin bünyelerine su alma oranlarını

düşürür ve bunun sonucunda bitkiler bünyelerine yeterli su alabilmek için büyük

ölçüde enerji harcarlar. Su almak için fazla enerji harcayan bitkiler büyümek için

gerek duydukları enerjiye yeterince sahip olamazlar. Bu durum kurak iklim


54

şartlarında yeterli sulama suyu temin edilememesi ve bitkilerin su ihtiyaçlarının

artması nedeniyle daha da zordur. (Türkmen, 2006)

1.8.2.4. Sodyum İçeriği

Sulama suyundaki sodyum içeriği önemli bir parametredir. Çünkü yüksek

seviyede sodyum ve düşük tuzluluk toprağın fiziksel şartlarının zayıflamasına neden

olur. Bu da permeabiliteyi düşürür.

Topraktaki sodyumun etkisi SAR (Sodyum Adsorpsiyon Oranı) ile anlatılır.

SAR değeri topraktaki sodyumun kalsiyuma oranıdır. SAR değerinin ölçümü ile

sulama suyunun sulamaya uygunluğu belirlenir. Yüksek SAR değeri yüksek

tuzluluğun işaretidir. Toprakta sodyumun kalsiyuma oranı 3:1 değerini astığında

toprak agregaları dağılma eğilimi gösterir. Toprak agregalarının dağılması ile toprak

partikülleri giderek küçülür ve bu da toprak porlarının küçülmesine neden olur.

Toprak porlarının küçülmesi sonucu toprak gözeneklerinde bitkilerin büyümesi için

gerekli ve yeterli oranda su tutulamaz. Yani suyun infiltrasyon oranı düşer. Eğer

sodyum konsantrasyonu yüksek arıtılmış atıksular ile sulama yapılması planlanıyor

ise toprağın alkalinitesi ayarlanarak kalsiyum oranı dengelenmelidir. Sodyum

oranının yüksek olduğu topraklarda toprak tanecikleri kuruyup, çatlayarak

birbirinden ayrılma eğilimi göstermektedirler. Oluşan bu yapı sonucu çamurlaşan

toprak sulansa dahi su üst yüzeyden alt kısma geçememektedir. Bu nedenle bitkilerin

büyümesi için gerekli su toprağa geçemediğinden bitkilere ulaşamamakta ve ürün

oluşumu azalmaktadır. (Türkmen, 2006)

1.8.2.5. Eser Elementler

Sulama suyunda eser elementler dikkat edilmesi gereken konulardandır. Eser

elementlerden en önemlileri kadmiyum, bakir, molibden, nikel ve çinkodur. Eser

elementler pH’si düşük topraklarda aktif ve toksik olduklarından düşük pH’li

topraklarda eser elementlere özel önem gösterilmelidir.


55

1.8.2.6. Bakiye Klor

1 mg/L’den düşük serbest bakiye klor bitkiler için zararlı değildir, ancak

hassas bitkiler 0.05 mg/L’den düşük seviyelerde bile zarar görebilir. Bazı bitkiler

bünyelerinde kloru biriktirebilir ancak bu da sodyum gibi yaprakların yanmasına

neden olur. 5 mg/L’den yüksek konsantrasyondaki klor çoğu bitkiye zarar verir.

1.8.2.7. Nutrientler

Sulamada bitki büyümesi açısından en önemli nutrientler azot, fosfor,

potasyum, çinko, bor ve sülfürdür. Bu sayılanlardan bitki büyümesindeki en önemli

rol azotundur. Bitkilerin büyümesi için sulama suyunda yeterli miktarda azot

bulunmalıdır. Fakat aşırı miktarda bulunması durumunda ise bitkilerin büyümesi ve

olgunlaşması gecikir. Aşırı miktarda fosfor bitkiler için olumsuz etki yaratmaz ancak

yüzey sularına karışırsa olumsuz etki oluşturur. (Türkmen, 2006)

1.8.2.8. Endokrin Bozucular

Günümüzde arıtılmış atıksuların yeniden kullanımı söz konusu olduğunda

endokrin bozucular en dikkat çekici dezavantajlardan biri olarak sayılmaktadır.

Endokrin bozucular atıksuda bulunan hormonlar vasıtası ile alıcı ortama ulaşırlar.

İnsanlar üzerine bilinen herhangi bir zararlı etkileri olmamalarına rağmen su

ortamında yüksek konsantrasyonda bulunmaları dişi balık oranının artmasına neden

olmaktadır.

Son yıllarda yapılan çalışmalarda sucul ve diğer ortamlarda (çevresel ortam)

tıbbi ilaçlardan kaynaklanan mikro kirleticilerin görülmesi ve bunların bu ortamlarda

yaşayan canlılara olan olumsuz etkilerinin ortaya konması, endişeleri arttırmıştır

Özellikle 2004 yılında Hindistan ve Pakistan’da yaşayan 3 akbaba türünde meydana

gelen beklenmedik hızlı ölüm nedeninin, büyük ve küçük baş hayvanlarda geniş

çapta kullanılan diklofenak adlı ağrı kesiciden kaynaklandığının ortaya konması

bilim dünyasında büyük sürpriz ve şaşkınlık yaratmıştır. Yapılan çalışmalarda


56

organizmalar üzerinde tıbbi ilaçlardan kaynaklanan ve tespit edilen bazı etkiler,

cinsiyet oranlarının değişmesi, cinsiyet tersinimleri, popülasyonların azalması,

yumurtlama ve canlı kalma oranlarının azalmasıdır. Günümüzde tıbbi birçok

kimyasalın kullanımı sonucu, bunların çevresel ortamlardaki taşanımı, bozunumu,

dönüşümü, miktarları ve nihai akıbetleri konularında sınırlı bilgi mevcuttur. (Kabak,

2008)

1.8.3. Ekonomik Açıdan Uygunluk

Arıtılmış atıksular ile sulama yapılması planlanırken bu konunun mali açıdan

uygun olup olmadığı araştırılmalıdır. Bu nedenle bu proje yapılmadan önce bir

maliyet ve fayda analizi yapılır. Çünkü yeterli yağış alan ve temiz su kaynakları

yeterli olan bölgelerde suyu arıtıp sonra sulamada kullanmak ekonomik açıdan uygun

olmayabilir. Böyle bir masraf gereksiz olabilir. Ancak su sıkıntısı çeken bölgelerde

çok miktarda su gerektiren tarım için arıtılmış atıksu kullanılması daha uygun olur.

1.8.4. Mikrobiyolojik Açıdan Sağlık Riskleri

Arıtılmış atıksuların tarımda yeniden kullanılmasını kısıtlayan en önemli etken,

atıksu ile sulamanın sağlık sorunlarına neden olabileceği endişesidir. Atıksular

genelde, patojenik mikroorganizmaları bünyelerinde ihtiva ederler. Çünkü modern

arıtma yöntemleri (örneğin aktif çamur sistemi) patojenik mikroorganizmaların

giderileceği düşünülerek dizayn edilmezler. Bu patojenik mikroorganizmalar ancak

dezenfeksiyon ile giderilirler ki bu da gelişmekte olan ülkeler için ilave maliyet

anlamına gelir. Dezenfeksiyon yapılmayan atıksularda bakteri, protozoa, helmint,

virüs gibi canlılar hayatta kalabilirler. Patojen canlılar atıksudan giderilmeden

tarımda sulama maksatlı kullanıldıklarında yiyeceklerle insana bulaşarak hastalık

meydana getirirler. Özellikle pişmeden yenen yiyecekler bu açıdan büyük tehlike

oluşturur. Ayrıca atıksu ile sulanan arazide çalışan isçiler de diğer arazilerde çalışan

isçilere oranla daha fazla risk altında çalışmaktadırlar. Riskli bölgelerde çalisanlar

dört grupta incelenebilir.


57

Ø Tarım arazisinde çalışan isçiler ve aileleri,

Ø Mahsul toplayıcılar

Ø Tüketiciler (mahsul, et ve süt)

Ø Atıksular ile sulama yapılan arazilerin çevresinde yasayan insanlar

Nematod yumurtalarının miktarı büyük ölçüde durultma işlemiyle azaltılır.

Yumurtalar yavaş yavaş dibe çökeceği için, atıksuyun havuzda çok uzun süreyle

bekletilmesi gerekir. Yumurta miktarının azalma oranı A, bekletme süresi tS ile,

aşağıdaki oranlarda bağlantılıdırlar.

A(%) = 100 [1 – 0.41 exp(0.0085T2 – 0.49T)]

Görüldüğü gibi, 500 adet Nematod yumurtasını litrede 1’den aza indirmek

için genellikle en az 15 gün gerekmektedir. Bu sürede yumurta miktarı kontrol

edilmelidir (Kretschmer, 2004).

1.8.5. Toksikolojik Açıdan Sağlık Riskleri

Evsel atıksular genellikle insan sağlığı açısından toksik seviyede kimyasal

içermezler. Ancak evsel atıksulara endüstriyel atıksuların bulaşması söz konusu

olduğunda toksik maddeler insanlara zarar veren seviyelere ulaşabilir. Toksik madde

ihtiva eden atıksular ile sulama yapıldığında bu maddeler bitkiler vasıtasıyla besin

zincirine katılıp insan bünyesinde birikebilirler. Örneğin Cd, evsel atıksularda toksik

seviyede bulunmaz. Ancak bitkilerde birikerek insanlara ve hayvanlara zarar verici

seviyelere ulaşabilir. Bitkilerde birikmeye benzer şekilde hayvanlarda biriken toksik

maddeler de et veya sütün tüketilmesi vasıtasıyla besin zincirine katılarak insanlarda

toksik seviyelere ulaşabilirler. (Kabak, 2008)


58

1.8.6. Sosyokültürel Konular

Atıksuların yeniden kullanımı ile ilgili bir projenin hayata geçirilmesinden

önce sosyokültürel açıdan engellerin ortadan kaldırılması gerekmektedir. Öncelikle

halkın çoğunluğunun atıksuların arıtıldıktan sonra yeniden kullanılacağı fikrini kabul

etmeleri gerekmektedir. Temiz kaynakların korunması bunun gerekliliğinin kabulü

proje başlangıcında aşılması gereken en önemli engellerden biridir. Halkın kabulü

olmaksızın, uygulanamayacak bir proje için arıtma, tasfiye, ishale masrafları

yapmanın uygun olmayacağı açıktır.

