su ve atiksu aritiminda İlerİ aritma · pdf file3/63 doç.dr. mehmet kitiş,...

1/63 Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı Ders Notu, Aralık 2009

SU VE ATIKSU ARITIMINDA İLERİ ARITMA TEKNOLOJİLERİ- ARITILMIŞ ATIKSULARIN GERİ

KULLANIMI

T.C. ÇEVRE VE ORMAN BAKANLIĞI Çevre Görevlisi Eğitimi Ders Notları

Doç.Dr. Mehmet KİTİŞ Yrd.Doç.Dr. Nevzat Özgü YİĞİT

Arş.Gör. Hasan Köseoğlu Arş.Gör. Ş.Şule Bekaroğlu

Süleyman Demirel Üniversitesi Mühendislik Mimarlık Fakültesi

Çevre Mühendisliği, Isparta

Aralık 2009


İÇİNDEKİLER İÇİNDEKİLER 2

1. Membran Prosesleri 4

1.1 Genel Bilgiler 4

1.2. Membranın Tanımı 4

1.3. Membran Hazırlanmasında Kullanılan Materyaller ve Bazı Metodlar 5

1.4. Membranların Sınıflandırılması 5

1.4.1. Basınç Tahrikiyle Yapılan Membran Prosesleri 6

1.4.2. Elektrik Tahrikiyle Çalışan Membran Prosesleri 9

1.5. Akım Türleri 10

1.6. Membranların Yapısı 10

1.7. Membran Modül Konfigürasyonları 11

1.7.1. Tübüler Membranlar 11

1.7.2. Hollow Fiber Modülleri 12

1.7.3. Plaka ve Çerçeve Modüller 13

1.7.4. Spiral Sarım Süzücüler 13

1.8. Akı, Su Kazanımı, Rejeksiyon 16

1.9. Membran Kirlenmesi/Tıkanması 16

2. Membran Biyoreaktörler (MBR) 18

2.1. Genel Membran Biyoreaktör Tanıtımı 18

2.2. Tasarım ve İşletim Parametreleri 20

2.3. Membran Konfigürasyonları 21

2.4. MBR’ların Konvansiyonel Sistemlere Göre Avantajları 22

2.5. MBR’ların Genel Dezavantajları 23

2.6. MBR’larda Çıkış Suyu Kalitesi 23

2.7. Membran Kirlenmesi/Tıkanması 24

2.8. Membranların Temizliği 25

3. İleri Oksidasyon Prosesleri (İOP) 27

3.1. Genel Bilgi 27

3.1.1. İOP Verimini Etkileyen Su Kalitesi Parametreleri 28

3.2. İOP’lerin Sınıflandırılması 28

3.2.1. Hidrojen Peroksit/Ozon 29

3.2.2. UV Sistemleri 29

3.2.2.1. Ozon/UV 29


3.2.2.2. Hidrojen Peroksit/UV Radyasyon Prosesi 29

3.2.3. Kavitasyon 29

3.2.4. TiO2/UV 29

3.2.5. Fenton Tabanlı İOP 29

3.3. Su ve Atıksu Arıtımında Uygulamaları 31

4. Ultraviyole Işını (UV) ile Dezenfeksiyon 32

4.1. Özet Bilgi 32

4.2. Giriş 32

4.3. UV Radyasyonu Kimyası 33

4.4. Proses Değişkenleri 35

4.5. Mikrobiyal İnaktivasyon Mekanizmaları 37

4.6. Mikrobiyal Yeniden Aktivasyon (reaktivasyon) 38

4.7. Dezenfeksiyon Etkinliği 39

4.8. UV Radyasyonu Üretimi 40

4.9. UV Dezenfeksiyon Teknolojileri 40

4.10. UV Reaktör Dizaynı 44

4.11. İşletim Esasları 45

5. Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı 47

5.1. Neden Geri Kullanım 47

5.2. Geri Kullanım Alanları 48

5.3. Geri Kullanımı Sınırlandıran Faktörler 49

5.3.1. Su Temini ve Talebi 50

5.3.2. Su Kalitesi 50

5.4. Zirai Sulama Alanında Geri Kullanım İçin Mevcut Mevzuatlar 53

6. Kaynaklar 58


1. Membran Prosesleri 1.1. Genel Bilgiler Membranlar ayırma ve saflaştırma işlemleri için kullanılırlar. Membran prosesleri de ayırma işlemleri olarak isimlendirilebilir. Membran prosesleri fiyat ve arıtma etkisi bakımından hızlı bir şekilde su ve atıksu endüstrisinde kendini kabul ettirmiştir. Günümüzde hızla gelişmekte olan polimer endüstrisi membran teknolojilerini çok daha rekabetçi hale getirmektedir. Günümüzden 20 yıl öncesine kadar membran prosesleri az bilinmekteydi. Bugün ise Amerikan Çevre Koruma Teşkilatı (EPA) tarafından en iyi arıtma teknolojilerinden biri olarak tanımlanmaktadır. Membran prosesinin içme sularında geniş ve çeşitli uygulama alanları mevcuttur. İçme suları için yüksek kalitede ürün vermektedir. Membran prosesleri atıksu arıtımı, içme sularının uygun kaliteye getirilmesinin yanı sıra hafif tuzlu suların ve deniz sularının tuzsuzlaştırılmasında da kullanılır. Bu yöntem ucuz su kaynaklarının bulunmadığı hallerde kullanılır. Çünkü yüksek maliyetlidir. Son zamanlarda membran prosesleri yumuşatma ve organiklerin gideriminde de kullanılmaktadır. Sonuç olarak membran proseslerinin önemi anlaşılmaya başlanmış ve her geçen gün yeni uygulama alanları bulmuştur. Membran proseslerinin ana hatlarıyla uygulama alanları: • Su (ham su) arıtımı • Evsel ve endüstriyel atıksuların arıtımı ve geri kullanımı • Hafif tuzlu sulardan ve deniz sularından tuz giderilmesiyle içme suyu elde edilmesi • Yumuşatma ve organiklerin giderimi • Endüstriyel proses suyu eldesi