Halkın atıksuların arıtıldıktan sonra yeniden kullanımı konusuna karşı

yaklaşımı bölgesel olarak farklılıklar göstermektedir. Bu konuda gelenekler, din ve

tarımda uygulama yöntemleri ön plana çıkmaktadır. Örneğin İslam Dini’ne mensup

ülkelerde arıtılmış atıksuların tarımda yeniden kullanılması daha zor kabul gören bir

konudur. Böyle olmasına rağmen kuraklık ve su kıtlığı nedeniyle Orta Doğu’da yer

alan pek çok İslam ülkelerinde sulama amaçlı yeniden kullanım oldukça yaygın bir

yöntemdir. Hatta Ürdün yeniden kullanım konusunda öncü ülkeler arasında yer

almaktadır.(Kretschmer,2004)

2.ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR Onur ORTATEPE

59

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR

Azot ve fosfor konsantrasyonlarının atıksu ve alıcı ortamlardaki artışı, yeni

arıtma teknolojilerini de beraberinde getirmiştir. Yapılan çeşitli çalışmalarda

anaerobik ve aerobik arıtma sistemlerinin bir arada kullanıldığı ileri arıtma teknikleri,

azot ve fosforun yüksek verimlerde giderilebildiğini ortaya koymaktadır. Ancak

yapılan ekstra prosesler arıtma maliyetini de arttırmakta ve bu nedenle daha

ekonomik teknolojiler üzerinde çalışmalar devam etmektedir.

Fang ve ark., (1995) kesikli akışlı reaktörlerde azot giderimi amacıyla ortama

karbon kaynağı ekleyerek yüksek KOİ giderim verimi sağlanabileceğini

göstermişlerdir. Bu amaçla çalışmalarında, içerilerine çok gözenekli ve yüzey alanı

geniş lifli yapıda dolgu maddeleri ile doldurulmuş iki aerobik kesikli akışlı reaktör

kullanmıştır. Sisteme ilave karbon kaynağı eklenerek evsel atıksuyla beslemiş ve

sistemin azot ve fosfor giderimi ile KOİ giderme verimlerini incelemişlerdir. Sonuç

olarak 0.22 gUAKM/gKOİ çamur üretme oranında ve oda sıcaklığında yapılan bu

çalışmada %97.1 NH3-N, %97.3 toplam N, %75.2 toplam P giderimleri ile %89.9

KOİ giderme verimi elde etmişlerdir.

Sommariva ve ark., (1996) Biyolojik fosfor giderim yöntemlerinden biri olan

A/O prosesi laboratuvar ölçekli olarak çalışılmıştır. Reaktöre giren atıksu sırası ile

aerobik ve anaerobik tanklardan geçirilmiştir. Fosfor içeriğinin 100mg/L’nin

üzerinde olduğu durumlarda fosfor giderim veriminin %90’ın üzerine çıktığı tespit

edilmiştir.

Romanski ve ark., (1997) laboratuvar ölçekli yapılan çalışmada, evsel

nitelikli atıksulardan fosforun giderilmesi için aktif çamur yöntemi kullanılmıştır.

Kurulan aktif çamur reaktörü içinde önce anaerobik sonra aerobik kısım

oluşturulmuştur. Reaktöre verilen sentetik atıksu içerisinde asetat, pepton ve maya

ekstraktı kullanılarak aktif çamur faunası zenginleştirilmiştir. Böylece fosfor

gideriminin de artacağı ön görülmüştür. Anaerobik kısımda karbon ve enerji kaynağı

olarak daha çok asetatın kullanıldığı ve yüksek konsantrasyonlarda bulunan asetatın

hücre içinde depolanmış fosfatı açığa çıkardığı görülmüştür. Böylece anaerobik

ortamda sıvı faza geçen fosfat, aerobik ortamda giderilmektedir.


60

Umble ve Ketchum., (1997) çalışmalarında sürenin arıtma performansı üstüne

etkilerini araştırmışlardır. Kesikli akışlı reaktör sisteminde atıksuya uyguladıkları 12

saatlik çevrim süresi sonunda %98 BOİ5 giderimi, %89 NH4-N giderimi ve %90

toplam AKM giderimi sağlamışlardır.

Yalmaz ve Öztürk., (2001) kesikli akışlı reaktör sistemi kullanarak

atıksulardaki amonyak giderimini araştırmışlardır. Çalışmalarının sonunda çeşitli

atıksular kullanarak sistemin amonyak giderim veriminin her defasında %95’in

üstünde olduğunu göstermişlerdir.

Lettinga ve ark., (2002) 4 saatlik hidrolik bekletme süresi ile 13 °C’de

anaerobik filtre ve hibrid reaktörde gerçek evsel atıksu için AKM giderimi

çalışmışlardır. Anaerobik filtrede, hibrid reaktöre göre toplam ve çözünmüş KOİ

giderim veriminin belirgin bir farkla yüksek olduğunu ve performansının daha stabil

olduğunu belirtmişlerdir. Ayrıca biyogazdaki metan konsantrasyonunun anaerobik

filtrede %70.7 ± 2.9 ve anaerobik hibrid reaktörde ise % 58.9 ± 3.2 olduğunu ve

anaerobik filtrenin biyogaz üretiminin hibrid reaktöre göre daima daha yüksek

olduğunu belirtmişlerdir. Her iki reaktörde de hidroliz basamağı benzer hızlarla

ilerlerken, metanojenesis ve asidifikasyon kademelerinin anaerobik filtrede daha hızlı

gerçekleştiğini belirtmişlerdir. Wang, benzer özelliklere sahip atıksuyla anaerobik

çamur örtü reaktörüyle 3 saat bekletme süresi ve 12 °C’de yaptığı çalışmalarda KOİ

giderim veriminin %42 düzeyinde kaldığını belirtmiştir. Anaerobik filtrenin 4 saatlik

hidrolik bekletme süresi ve 13 °C’de toplam KOİ, askıda KOİ, süspanse KOİ ve

çözünmüş KOİ giderimi sırasıyla % 55, % 82, % 35 ve % 38 olarak bulmuşlardır.

Ayrıca çıkıştaki atıksu çamurunun daha iyi çökelme ve susuzlaştırma kapasitesine

sahip olduğunu belirtmişlerdir. Anaerobik filtrenin, evsel atıksuların düşük

sıcaklıktaki ön arıtımına daha uygun olduğunu belirtmişlerdir.

Tönük., (2004) havasız yukarı akışlı çamur yataklı reaktörde, evsel nitelikli

atıksuyun arıtma potansiyelini araştırmıştır. Ayrıca Türkiye’nin sıcak iklim

kuşağında yer alan bölgeleri için paket arıtma sistemi geliştirilmesi üzerine

çalışılmıştır. Çalışma sonunda, evsel nitelikli atıksuların hiçbir kimyasal ilave

yapılmadan %70 ‘lik bir verimle arıtıldığı saptanmıştır.


61

Uygur ve ark. (2004), ardışık kesikli işletme ile sentetik atıksudan nutrient

giderimi farklı hidrolik alıkonma sürelerinde çalışılmıştır. Nutrient giderme prosesi

anaerobik, anoksik, oksik, anoksik, oksik ve çökeltme fazlarını içerir. Her bir

basamağın hidrolik alıkonma zamanları, değişirken çamur yaşı 10 günde sabit

tutulmuştur. KOİ, azot ve fosfat gideriminde her bir basamağın hidrolik alıkonma

sürelerinin optimum alıkonma süreleri bulunmuştur. En yüksek gözlenen organik

karbon, azot (NH4 ve NO3-N) ve fosfat (PO4-P) giderme verimleri sırasıyla %96,

%87, %81 ve %90 olarak bulunmuştur.

Uğurlu ve Akın (2004), çalışmalarında denitrifikasyon mekanizmasının

reaktördeki fosfor giderimine ve KOİ giderme verimine etkilerini araştırmışlardır.

400 mg/L KOİ’ye sahip sentetik atıksu içerisinde 700 mg/L asetat, 110 mg/L glukoz,

53 mg/L NH4, 21 mg/L fostat ve diğer maddeler bulunmaktadır. Deneyler eşzamanlı

olarak yapılmıştır. 193 gün süren bu çalışmada kullanılan aktif çamur yaşı 25 gün

olarak bulunmuş ve ortalama olarak 4000 mg/L AKM konsantrasyonu seçilmiştir.

Birinci set çevrimindeki aşamalarda reaktör anaerobik doldurma/çürütme için 4 saat,

anoksik periyot için 30 dakika, aerobik periyot için 6 saat ve çökeltme için 1,5 saat

olmak üzere toplam 12 saatlik bir çevrim süresinde işletilmiştir. İkinci set

çevrimindeki aşamalarda ise reaktör anaerobik doldurma/çürütme için 4 saat, aerobik

periyot için 6 saat, çökeltme için 2 saat olmak üzere toplam 12 saatlik bir çevrim

süresinde işletilmiştir. Çalışmada kesikli akışlı reaktör için nitrat %98, fosfat %80 ve

genel olarak KOİ giderimi %97 olarak belirlenmiştir. Anoksik fazda nitrat giderimi

çok üst düzeyde olması nedeniyle bu çalışmada doldurma ve boşaltma fazları için

anoksik ve aerobik koşulların daha avantajlı olduğu görülmüştür. Sonuç olarak kısa

süreli uygulanan bir anoksik aşamanın azot giderimi için aerobik faza geçilmeden

etkili olabileceği belirlenmiştir.

Sumino ve ark., (2006) Atıksudan azot giderimi için, nitrat indirgenme ve

anaerobik amonyum oksidasyonunun tek reaktör içinde gerçekleştirildiği bir çalışma

yapmışlardır. Reaktörlerdeki C/N oranı ve organik karbonun etkileri incelenmiştir.

Heterotrofik denitrifikasyon baktrilerinin büyümesi için C/N oranı 1 olan sentetik

atıksu ile reaktör beslenmiştir. Azot giderim veriminin %80 - %94 aralığında

değiştiği tespit edilmiştir.


62

Kalyuzhnyi ve ark., (2006) Yapılan çalışmada; Deamox (Denitrifying

Amonium Oxidation) yöntemiyle atıksuda bulunan yüksek konsantrasyonlardaki

azotun giderilmesi çalışılmıştır. Deamox yöntemi, yeni bulunan Anammox

yönteminin ototrofik denitrifikasyon şartları altındaki reaksiyonu olarak

tanımlanabilir. Sülfit elektron alıcısı olarak kullanılarak nitrit üretilmiştir. Deney

ölçekli yapılan çalışmada azot yükü 1000mg/L/gün olan atıksuda %90 azot giderim

veriminin sağlandığı belirlenmiştir.

Kaliappan ve ark., (2007) Laboratuvar ölçekli yapılan çalışmada hibrit yukarı

akışlı anaerobik çamur yataklı (HUASB) reaktöründe evsel nitelikli atıksuyun

giderilmesi çalışılmıştır. Reaktörde dolgu malzemesi olarak plastik halkalar

kullanılmıştır ve hidrolik bekletme süresi 3,3 saat olarak alınmıştır. KOİ giderim

verimi % 75 – 86 arasında, BOİ girdim verimi ise % 70 – 91 arasında bulunmuştur.

Çizelge 2.1. HUASB reaktöründe evsel nitelikli atıksuyun arıtılmasında ait parametreler (Kaliappan, 2007)

Parametreler Giriş Suyu

Konsantrasyonları (mg/L)

Çıkış Suyu Konsantrasyonları

(mg/L) TKN

Klorür Sülfat Fosfat

Potasyum

43,4 – 49,0 160 – 188 39 – 56

14,8 – 16,6 13,5 – 17,1

47 – 53,2 160 – 188 15 – 24

16,2 – 19,1 14,1 – 18

Isaka ve ark., (2007) Anammox yöntemiyle azot giderimi için yapılan

çalışmada, anammox bakterileri için bir adet anaerobik filtre reaktörü kurulmuştur.

Filtre reaktöründe dolgu malzemesi olarak işlenmemiş polyester kumaş maddesi

kullanılmıştır. Deneyler 37 °C’de ve 20-22°C sıcaklıkta yapılmıştır. Yüksek

konsantrasyonda azot giderim verimi elde etmek için giriş atıksu azot

konsantrasyonu, hidrolik bekletme süresi ve azot giderim verimleri incelenmiştir.

Reaktöre giren amonyum ve nitrit konsantrasyonlarının, azot giderim verimini

arttırdığı belirlenmiştir. Hidrolik bekletme süresisnin 180 dakika olduğu durumda

neredeyse reaktördeki bütün amonyum ve nitritin (çıkış suyunda anammox

reaksiyonunda üretilen nitrit bulunmaktadır) giderilmiştir. Hidrolik bekletme süresi


63

180 dakikadan 90 dakikaya düştüğünde reaktöre yüklenen azot miktarının da artması

ile, azot dönüşüm oranı yükselmiştir. Aynı dönüşüm hidrolik bekletme süresi 60

dakikaya düşünce de gözlenmiştir. Hidrolik bekletme süresi 40 dakika olunca azot

dönüşüm oranı 10,1 kg-N/m3/gün’e kadar ulaşmıştır. Ortalama azot dönüşüm oranı

20-22°C sıcaklıkta ise 8,1 kg-N/m3/gün olarak bulunmuştur. Ancak azot düönüşümü

için en iyi performans 37 °C’de olduğu bulunmuştur. Giriş suyundaki nitrat

konsantrasyonunun 280mg/L’nin altında olduğu durumlarda, kısa hidrolik bekletme

sürelerinde ve düşük sıcaklıklarda bile reaktör verimli bir şekilde çalışabilmektedir.

Çizelge 2.2. Farklı reaktörlerdeki azot giderim oranları (Isaka, 2007)

Reaktör Azot dönüşüm oranı

(kg-N/m3/gün)

Sıcaklık

(0C)

Anaerobik Filtre 11,5 37

Anaerobik Filtre 8,1 20-22

Yukarı Akışlı Anaerobik

Filtre 26 37

Akışkan Yataklı 6,9 36

Ardışık Kesikli 1 32-33

Sabumon., (2007) Ardışık kesikli anaerobik reaktörde yapılan çalışmada,

organik madde ile amonyumun anaerobik ortamdaki ilişkisi incelenmiştir. Anammox

prosesi ile amonyumun anoksik şartlarda nitrata dönüştüğünü bulmuştur. NO3, NO2

ve SO4 son elektron alıcısı olarak kullanılarak amonyumu okside edebilirler.

Çalışmada organik madde varlığında anaerobik ortamda amonyumun giderilidğini

ortaya koymuştur.

Alvarez ve ark., (2008) 21 0C ve 14 0C sıcaklık aralığında ham evsel nitelikli

atıksuyun anaerobik ortamdaki giderimini pilot ölçekli olarak çalışmışlardır. Hibrit

yukarı akışlı çamur yataklı reaktör (HUSB) ve yukarı akışlı anaerobik çamur örtü

reaktörü (UASB) olmak üzere iki farklı reaktör kıyaslanmıştır. HUSB reaktörü için

hidrolik bekletme süresi 5,7 ve 2,8 saat aralığında, UASB reaktörü için 13,9 ve 6,5


64

saat aralığında çalışılmıştır. Deneyde elde edilen sonuçlar Çizelge 2.3’de

gösterilmektedir.

Çizelge 2.3. HUSB ve UASB reaktörlerinin ortalama değerleri (Alvarez, 2008) Parametreler HUSB Reaktörü UASB Rekatörü

Hidrolik Bekletme Süresi

(saat)

Çamur Yaşı (gün)

AKM giderimi (%)

KOİ giderimi (%)

4,1

28,8

56,8

29,2

10,8

79,1

59,4

44,5

Yang ve ark., (2009) Anaerobik reaktörde eş zamanlı amonyum ve sülfat

giderimini laboratuvar ölçekli olarak çalışmışlardır. Anammox prosesi boyunca,

anammox bakterileri enerji sağlamak için nitratı son elektron alıcısı olarak

kullanarak amonyumu oksitlemiştir. Amonyum ve nitritin en yüksek giderim verimi

% 97 - 98 olarak bulunmuştur. Prosesin başında amonyum ve sülfat NH4Cl ve

NaSO4 olarak sentetik atıksuya eklenmiştir. 60 gün sonunda çıkış suyu ortalama

amonyum ve sülfat miktarları 30 ve 60 mg/L konsantrasyonlarında, ortalama

amonyum ve sülfat giderim oranları sırasyıla % 40 ve % 30 olarak bulunmuştur.

2NH4+ + SO4

-2 N2 + S + 4H2O

3SO4-2 + 4NH4

+ 4NO2- + 3S-2 + 4H2O + 8H+

3S-2 + 2NO2- +8H+ N2 + 3S + 4H2O

2NO2- + 2NH4

+ 2N2 + 4H2O

Melidis ve ark., (2009) Pilot ölçekli ve ham atıksuyla beslenen anaerobik

filtre reaktöründe sırasıyla 25°C - 30°C ve 35°C sıcaklıkta 0,23 – 0,28 – 0,36 gün

hidrolik bekletme sürelerinde 165 gün çalıştırılmıştır. Ortalama KOİ ve AKM

giderim verimleri sırasıyla %52 ve %57 olarak bulunmuştur. Ayrıca en yüksek

biyogaz üretimi 0,23 günlük hidrolik bekletme süresi ve 35°C sıcaklıkta tespit

edilmiştir.


65

Khelifi ve ark. (2009), çalışmalarında tam karışımlı sürekli akışlı aerobik

reaktör kullanarak tekstil atıksularının arıtımında bakterilerin moleküler araçlar

vasıtasıyla izlenmelerini sağlamışlardır. Çalışmada polimorfizm metodu kullanmışlar

ve sonuç olarak bakteriyel çeşitliliğin azalmasına bağlı olarak boyar madde

gideriminin de büyük ölçüde değiştiğini belirlemişlerdir. Ayrıca %85-90 olarak

bulunan KOİ giderme veriminin bakteriyel popülasyonun azalmasına bağlı olarak

%30-55 düzeylerine düştüğünü göstermişlerdir.

Martin ve ark., (2010) 17 - 15 °C sıcaklık aralığında, filtre malzemesi olarak

plastik halkaların kullanıldığı anaerobik filtre reaktöründe evsel nitelikli atıksu arıtım

verimini incelemişlerdir. Reaktör sentetik olarak hazırlanan evsel nitelikli atıksu ile

KO

İ Gid

erim

Ver

imi %

A

KM

Gid

erim

Ver

imi %

Sıcaklık (0C)

Sıcaklık (0C)

Şekil 2.1. Anaerobik filtre reaktöründe farklı hidrolik bekletme sürelerindeki KOİ ve AKM giderim verimleri (Melidis, 2009)


66

beslenmiştir. Hidrolik bekletme süresi 10-17,1 saat aralığında KOİ giderim veriminin

%80’e vardığı yapılan deneysel çalışmalar sonucunda bulunmuştur.

3.MATERYAL VE METOT Onur ORTATEPE

67

3. MATERYAL VE METOD

3.1. Materyal

Çalışmalar Çukurova Üniversitesi Çevre Mühendisliği A.B.D.

laboratuarlarında yapılmıştır. Çalışmada işletilmek üzere laboratuar ölçekli kesikli

aktif çamur reaktörü ve yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü deney düzenekleri

kurulmuştur.

3.1.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü

Kesikli aktif çamur reaktörü için hazırlanan aerobik deney düzeneği,

pleksiglas malzemeden yapılmıştır. Dikdörtgen şeklindeki düzenek 20-40 cm

boyutlarında ve 8L hacme sahiptir. 1 adet hava pompası ile havalandırılan reaktörde

oksijen transferinin verimli bir şekilde sağlanabilmesi için hava taşları (difüzörler)

kullanılmıştır. Reaktörün içinde akımın homojen olarak dağılmasını sağlamak için

bir adet karıştırıcı ile sistem sürekli olarak karıştırılmaktadır. Reaktörden üst faz suyu

sifon yöntemiyle boşaltılıp yerine sentetik atıksu ilave edilerek sistem kesikli olarak

çalıştırılmıştır.-


68

Şekil 3.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü

3.1.2. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü

Bu çalışmada pleksiglas malzemeden yapılmış bir adet yukarı akışlı

anaerobik filtre reaktörü kullanılmıştır. 7,5 cm iç çap ve 50 cm yüksekliği olan

anaerobik filtre reaktörü 1-1cm ebatlarındaki seramik yatak malzemesi ile

doldurulduktan sonra boşluk hacmi 1L’dir. Reaktör içindeki sıcaklığı 350C’ de sabit

tutabilmek için reaktörün dışına 40 cm yükseklikte su ceketi yerleştirilmiştir. Bu

ceketlerde su dolaşımı, inkübatörlü ısıtmalı soğutmalı su sirkülatörü ile

yapılmaktadır. Reaktör içinde akımın homojen olarak dağılmasını sağlamak için

reaktör tabanından 5 cm yüksekliğe 0,2 cm çapta delikler açılmış birer pleksiglas

plaka yerleştirilmiştir.

Reaktörde üretilen biyogaz, ölçeklendirilmiş pleksiglas kolonda toplanmıştır.

Üretilen biyogaz miktarını günlük olarak takip edebilmek için asitli su ile yer

değiştirme prensibine göre çalışan bir düzenek kurulmuştur. Düzenek;

ölçeklendirilmiş pleksiglas kolon, asitli su tankı ve ara bağlantı hattından

oluşmaktadır. Ölçeklendirilmiş pleksiglas kolon; 7,5 cm iç çap ve 45cm


69

yüksekliğindedir. Asitli su tankı 40-20 cm boyutlarında 30 cm derinliğinde ve sert

plastik malzemeden yapılmıştır. Asitli su tankının üst kısmı atmosfere açıktır.

Reaktörü beslemek için hazırlanan sentetik atıksu peristaltik pompa ile

reaktörün altından sabit debi ile verilmektedir. Reaktör tabanından beslenen sentetik

atıksu aşağıdan yukarı doğru hareket ederek seramik dolgu malzemeleri arasından

geçer ve reaktörün üst kısmından tahliye edilir. Reaktöre hava girişini önlemek için

su kilidi yöntemi uygulanmıştır. Ayrıca reaktörün hemen çıkışında numune alma yeri

bulunmaktadır.

Çalışmada kullanılan reaktör, Şekil 3.2‘de görülmektedir.

Şekil 3.2. Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü ve biyogazın toplandığı

ölçeklendirilmiş silindir ve asitli su tankı düzeneği

3.1.3. Sentetik Atıksu

Bu çalışmada orta karakterli evsel nitelikli atıksuya eşdeğer yükte, sentetik

atıksu kullanılmıştır. Sentetik atıksuyun bileşimi ISO 11733’e göre hazırlanmıştır.

Sıcaklık arttıkça mikrobiyal parçalanma hızlanacağından dolayı uygulanan 12 saatlik

hidrolik bekletme süresince sentetik atıksu özelliğinin sabit kalabilmesi için soğutma

işlemi uygulanmıştır.


70

Çizelge 3.1. Sentetik Atıksu Bileşimi (ISO 11733) Bileşik Konsantrasyon

(mg/L) Pepton 192 Et Ekstraktı 138 Glikoz 19 Amonyum Klorit (NH4Cl) 23 Anhydrous potasyum monohidrojenfosfat (K2HPO4) 16 Disodyum hidrojenfosfat dihidrat (Na2HPO42H2O) 32 Sodyum hidrojen karbonat (NaHCO3) 294 Sodyum klorit (NaCl) 60 Demir(III) klorit hekzahidrat (FeCl3 6H2O) 40 Su 1L

Bu reçete, hazırlanmasındaki kolaylık ve mevcut laboratuvar koşulları göz

önünde tutularak seçilmiştir. Seçilen sentetik atıksu ortalama 458 mg/l KOİ

vermektedir. (TSE, 2006).

3.2. Metot

3.2.1. Analitik Yöntemler

Toplam Kjeldahl Azotu; numunedeki organik azot parçalanarak amonyağa

dönüştürülmüş ve numunede bulunan amonyak ile birlikte borik asidin (H3BO3)

içinde absoblanmıştır. Çözelti 0,02N H2SO4 ile titrasyon yapılarak ölçülmüştür.

Amonyak Azotu; borat tampon çözeltisi ile pH 9,5 civarında tamponlanmış

ve distilasyon yoluyla NH3, borik asit (H3BO3) içinde absoblanır. Çözelti 0,02N

H2SO4 ile titrasyon yapılarak ölçülmüştür.

Nitrat; distile su şahit numunesine göre UV spektrofotometre “0” (sıfır)

absorbana ayarlanmıştır. 220 nm dalga boyunda nitrat değerleri kalibrasyon eğrisi

yardımıyla bulunmuştur.

Nitrit; numunedeki nitrit miktarı, kitte bulunan reaktif yardımıyla oluşan

rengin, renk skalası ile karşılaştırılmasıyla kolorimetrik yöntemle ölçülmüştür.

Toplam Fosfor; numune sülfirik asit ve nitrik asit ilave edilerek

kaynatılmıştır. 1N NaOH ile pH nötralize edilmiştir. Nötralize edilmiş numune


71

üzerine vanadamolibdat çözeltisi eklenerek 420 nm dalga boyunda toplam fosfor

değerleri kalibrasyon eğrisi yardımıyla bulunmuştur.

Biyogaz; reaktörde üretilen biyogaz miktarı, ölçeklendirilmiş kolonda

asitlendirilmiş su ile yer değiştirme yöntemiyle ölçülmüştür. İki zaman aralığında

toplanan gaz miktarı, ölçümün yapıldığı andaki sıcaklık ve basınç değerleri standart

şartlara çevrilerek günlük biyogaz miktarı hesaplanmıştır. Açık hava basıncı

Çukurova Üniversitesi Meteoroloji İstasyonu ölçümlerine dayanılarak elde edilmiştir

(Çukurova Meteo, 2010). Üretilen biyogazın kompozisyonu ( %CH4 ve % CO2) gaz

kromotografisi cihazıyla ölçülmüştür.

KOİ; K2Cr2O7-H2SO4 karışımı ile oksidasyon ve 0,025N Fe(NH4)SO4 ile

titrasyon yöntemiyle ölçülmüştür.

SVI ve AKM; gravimetrik yöntemle ölçülmüştür. Analizlerin tümü standart

metotlara uygun olarak yapılmıştır. (Apha,2005)

3.2.2. Deneysel Çalışma

Kesikli aktif çamur reaktörü için bir meşrubat sanayisinin aktif çamur arıtma

tesisinden alınan çamur kullanılmıştır. 5L hacimde çalıştırılan reaktörde çamur

hacmi 1L dir. Reaktörün adaptasyon süresi boyunca giriş ve çıkış KOİ ve AKM

miktarları ölçülmüştür. 7 günlük zaman aralığında, reaktör içerisindeki

mikroorganizmalar sentetik atıksuya ve ortama adapte olmuştur. Adaptasyon

süresince reaktör pH’sı 7,8 civarında tutulmuştur. Reaktör, orta derecede kirlilik

yüküne uygun evsel nitelikli atıksu özelliğinde hazırlanan sentetik atıksu ile

beslenmiştir. 24 saat hidrolik bekletme süresi işletme koşulu altında tam karışımlı

olarak çalıştırılmıştır. Günlük olarak reaktör 30 dakika süre ile durdurularak çökeltim

sağlanmış ve reaktördeki üst faz suyu tahliye edilerek yerine sentetik atıksu

doldurulmuştur. Çamur yaşı 20 gün olacak şekilde planlanan reaktördeki günlük

çamur atma miktarı da buna göre hesaplanmıştır.

Kesikli aktif çamur reaktöründen rutin olarak alınan numuneler üzerinde

AKM ve giriş-çıkış KOİ değerleri deneyleri yapılmıştır. Ayrıca pH ve oksijen metre

ile yapılan; pH ve çözünmüş oksijen ölçümleri sonucunda reaktörün stabil olarak


72

çalıştığı görülmüştür. Kesikli aktif çamur reaktörünün düzenli olarak işletilmeye

başlamasından sonra rutin olarak azot ve fosfor deneyleri için numuneler alınmıştır.

Alınan numunelerden TKN, amonyak, nitrat ve nitrit azotu ve toplam fosfor

deneyleri yapılmıştır.

Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü için gerekli granüler çamur bir bira

endüstrisinin anaerobik reaktöründen alınmıştır. Granüler çamurun hazır olarak

alınıp deney reaktörüne adapte edilmesi, anaerobik sistemler için gerekli olan uzun

start-up süresinin azaltılmasına yardımcı olmuştur. Yukarı akışlı anaerobik filtre

reaktörü için gerekli çamur miktarı UAKM (MLVSS) deneyi ile hesaplanmıştır.

Kesikli aktif çamur reaktörü için hazırlanan sentetik atıksu aynı zamanda

yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü içinde kullanılmıştır. Yukarı akışlı anaerobik

filtre reaktörüne sentetik atıksu reaktörün en alt kısmından verilmektedir. Bu şekilde

yukarı akışlı olarak hareket eden arıtılmış atıksu reaktörün üst kısmından tahliye

edilmiştir. Reaktörde hidrolik bekletme süresi 12 saattir. Böylelikle organik yükleme

oranı arttırılacak ve anaerobik reaktörün düşük KOİ yükünde daha verimli bir şekilde

çalışması sağlanmıştır. Anaerobik filtre reaktörü ile evsel nitelikli atıksuyun arıtım

çalışmasında Hidrolik bekletme süresi 10-17,1 saat aralığında KOİ giderim veriminin

%80’e vardığı bulunmuştur (Martin ve ark, 2010). Reaktörden çıkan gazın

toplanması ise reaktörün üst kısmından alınan gazın asitlendirilmiş su (0,05 M

H2SO4) ile aşağı doğru yer değiştirme prensibine göre çalışan düzenek vasıtası ile

sağlanmıştır.

Kesikli aktif çamur reaktörü ve yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörlerinin

adaptasyon süreleri tamamlanıp sistemler stabil hale geldikten sonra periyodik olarak

azot ve fosfor parametreleri uygun deneysel metotlar ile ölçülmüştür.

4.BULGULAR VE TARTIŞMA Onur ORTATEPE

73

4. BULGULAR VE TARTIŞMA

4.1. Reaktörlerin İşletmeye Alınması

Yapılan çalışmada, yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü ve kesikli aktif

çamur reaktörleri kurulmuştur. Çalışma süresi boyunca her iki reaktöre; KOİ, AKM,

UAKM, Çamur Hacim İndeksi, pH, Çözünmüş Oksijen ve Toplam Biyogaz

ölçümleri periyodik olarak yapılmıştır. Reaktörlerin stabil bir şekilde çalışabilmesi

için yapılan bu deneylerin yanı sıra aerobik ve anaerobik reaktörlerdeki azot ve

fosfor giderim verimlerini karşılaştırabilmek için; TKN (Toplam Kjeldhal Azotu),

NH3 (Amonyak Azotu) , NO-3 (Nitrat Azotu), NO-

2 (Nitrit Azotu), Organik Azot ve

Toplam fosfor tayinleri yapılmıştır. Kesikli aktif çamur reaktöründe işletme

parametreleri çizelge 4.1.’de verilmiştir.

Çizelge 4.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü İşletme Parametreleri Parametreler Birimler Değerler

UAKM (MLVSS) mg/L 3500 AKM (MLSS) mg/L 5000

HRT Saat (h) 24 Çamur Yaşı Gün 20 Giriş KOİ mg/L 500 Giriş BOİ mg/L 210 Debi (Q) L/gün 4

Reaktör Hacmi (V) L 5 Organik yükleme oranı mgKOİ/L*gün 400

F/M gün-1 0,06 SVI L/g 49

Çözünmüş Oksijen mg/L 3,5-3,8 pH 25-270C 7,5-7,7

Kesikli aktif çamur reaktörü çizelge 4.1. deki değerler altında 3 ay süreyle

işletilmiştir. 7 günlük adaptasyon süreci sonrasında reaktörün stabil olarak çalıştığı

yapılan deneyler sonucu belirlenmiştir. Nitrifikasyon bakterileri, çamur yaşının

12’den büyük olduğu durumlarda biyokütle içindeki kütlesel yüzdesi artar. Bu

nedenle çamur yaşı 20 seçilerek nitrifikasyonun daha yüksek seviyede olması

sağlanmıştır. Ancak bu durum fosfor giderimini olumsuz yönde etkilemektedir. Öyle


74

ki çamur yaşı 20 olduğunda sistemden atılacak çamur miktarı klasik aktif çamur

reaktörlerine oranla (Klasik aktif çamur çamur yaşı aralığı,5-15 gün) daha az

olacaktır. Atılan çamur miktarı azalınca sistemden atılan fosfor miktarı da

azalacaktır.

Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü işletme parametreleri çizelge 4.2.’de

verilmiştir.

Çizelge 4.2. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü İşletme Parametreleri Parametreler Birimler Değerler

AKM (MLSS) mg/L 15000

HRT Saat (h) 12

Giriş KOİ mg/L 500

Giriş BOİ mg/L 210

Debi (Q) L/gün 2

Reaktör Boşluk Hacmi

(Vb)

L 1

Organik yükleme oranı mgKOİ/L*gün 1000

Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktöründe çizelge 4.2.’deki şartlar altında 3 ay

süreyle işletilmiştir. Anaerobik sistemin adaptasyonu 20 gün sürmüştür. Reaktörde

kullanılan granüler çamur, hali hazırda işletilmekte olan bir bira fabrikasının

anaerobik reaktöründen temin edilmiştir. Adaptasyon sürecin kısa olmasının nedeni

de buna dayandırılabilir.

Deneysel çalışmalar sırasında kesikli aktif çamur reaktörü ve yukarı akışlı

anaerobik filtre reaktörleri eş zamanlı olarak işletilmiştir. Sentetik olarak hazırlanan

evsel nitelikli atıksu hem aerobik hem de anaerobik reaktörlerin beslenmesinde

kullanılmıştır.

Evsel nitelikli atıksular organik yüklerinin düşük olmasından dolayı

anaerobik reaktörler için uygun olmadığı düşünülmektedir. Ancak yapılan son

çalışmalar neticesinde, düşük organik yüklerde dahi anaerobik arıtmanın etkili

olduğu görülmüştür.


75

4.2. Deneysel Bulgular

Aktif çamur reaktörü ve yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörleri için elde

edilen bulgular aşağıda gösterilmiştir.

4.2.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Bulguları

Kesikli aktif çamur reaktöründe yapılan deneysel çalışmalar sonucu elde

edilen bulgular Çizelge 4.3, 4.4, 4.5, 4.6, 4.7, 4.8 ve 4.9’de gösterilmiştir.

Çizelge 4.3. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Bulguları

No AKM (MLSS) (mg/L)

ÇO (mg/L) pH

KOI (Giriş) (mg/L)

KOI (Çıkış) (mg/L)

KOI %

Giderim 1 4500 3,5 7,8 510 56 89 2 4700 3,2 7,7 495 38 92 3 4365 3,6 7,8 488 42 91 4 4150 3,8 7,9 410 58 86 5 4230 3,5 8,0 435 53 88 6 4330 3,3 7,6 451 51 89 7 4467 3,3 7,7 456 45 90 8 5445 3,8 7,7 560 55 90 9 5170 3,5 7,5 549 44 92

10 5200 3,0 7,4 498 46 91 11 5010 3,1 7,5 545 55 90 12 5140 3,4 7,8 548 45 92 13 4900 2,8 7,8 497 57 89 14 5145 3,6 7,6 485 42 91 15 5285 3,5 7,5 508 41 92 16 5360 3,5 7,7 497 58 88 17 5276 3,4 7,4 520 43 92 18 5220 3,3 7,7 518 45 91 19 5185 3,3 7,5 525 52 90 20 5200 3,8 7,4 506 44 91 21 5158 3,5 7,5 482 51 89 22 5090 3,0 8,0 498 50 90 23 4853 2,8 7,9 510 53 90 24 4900 3,6 7,9 516 46 91 25 5215 3,1 7,6 490 37 92 26 5144 3,4 7,6 485 45 91 27 5025 3,4 7,7 505 40 92 28 5110 3,3 7,7 507 40 92

*Reaktör hidrolik bekletme süresi 24 saattir.


76

Kesikli aktif çamur sistemleri bilindiği üzere biyolojik arıtmada en etkili

yöntemler arasındadır. Yapılan çalışmada da KOİ giderim verimlerinin %92’ye

kadar çıktığı görülmüştür. Daha önce yapılan bir çalışmada aerobik reaktörlerde KOİ

giderim veriminin ortalama %85-90 olduğu gözlenmiştir. (Khelifi ve ark., 2009)

Çizelge 4.4. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü TKN Bulguları

No TKN Giriş (mg/L)

TKN Çıkış (mg/L)

TKN % Giderim

1 42 3 93 2 45 2,5 94 3 46 2 96 4 46 3 93 5 47 5 89 6 48 4 92 7 45 6 87 8 46 3,5 92 9 46 3 93 10 47 3,6 92 11 42 3,5 92 12 45 3 93 13 43 4 91 14 46 3,5 92


Aerobik ortamda azotun nitrifikasyona uğramasıyla, atıksuda bulunan NH3,

NO-3’e yükseltgenir. Bu nedenle kesikli aktif çamur reaktörüne giren TKN azotu da

azalır. Amonyum indirgenme reaktörüyle yapılan bir çalışmada sentetik atıksu ile

beslenen reaktörde, azot giderim veriminin %80 - %94 aralığında değiştiği tespit

edilmiştir. (Sumino ve ark., 2006)

Çizelge 4.5. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü NH3 Bulguları

No NH3 Giriş (mg/L)

NH3 Çıkış (mg/L)

NH3 % Giderim

1 32 <1 99 2 34 <1 99 3 38 <1 99 4 36 <1 99 5 39 <1 99 6 40 <1 99 7 37 <1 99



77

Kesikli aktif çamur arıtma reaktörüne giren NH3‘ ün neredeyse tamamı

okside olur. İyi havalandırılmış bir kesikli aktif çamur reaktörü çıkış suyunda NH3

büyük bir kısmı nitrit ve nitrata dönüşür. Kesikli akışlı aerobik reaktörle yapılan bir

çalışmada %97.1 NH3-N, %97.3 toplam N, %89.9 KOİ giderme verimi elde

edilmiştir (Fang ve ark., 1995).

Çizelge 4.6. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Organik Azot Bulguları

No Organik Azot

Giriş (mg/L)

Organik Azot Çıkış

(mg/L)

Organik Azot % Giderim

1 10 <1 99 2 11 <1 99 3 8 <1 99 4 10 <1 99 5 8 <1 99 6 8 <1 99 7 8 <1 99


Çizelge 4.7. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Nitrat Azotu (NO-3) Bulguları

No (NO-3) Giriş

(mg/L) (NO-

3) Çıkış (mg/L)

(NO-3) Artış

Miktarı (mg/L) 1 2,5 10,5 8 2 2,6 9,2 6,6 3 2,3 9,6 7,3 4 2,5 8,6 6,1 5 2,5 9,5 7 6 2,3 8,7 6,4 7 2,5 9,8 7,3 8 3,0 8,5 5,5 9 2,5 9,3 6,8

10 2,1 9,5 7,4 11 2,9 8,6 5,7 12 2,5 10,6 8,1 13 2,1 9,2 7,1 14 2,3 9,8 7,5



78

Çizelge 4.8. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Nitrit Azotu (NO2) Bulguları

No (NO-2) Giriş

(mg/L) (NO-

2) Çıkış (mg/L)

(NO-2)Artış

Miktarı (mg/L) 1 <0,1 <0,1 <0,1 2 <0,1 <0,1 <0,1 3 <0,1 <0,1 <0,1 4 <0,1 <0,1 <0,1 5 <0,1 <0,1 <0,1 6 <0,1 <0,1 <0,1 7 <0,1 <0,1 <0,1


Aerobik sistemlerde yeterli oksijenin varlığında ve uzun hidrolik bekletme

sürelerinde azotun oksijen bağlama yeteneği çok fazladır. Yapılan çalışmada da neredeyse NH3’ün tamamı nitrifikasyona uğrayarak nitrata dönüştüğü görülmüştür.

Reaktörü besleyen evsel nitelikli atıksu özelliğindeki sentetik atıksu, az miktarda

nitrat azotu ve sınır değerlerin altında nitrit azotu içermektedir. Kesikli akışlı aerobik

reaktör sistemi kullanarak atıksulardaki amonyak giderimi araştırmasında, amonyak

giderim veriminin her defasında %95’in üstünde olduğu gözlenmiştir (Yalmaz ve

ark., 2001).

Çizelge 4.9. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Toplam Fosfor Bulguları

No Toplam Fosfor

Giriş (mg/L)

Toplam Fosfor Çıkış

(mg/L)

Toplam Fosfor %

Giderim 1 6,3 1,6 75 2 8,5 3,5 59 3 8,2 3,4 59 4 9,5 3,4 64 5 8,7 2,9 67 6 7,6 3,0 60 7 8,2 3,0 63 8 9,4 3,9 58 9 8,7 2,9 67

10 8,9 2,8 68 11 6,9 2,8 59 12 8,5 2,6 69



79

Kesikli aktif çamur reaktöründe bulunan toplam fosforun tamamı hücre

sentezinde enerji kaynağı olarak kullanılmaktadır. Çizelge 4.9.’dan da görüleceği

üzere reaktöre giren fosforun giderildiği görülmektedir. Ardışık kesikli işletme ile

sentetik atıksudan nutrient giderimi çalışmasında fosfat giderim veriminin ortalama

%90 olduğu gözlenmiştir. (Uygur ve ark., 2004). Kesikli akışlı aerobik reaktörle

yapılan bir çalışmada %75.2 toplam P giderim verimi elde edilmiştir (Fang ve ark.,

1995).

4.2.2. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Bulguları

Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktöründe yapılan deneysel çalışmalar sonucu

elde edilen bulgular Çizelge 4.10, 4.11, 4.12, 4.13, 4.14, 4,15 ve 4.16’da

gösterilmiştir.


80

Çizelge 4.10. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Bulguları

No KOI (Giriş) (mg/L)

KOI (Çıkış) (mg/L))

Q L/gün

Organik Yükleme

Oranı (gKOİ/L*gün)

Gaz L/Gün

KOI %

Giderim

1 510 120 1,99 1,01 0,340 76 2 495 125 2,05 1,01 0,336 75 3 488 116 1,96 0,96 0,305 76 4 410 97 2,01 0,83 0,321 76 5 435 100 2,03 0,89 0,335 77 6 451 96 1,99 0,90 0,366 79 7 456 112 1,99 0,91 0,363 75 8 560 115 1,96 1,10 0,370 79 9 549 99 2,01 1,10 0,361 82 10 498 108 2,00 1,00 0,339 78 11 545 85 2,05 1,12 0,344 84 12 548 100 1,99 1,09 0,361 82 13 497 96 2,00 0,99 0,352 81 14 485 108 1,99 0,97 0,367 78 15 508 105 2,01 1,02 0,362 79 16 497 90 2,01 1,00 0,367 82 17 520 114 1,99 1,03 0,360 78 18 518 135 2,01 1,04 0,354 74 19 525 97 2,03 1,06 0,345 82 20 506 95 1,96 0,99 0,370 81 21 482 105 2,02 0,97 0,359 78 22 498 102 1,97 0,98 0,375 80 23 510 99 1,98 1,01 0,356 81 24 516 106 2,03 1,05 0,364 79 25 490 98 2,01 0,98 0,345 80 26 485 80 1,99 0,97 0,365 84 27 505 89 2,03 1,02 0,352 82 28 507 95 2,01 1,02 0,354 81



81

Çizelge 4.11. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü TKN Bulguları

No TKN Giriş (mg/L)

TKN Çıkış (mg/L)

TKN % Giderim

1 42 39,5 6 2 45 41,5 8 3 46 41,5 10 4 46 42 9 5 47 40 15 6 48 42,5 11 7 45 39 13 8 46 44 4 9 46 40 13

10 47 39,5 16 11 42 36 14 12 45 37 18 13 43 39 9 14 46 41 11


Anaerobik ortamda serbest oksijen bulunmadığından azotun nitrifikasyona

uğraması mümkün değildir. Ancak yapılan bazı çalışmalarda anaerobik sistem

içerisindeki NH4, bağlı oksijen olan NO3 ve SO4’ü kullanarak NH4’ün N2 gazına

dönüşmesini sağlar. Bu olaya amonyaklaşma denir. Anaerobik reaktörde eş zamanlı

amonyum ve sülfat giderimi laboratuvar ölçekli olarak çalışılmıştır. Çalışma sonunda

ortalama amonyum ve sülfat giderim oranları sırasıyla % 40 ve % 30 olarak

bulunmuştur (Yang ve ark., 2009).

Çizelge 4.12. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü NH3 Bulguları

No NH3 Giriş (mg/L)

NH3 Çıkış (mg/L)

NH3 % Giderim

1 32 30 6 2 34 32 6 3 38 34,3 10 4 36 32,5 10 5 39 32,5 17 6 40 35,5 11 7 37 31,8 14



82

Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörüne giren NH3‘ ün okside

olamayacağından, reaktöre girdiği gibi çıkması beklenir. Ancak amonyaklaşma

nedeniyle amonyağın az da olsa bir kısmının giderildiği gözlenmiştir.

Çizelge 4.13. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Organik Azot Bulguları

No Organik Azot

Giriş (mg/L)

Organik Azot Çıkış

(mg/L)

Organik Azot % Giderim

1 10 9,5 5 2 11 9,5 14 3 8 7,2 10 4 10 9,5 5 5 8 7,5 6 6 8 7 13 7 8 7,2 10


Çizelge 4.14. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Nitrat Azotu (NO3) Bulguları

No (NO-3) Giriş

(mg/L) (NO-

3) Çıkış (mg/L)

(NO-3)

% Giderim 1 2,5 1,9 24 2 2,6 2,4 8 3 2,3 2,2 4 4 2,5 2 20 5 2,5 1,8 28 6 2,3 2,1 9 7 2,5 1,9 24 8 3,0 2,4 20 9 2,5 2 20

10 2,1 1,7 19 11 2,9 2,2 24 12 2,5 1,7 32 13 2,1 1,7 19 14 2,3 1,9 17



83

Çizelge 4.15. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Nitrit Azotu (NO2) Bulguları

No (NO-2) Giriş

(mg/L) (NO-

2) Çıkış (mg/L)

(NO-2)Artış

Miktarı (mg/L) 1 <0,1 <0,1 <0,1 2 <0,1 <0,1 <0,1 3 <0,1 <0,1 <0,1 4 <0,1 <0,1 <0,1 5 <0,1 <0,1 <0,1 6 <0,1 <0,1 <0,1 7 <0,1 <0,1 <0,1


Anaerobik reaktörlerde serbest oksijen olmadığından, ortamdaki NO3 ve SO4,

oksijen kaynağı olarak kullanılmaktadırlar. Anaerobik reaktördeki nitratın

azalmasının nedeni de buna bağlıdır. Yapılan çalışmada da görüldüğü üzere TKN

azotu yani NH3 ve organik azotun çok az giderildiği gözlenmiştir. NH3’ün

azalmasındaki neden ise amonyaklaşmadır. Reaktörü besleyen evsel nitelikli atıksu

özelliğindeki sentetik atıksu, ölçülemeyecek kadar küçük değerde nitrit azotu

içermektedir. Yukarı akışlı anaerobik reaktör çıkış suyunda, yine eser miktarda nitrit

azotu bulunmaktadır.

Çizelge 4.16. Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Toplam Fosfor Bulguları

No Toplam Fosfor

Giriş (mg/L)

Toplam Fosfor Çıkış

(mg/L)

Toplam Fosfor %

Artışı 1 6,3 9,3 47 2 8,5 9,0 6 3 8,2 10,6 29 4 9,5 11,2 18 5 8,7 10,4 20 6 7,6 9,3 22 7 8,2 8,9 8 8 9,4 10,9 16 9 8,7 10,1 16

10 8,9 10,9 22 11 6,9 8,5 23 12 8,5 9,4 11



84

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27

%Yü

zde

Gid

erim

KOİ Giderim Verimleri

Kesikli Aktif Çamur Reaktör üYukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktör ü

Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü çıkış suyunda fosfor miktarı

artmıştır. Bunun nedeni hücreler enerji sağlayabilmek için bünyelerindeki polifosfatı

parçalar. Polifosfatın hidrolizi sonucu oluşan fosfat grubu hücre dışına atılır ve

böylelikle ortamın fosfat konsantrasyonu artmış olur. Çizelge 4.16.’dan da

görüleceği üzere reaktöre giren fosfor miktarında artış görülmüştür. Laboratuvar

ölçekli yapılan bir çalışmada hibrit yukarı akışlı anaerobik çamur yataklı (HUASB)

reaktörde evsel nitelikli atıksuyun giderilmesi çalışılmıştır. Reaktörde dolgu

malzemesi olarak plastik halkalar kullanılmıştır ve forfor artış oranı verimi ise % 15-

20 arasında bulunmuştur (Kaliappan ve ark., 2007).

Aerobik arıtma sistemleri; organik madde içeriği yüksek olan atıksuların BOİ

ve KOİ konsantrasyonlarını çok düşük seviyelere kadar düşürebilirler. Bu nedenle

kesikli aktif çamur reaktöründeki KOİ giderim verimi %90 ve üzerinde

seyretmektedir.

Anaerobik arıtma sistemleri ise kirlilik yükü yüksek atıksuların arıtılmasında

daha etkilidirler. Ancak anaerobik arıtma sistemlerinde yüksek konsantrasyonlarda

Şekil 4.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ve Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörlerinde KOİ giderim verimlerinin karşılaştırılması


85

0

20

40

60

80

100

120

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

%Yü

zde

Gid

erim

TKN Azotu Giderim Verimleri

Kesikli Aktif Çamur Reaktörü

Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü

bulunan KOİ düşük seviyelere çekilmesine rağmen, bu seviye aerobik arıtmadaki

kadar düşük seviyelere ulaşmaz. Bu nedenle deşarj standartlarına ulaşabilmek için

anaerobik arıtmalardan sonra aerobik arıtma yapılır. Şekil 4.1 den de görüleceği

üzere, evsel nitelikli atıksuyun aerobik ve anaerobik reaktörlerdeki KOİ giderim

verimleri kıyaslandığında, aerobik sisteemin daha verimli olduğu görülmektedir.

Ancak yapılan çalışmada yukarı akışlı anaerobik filtre reaktöründe de KOİ giderim

veriminin %80’lere ulaştığı belirlenmiştir. Bu da anaerobik sistemlerin düşük

kirliliğe sahip atıksuların arıtımında dahi uygulanabileceğini göstermektedir.

TKN azotu; organik azot ve amonyak azotunun toplamıdır. Kesikli aktif

çamur reaktöründe hücresel faaliyetin yüksek olması ve nitrifikasyondan dolayı TKN

azotunun neredeyse tamamı tüketilmiştir. Organik azot daha çok hücresel

faaliyetlerde, amonyak azotu ise reaktördeki uzun havalandırma nedeniyle

nitrifikasyona uğrayarak NO-3 e dönüşmüştür. Bu nedenle kesikli aktif çamur

reeaktöründe TKN giderimi çok yüksektir.

Anaerobik reaktörlerde ise serbest oksijen olmadığından dolayı amonyak azotunun

oksitlenmesi söz konusu değildir. Ancak NH4, bağlı oksijen olan NO3 ve SO4’ü

Şekil 4.2. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ve Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörlerinde TKN giderim verimlerinin karşılaştırılması


86

kullanarak direk N2 gazına dönüşebilmektedir (amonyaklaşma). Bu nedenle

amonyaklaşma ve hücresel faaliyetler sonucu az da olsa TKN giderimi olmaktadır.

Şekil 4.2.’den de görüleceği gibi Kesikli Aktif Çamur Reaktöründeki TKN giderim

verimleri Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktöründen daha yüksektir.

Şekil 4.3. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ve Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörlerinde NH3 Azotu giderim verimlerinin karşılaştırılması.

Amonyak azotu oksijenin varlığında nitrosomonas ve nitrobakterler

tarafından oksitlenerek NO3 ve NO2 ‘ye yükseltgenir. Oksidasyon boyunca

amonyum ve nitrit iyonuna nitrifikasyon bakterileri tarafından oksijen bağlanır.

Kesikli aktif çamur reaktöründe havalandırma sayesinde ortamdaki oksijen

konsantrasyonu sürekli 2 mg/L’nin üzerinde tutulmuştur. Böylece ortamdaki

amonyum azotu nitrifikasyona uğrayarak azalmıştır.

Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktöründe ise oksidasyon olmadığından dolayı

amonyağın giderilmesi mümkün olmamıştır. Sadece çok az miktarda amonyağın

giderildiği görüşmüştür. Bununda amonyaklaşma ile oluştuğu düşünülmektedir.

0102030405060708090

100

1 2 3 4 5 6 7

%Yü

zde

Gid

erim

NH3 Azotu Giderim Verimleri

Kesikli Aktif Çamur Reaktör üYukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktör ü


87

Şekil 4.4. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ve Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörlerinde Nitrat (NO3) giderim miktarlarının karşılaştırılması

Şekil 4.4’de nitrat miktarının kesikli aktif çamur reaktörü ve yukarı akışlı

anaerobik filtre reaktöründeki davranışları görülmektedir. Kesikli aktif çamur

reaktöründe amonyak azotunun nitrifikasyona uğraması sonucu nitrat azotu

oluşmuştur. Bu nedenle kesikli aktif çamur reaktörü çıkış suyunda nitrat miktarı artış

göstermiştir. Yukarıakışlı anaerobik filtre reaktörü nitrat miktarında ise çok az

miktarda azalma olmuştur. Bunun nedeni ise anaerobik reaktörlerde serbest oksijenin

yokluğunda ortamdaki SO4 ve NO3 gibi bağlı oksijenlerin kullanılmasıdır.


88

0

2

4

6

8

10

12

14

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Fosf

or M

ikta

rı (m

g/L)

Fosfor Giderim Miktarları

Sentetik Atıksu Fosfor Miktarı

Kesikli Aktif Çamur Reaktörü Fosfor Miktarı

Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Fosfor Miktarı


Reaktörlerinde Fosfor giderim miktarlarının karşılaştırılması

Aerobik arıtma sistemlerinde mikroorganizmalar; sentez reaksiyonları ve

enerji sağlamak amacıyla sucul ortamdaki fosforu hücre içinde tutarlar. Böylelikle

mikroorganizmalar ortamdaki fosforu tüketmiş olurlar. Yapılan çalışmada kesikli

aktif çamur reaktöründe de sucul ortamdaki fosfor miktarının azaldığı saptanmıştır.

Anaerobik arıtma sistemlerinde PHA’ın üretilebilmesi için enerjiye ihtiyaç

vardır. Bu enerji, hücre içinde depolanan polifosfatın parçalanması sonucu elde

edilir. Polifosfatın yüksek enerjili ortofosfat gurubunun parçalanması sonucu yüksek

miktarda enerji açığa çıkar. Böylece hücre için gerekli olan enerji sağlanmış olur.

Ancak polifosfatın hidrolizi sonucu oluşan fosfat grubu (PO4) hücre dışına (sıvı faza)

atılır ve böylelikle ortamın fosfat konsantrasyonu yükselmiş olur. (Ersü, 2006)

Yapılan çalışmada da Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktöründeki fosfor

konsantrasyonun, giriş fosfor konsantrasyonundan daha yüksek olduğu gözlenmiştir.

5. SONUÇLAR VE ÖNERİLER Onur ORTATEPE

89

5. SONUÇLAR VE ÖNERİLER

Bu çalışmada elde edilen bulgular doğrultusunda aşağıdaki sonuçlar elde

edilmiştir.

Evsel nitelikli atıksuyla beslenen Kesikli aktif çamur reaktöründe yüksek

verimle atıksu arıtımı yapılabildiği tespit edilmiştir. Bu reaktörden çıkan atıksu çok

düşük biyolojik ve kimyasal kirlilik yüklerine sahip olduğundan alıcı ortamlara da

deşarjında herhangi bir sorun teşkil etmemektedir. Özellikle organik yükü fazla olan

evsel nitelikli atıksuların arıtımı için aktif çamur sistemlerinin çok etkin bir arıtma

yöntemi olduğu söylenebilir.

Çalışmanın birinci adımı olan aktif çamur reaktörünün işletilmeye

alınmasından ve stabil arıtma verimi sağlandıktan sonra reaktördeki azot ve fosfor

giderim miktarları tespit edilmiştir. Toplam Fosfor, Toplam Kjeldahl Azotu (TKN)

NO-3 (Nitrat) ve NO-

2 (Nitrit) parametreleri üzerinden yapılan deneyler sonucunda

fosfor ve azot giderim verimleri tespit edilmiştir.

Çizelge 5.1. Kesikli Aktif Çamur Reaktörü ve Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktörü Ortalama Değerleri Giriş Suyu

(Evsel Nitelikli Sentetik Atıksu) Çıkış Suyu

TKN mg/L

NH3-N

mg/l NO3 mg/l

TP mg/l

TKN mg/L

NH3-N

mg/l NO3 mg/l

TP mg/l

Kesikli Aktif

Çamur Reaktörü

45,2 36,5 2,5 8,0 3,5 <1 9,5 3,5

Yukarı Akışlı

Anaerobik Filtre

Reaktörü

45,2 36,5 2,5 8,0 40,2 32,6 2,0 9,8

Yapılan çalışma sonucunda kesikli aktif çamur reaktörüne giren evsel nitelikli

atıksuyun ihtiva ettiği azot miktarının TKN cinsinden ortalama %91-92 oranında

giderildiği gözlenmiştir. Kesikli aktif çamur reaktöründe gerçekleşen nitrifikasyon

sonucu reaktöre giren amonyak azotunun büyük bir kısmının nitrata dönüştüğü tespit


90

edilmiştir. Amonyum iyonları nötr pH’a kadar su ortamında baskın olarak bulunur.

pH nötrden yukarı doğru yükseldikçe de ortamın amonyak konsantrasyonu artacaktır.

Amonyağın uçuculuk özelliği ve havalandırmanın da etkisiyle amonyağın bir kısmı

atmosfere karışır. Bununla birlikte mikrobiyal faaliyetlerden dolayı bir miktar azot da

bakteri bünyesine alınmıştır. Kesikli aktif çamur reaktöründe giriş azot ve çıkış azot

miktarları arasındaki kütle farkının bu durumdan kaynaklandığı düşünülmektedir.

Çalışmada, Kesikli aktif çamur reaktörüne giren atıksudaki Toplam Fosfor

miktarının giderildiği gözlenmiştir. Reaktöre giren fosfor enerji kaynağı olarak

kullanıldığı için mikroorganizmalar tarafından hücre içine alınırlar. Sucul ortamdaki

fosforun hücre içine alınmasıyla atıksudaki fosfor miktarı giderilmiş olmaktadır.

Yapılan çalışmada da Kesikli aktif çamur reaktörü giriş ve çıkış suyu parametreleri

incelendiğinde, Toplam Fosfor miktarının atıksudan ortalama %60-65 oranında

giderildiği gözlenmiştir.

Çalışmanın ikinci adımı olarak Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü

kurulmuştur. 350C sabit sıcaklıkta işletilen reaktöre Kesikli aktif çamur reaktörüne

verilen evsel nitelikli sentetik atıksuyun aynısı kullanılmıştır. Anaerobik sistemler

normalde yüksek kirlilik yüküne sahip atıksuların arıtılmasında kullanılmasına

rağmen, yapılan son çalışmalarda görülmüştür ki evsel nitelikli atıksuların arıtılması

içinde yüksek verim elde edilebilmektedir. Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörüne

verilen sentetik atıksuyun organik yükün düşük olmasından dolayı sisteme aşılanan

anaerobik çamurun kendini sindirmesi hasıl olmuştur. Dolayısıyla atıksu ortamına

biyokütle kaynaklı azot ve fosfor verilmesine neden olmuştur.

Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktöründe TKN azotunun % 6-18 aralığında

giderildiği gözlenmiştir. TKN azotu yani NH3 ve organik azotun giderimi, anaerobik

sistemlerde NH3’ün N2 gazına dönüşmesini sağlayan amonyaklaşma reaksiyonlarıdır.

Amonyaklaşma reaksiyonlarında az miktarda NH3, N2 gazına dönüşerek TKN’nin

azalmasına neden olur. Reaktörde serbest oksijen olmadığından nitrifikasyon

gerçekleşmez, bunu yerine ortamdaki NO3 ve SO4, oksijen kaynağı olarak

kullanılırlar. Yapılan çalışmada da reaktördeki NH3 ‘ün ortalama %10, NO3’ün % 20

oranlarında giderildiği tespit edilmiştir.


91

Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü çıkış suyunda fosfor miktarı artmıştır.

Çünkü Acinetobacter organizmaları anaerobik şartlar altında asetat ve uçucu yağ

asitlerini (VFA) parçalar ve polihidroksibütirat (PHB) olarak depo ederler. Hücre

içindeki polifosfatlar da hidroliz edilerek PHB sentezinde kullanılır. Bu durumda

parçalanan polifosfat sıvı faza geçerek ortamın fosfat konsantrasyonunu arttırır.

(İleri, 2000). Yapılan çalışmada da hücreler enerji sağlayabilmek için bünyelerindeki

polifosfatı parçalamışlardır. Polifosfatın hidrolizi sonucu oluşan fosfat grubu hücre

dışına atılarak ortamın fosfat konsantrasyonu artmıştır. Reaktördeki Toplam fosforun

da %20 oranında artış gösterdiği tespit edilmiştir.

Arıtılmış atıksuların tarımsal amaçlı olarak kullanılması sırasında toprağın pH

özelliğine çok dikkat edilmesi gerekmektedir. Toprağın pH’ının yüksek olması,

sudaki amonyumun amonyağa dönüşmesine, dolayısıyla uçucu olan amonyağın

atmosfere karışmasına neden olabilir. Böylece toprağın azot tutma kapasitesi düşük

olur. Yine bazik özellikte toprağın fosfor bağlama özelliği yüksek olduğundan fosfor

toprakta çökelerek bitki içerisine alınamaz. Bu nedenle toprağın özelliği sulama

açısından son derece önemlidir.

Çalışma sonucunda Yukarı akışlı anaerobik filtre reaktörü çıkış suyunun,

Kesikli aktif çamur reaktörü çıkış suyuna oranla daha yüksek seviyelerde azot ve

fosfor bulundurduğu tespit edilmiştir. Azot ve fosforun yüksek konsantrasyonlar da

sucul ortamlara deşarj edilmesi, kirlilik olarak kabul edilse de özellikle kurak

bölgelerde sulama suyu olarak kullanılması avantaj sağlamaktadır. Ancak

Azot ve fosfor, bitkiler için gübre olarak kullanıldığından kurak bölgelerde

arıtılmış atıksuların zirai amaçla sulama suyu olarak yeniden kullanılması hem

ekonomik hem de su kaynaklarını daha verimli kullanmak açısından çok faydalı

olacaktır.

Kurak bölgelerde evsel nitelikli atıksuların Yukarı akışlı anerobik filtre

reaktörü ile arıtılması birçok avantaj sağlayacaktır. Bunlar;


92

v Arıtılmış atıksu çıkış suyunun azot ve fosfor miktarının yüksek

olmasından dolayı zirai amaç için kullanmaya uygun olması. (Bu

sayede zirai amaçlı olarak kullanılacak gübre maliyeti de düşecektir.)

v Kurak bölgelerde su kaynaklarının kullanımını optimize etmek.

v Arıtma işletme maliyetini düşürür.

v Tatlı su kaynaklarının yerine kullanılacağı için su kaynaklarının

korunmasının sağlanması.

93

KAYNAKLAR

ALVAREZ, J.A., ARMSTRONG, E., GOMEZ, M., SOTO, M., 2008. Anaerobic

treatment of low-strength municipal wastewater by a two-stage pilot plant

under psychrophilic conditions, Bioresource technology 99 (2008) 7051-7062

APHA, 2005. Standart methods for the examination of water and waste water,

American Public Health Association, 21. Baskı

ARCEIVALA, S, 2002. Çevre Kirliliği Kontrolünde Atıksu Arıtımı, Atılım Ofset

Yayınları,

BALKU Ş., 2004. Azot Giderimli Aktif Çamur Sisteminde Enerji Optimizasyonu,

Ankara Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Doktora Tezi.

BOND, P.L., ERHART, R., WAGNER, M., KELLER, J. ve BLACKALL, L.L.,

(1999). Identification of some of the major groups of bacteria in efficient and

nonefficient biological phosphorus removal activated sludge systems,

Applied and Environmental Microbiology, 65, 9, 4077-4084.

ÇİFTÇİ, H., KAPLAN, Ş. Ş., KÖSEOĞLU, H., KARAKAYA, E., KİTİŞ, M., 2007.

Yapay SulakAlanlarda Atıksu Arıtımı ve Ekolojik Yaşam. Erciyes

Üniversitesi F. B. Enstitüsü Dergisi 23(1-2), sf. 149-160

DULKADİROĞLU, H., 2003. Hareketli Yataklı Ardışık Kesikli Reaktörlerde

Karbon ve Besi Maddesi Giderim Kinetiği. İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü

Doktora Tezi.

DSİ, 2005. Akarsularımız, Göllerimiz, Barajlarımız, DSİ Zamanla Yarışıyor, T.C.

Enerji ve Tabii Kaynaklar Bakanlığı.

ECKENFELDER, W. W., GRAU. P., 1998. The Activated Sludge Process Design

and Control: Theory and Practice (2nd edition), Technomic Publishing

Company, Inc., Lancaster, PA, USA

ELMITWALLI, T., A., SKLYAR, V., ZEEMAN, G., LETTINGA, G., 2002. Low

Temperature Pre-Treatment of Domestic Sweage in An Anaerobic Hybrid or

An Anaerobic Filter, Bioresource Technology 82,

EPA., 2004. Guidelines for Water Reuse US Environmental Protection Agency.

EPA/625/R-04/108 September, 2004.

94

ERSÜ, Ç.B.,2006. Biological nutrient removal in bench-scale membrane bioreactor

and full-scale sequencing batch reactor under various configurations and

conditions, Iowa State University, Doktora tezi, Iowa

FANG, H.H.P., LING, J.W.C., 1995. Removal of nitrogen and phosphorus in batch

reactors with fıbrous packing. Bioresource Technology. 53(2):141-145.

GÜLŞEN, H., Yeşilnacar, M.İ., Yıldız, O., Gerger, R., 1997. "Evsel Atıksularda

Biyolojik Azot ve Fosfor Giderimi", 2. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi,

P-10, İstanbul.

ISAKA, K., SUMINO, T., TSUNEDA, S., 2007 High Nitrogen Removal

Performance at Moderately Low Temperature Utilizing Anaerobic

Ammonium Oxidation Reactions, Journal of Bioscience and Bioengineering

103-5.

İLERİ, R., 2000. Çevre Biyoteknolojisi, Değişim Yayınları.

JUNKINS, R., ECKHOFF, T., DEENY, K., 1983. The Activated Sludge Process:

Fundamentals Of Operation.

KABAK, H., 2008. Kullanılan bazı tıbbi ilaçların canlı aktif çamur biyokütlesi

tarafından adsorplanma özelliğinin incelenmesi, Çukurova Üniversitesi Fen

Bilimleri Enstitüsü, Doktora Tezi, Adana

KALİAPPAN, S., YEOM, I.T., BANU, J.R., 2007. Treatment of Domestic

Wastewater Using Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor, Int. J.

Environ. Sci. Tech. 4 (3).

KALYUZHNYI, S., GLADCHENKO, M., MULDER A., VERSPRİLLE, B.,

2006.New Anaerobic Process of Nitrogen Removal, Water

Science&Technology54-8.

KHELIFI, E., BOUALLAGUI, H., TOUHAMI, Y., Jean-Jacques GODON, J.J.,

HAMDI, M., 2009. Bacterial monitoring by molecular tools of a continuous

stirred tank reactor treating textile wastewater. Bioresource Technology.

100(2):629-633.

KRETSCHMER, N. RIBBE, L., GAESE, H., 2004. Wastewater Reuse for

Agriculture. Technology Ressource Management & Development -Scientific

Contributions for Sustainable Development, Vol. 3.

95

LALLANA C, KRINNER W., CEDEX T. E., 2001. Sustainable water use in Europe

Part 2: Demand Management S. Nixon, Water Research Centre J. Leonard, J.

M. Berland, IOW ETC/IW Leader: T. J. Lack.

LEKANG, I., 2007. Aquaculture Engineering, Wiley-Blackwell, Second Edition.

LETTINGA, G. ELMITWALLI, T. A., OAHN, K. L.T., ZEEMAN, G, 2002.

Treatment of domestic sewage in a two-step anaerobic filter/anaerobic hybrid

system at low temperature. Water Research, 36, 2225-2232.

LIU, S., GONG, Z., YANG, F., ZHANG, H., SHI, L., FURUKAWA, K., 2008

Combined Process of Urea Nitrogen Removal in Aerobic Anammox Co-

Culture Reactor, Bioresource Technology 99.

MANARİOTİS I. D. , GRİGOROPOULOS S. G., 2008, Restart Of Anaerobic Filters

Treating Low-Strength Wastewater, Bioresource Technology 99 (2008)

3579–3589.

MARTIN, M.A., DE LA RUBIA, M.A., MARTIN, A., BORJA, R., MONTALVO,

S., SANCHEZ, E., 2010. Kinetic evaluation of the psychrophylic anaerobic

digestion of synthetic domestic sewage using an upflow filter, Bioresource

technology 101 (2010) 131-137.

MELIDIS, P., VAIOPOULOU, E., ATHANASOULIA, E., AIVASIDIS, A., 2009.

Anaerobic treartment of domestic wastewater using an anaerobic fixed-bed

loop reactor, Elsevier desalination 248 (2009) 716-722.

METCALF & EDDY, 2003. Wastewater Engineering, Treatment, Disposal And

Reuse, Mcgraw-Hill İnternationaleditions, Fourth Edition.

ÖZTÜRK, İ., 2007. Anaerobik Arıtma ve Uygulamaları, Genişletilmiş 2. Baskı, Su

Vakfı Yayınları.

ÖZTÜRK, İ., TIMUR, H., KOŞKAN, U., 2005, Atıksu Arıtımının Esasları, İstanbul

Teknik Üniversitesi Basım Evi,

ROMANSKI, J., HEIDER, M., WIESMANN, U., 1997. Kinetics of anaerobic

orthophosphate release and substrate uptake in enhanced bioligical

phosphorus removal from synthetic wastewater, Wat. Res pp3137-3145

96

ROMERO, H. (1997). The Mezquital Valley, Mexico. In: Helmer, R., Hespanol, I.

(eds.) Water Pollution Control, a guide to the use of water quality

management principles, E & FN Spon, London, pp397-408.

SABUMON, P.C., 2007. Anaerobic ammonia removal in presence of organic matter:

a novel route. Journal of Hazardous Materials, 149(1), 49 - 59.

SAMSUNLU, A., 2006. Atıksuların Arıtılması, Birsen Yayın Evi.

SOMMARIVA, C., CONVERTI, A., DEL BORGHI, M.,1996. Increase in phosphate

removal from wastewater by alternating aerobic and anaerobic conditions,

Elsevier Desalination 108 (1996) 255-260.

SOTIRAKOU, E., KLADITIS, G., DIAMANTIS, N., GRIGOROPOULOU, H.,

1999. Amonia and phosphorus removal in municipal wastewater treatment

plant with extended aeration, Global nest pp 1-1 47-53.

SPEECE, R. E., 1996. Anaerobic Biotechnology for Industrial Wastewaters. Archae

Pres, Nachwille, Tennessee, 436.

SUMINO, T., ISAKA, K., IKUTA, H., SAIKI, Y., YOKOTA, T., 2006 Nitrogen

Removal from Wastewater Using Simultaneous Nitrate Reduction and

Anaerobic Ammonium Oxidation in Single Reactor, Journal of Bioscience

and Bioengineering 102-4.

TSE, 2006. Türk Standartları Enstitüsü, TS EN ISO 11733.

TOPRAK, H., 1999. Atıksu Arıtma Sistemlerinin Tasarım Esasları, 975-

441-149-2.

TUNÇAL, T., PALA, A., USLU, O., 2008. Biyolojik aşırı fosfor giderimi temel

özelliklerinin İzmir atıksu arıtma tesisinde araştırılması, İTÜ dergisi su

kirlenmesi kontrolü, 18:1 17-31

TURGUT G., 2008, Çevre Kimyası,Gazi Yayın Evi,

TÜRKMEN, C., ARCAK, S., 2006. Kentsel Arıtma Çamuru Ve Azot

Uygulamalarının Kireçli Topraklarda Bazı Toprak Özelliklerine Etkileri,

Selçuk Üniversitesi ZiraatFakültesi Dergisi 20 (40): (2006) 121-130

TÖNÜK G.U., 2004, Anaerobic Treatment of Domestic Wastewaters In Upflow

Sludge Blanket Reactors, Gazi üniversitesi Fen Bilimleri Dergisi, ISSN 1303-

9709

97

UBUKATA, Y., 2006. Fundamental Mechanisms of Phosphate Removal by

Anaerobic/Aerobic Activated Sludge in Treating Municipal Wastewater,

Eng.Life Science 6-1.

UĞURLU, A., AKIN, B.S., 2004. The effect of an anoxic zone on biological

phosphorus removal by a sequential batch reactor. Bioresource Technology.

94(1):1-7.

UMBLE, A.K., KETCHUM, A.L., 1997. A strategy for coupling municipal

wastewater treatment using the sequencing batch reactor with effluent

nutrient recovery through aquaculture. Water Sci. Techn. 35(1):177-184.

U.S. EPA., 2001. Development and Adoption of Nutrient Criteria into Water Quality

Standards.

UYGUR, A., KARGI, F., BAŞKAYA, H.S., 2004. Ardışık zamanlı kesikli

biyoreaktörde biyolojik nutrient gideriminde hidrolik alıkonma

süresininoptimizasyonu, Uludağ Üniversitesi M.M.F. Dergisi 9-1.

YALMAZ, G., ÖZTÜRK, I., 2001. Biological ammonia removal from anaerobically

pre-treated landfill leachate in sequencing batch reactors (SBR). Water

Science Technology. 43(3):307-314.

YANG Z., ZHOU S., SUN Y., 2009. Start-up of simultaneous removal of

ammonium and sulfate from an aerobic ammonium oxidation (anammox)

process in an anaerobic up-flow bioreactor, Journal of Hazardous Materials,

169.

YILMAZ, T., 2004. Yukarı akıslı anaerobik çamur örtü ve anaerobik filtre

reaktörlerinde siyanür giderimi. Doktora Tezi, Çukurova Ünv. Fen Bilimleri

Ens. , Adana.

YÜCEER, A., ERSÜ, Ç.B., SUCU, M.Y., 2009. Water Planning and Water Reuse in

Agriculture; International Symposium on Environment. Kyrgyzstan Manas

University.

99

ÖZGEÇMİŞ

30/07/1986 yılında Adana’da doğdu. İlk, orta ve lise öğrenimini Adana’da

tamamladı. 2004 yılında başladığı Çukurova Üniversitesi, Mühendislik-Mimarlık

Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü’nden 2008 yılında mezun oldu ve aynı yıl

Çevre Mühendisliği Bölümü Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı’nda yüksek lisansa

başladı.

ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ … · Yapılan çalışmada evsel...

Documents

Transcript of ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ … · Yapılan çalışmada evsel...