Membran proseslerinin kullanıldığı başlıca endüstri alanları ise şunlardır: Kimya, petrokimya, çevre, eczacılık, ilaç, gıda, günlük gıdalar, meyve konsantresi, kağıt, tekstil, elektronik endüstrisi ve benzeri endüstriler. Mevcut uygulamalar arasında aşağıdaki alanlar ilk akla gelenler arasındadır:

1) İnsan kanının saflaştırılması (temizlenmesi) için diyaliz (yapay böbrek) 2) İçme suyu üretmek için tuzlu sulardan suyun arıtılması olan elektrodiyaliz 3) Deniz suyunun desalinasyonu için ters osmoz 4) Peynir, kazein, peyniraltı suyu ve sütten büyük protein moleküllerinin konsantre

edilmesi için ultrafiltrasyon 5) Eczacılık ve medikal ürünlerin, bira, şarap ve meşrubatların sterilizasyonu için

mikrofiltrasyon 1.2. Membranın Tanımı Bir membran aynı zamanda diğer başka faktörlerde etkili olduğu halde maddelerin kabaca moleküler büyüklüklerinin baz alınarak ayrılmalarını sağlayan bir araçtır. Ayrıca yüklü parçacıkların üzerinden geçişini düzenler ve böylece bir elektrik potansiyelin oluşması için gerekli şartları oluşturur. Bir membran prosesinde iki fazı fiziksel olarak ayıran üçüncü bir faz olan membrana ihtiyaç vardır. Membran iki faz arasında bir ara fazdır. Bir membran prosesinde iki faz arasına yerleştirilen membran fazı, bu iki faz arasındaki kütle değişimini kontrol eder. Bir membran ayırma prosesindeki fazlar karışımlardır. Bu sebeple ayırma prosesinde karışımdaki bileşenlerden birisinin diğerlerine tercihen değişimine izin verilir. Dolayısıyla membran diğer bileşenlere karşı seçici davranır. Bu yüzden bir faz bileşenlerden birisi bakımından zenginleşirken diğer fazda ise hızla azalır. Bu açıklamalar kapsamında membran prosesini, bir bileşenin


membran tarafından ayrılan bir fazdan diğer faza seçici ve kontrollü olarak taşınması diyebiliriz. Herhangi bir türün membran üzerinden hareketine bir veya iki yürütücü kuvvet (itici güç) sebep olur. Bu yürütücü kuvvetler bir kimyasal potansiyel veya elektrik potansiyel değişiminden kaynaklanırlar. Kimyasal potansiyel gradyenti (değişimi), konsantrasyon veya basınç değişimi veya her ikisinden de kaynaklanabilir. 1.3. Membran Hazırlanmasında Kullanılan Materyaller ve Bazı Metodlar Ticari amaçlı kullanılan ilk membranlar homojen bir yapıya sahiptiler. 1950’lerin sonunda Loeb ve Sourirajan, selüloz asetat membranların hazırlanması için faz dönüşümü (phase inversion) metodunu geliştirmişlerdir. Bu metotta esterin bir çözücüde çözünmesiyle elde edilen viskoz çözelti, ince bir tabaka halinde cam üzerine dökülmekte ve ester, filmin üst yüzeyinin soğuk suyla teması sonucu katılaşmaktaydı. Daha sonra sentezlenenen yapıyı sağlamlaştırmak üzere çeşitli gözenek oluşturucu maddeler ve şartlandırıcı ajanlar ilave edilmiş ve böylece farklı büyüklüklerdeki gözenekler elde etmek mümkün olmuştur. 1960’ların başında Michaels asimetrik bir poliiyonik membran sentezlemiş ve şimdi ise membran yapımında çok farklı yapıda ve özellikte polimerler kullanılmaktadır. Çizelge1.1’de membran yapımında kullanılan çeşitli maddeler verilmiştir. Membran hazırlamanın diğer bir metodu ise bir polimer tabakasının çift taraflı gerilmesiyle (stretch) üretilirler. Birinci gerdirme (stretch) işleminde gözenekler oluşurken birinciye dik açılarla gerilme sonucu bu gözeneklerin açılması sağlanır. Çizelge 1.1. Membran yapımında kullanılan çeşitli maddeler.

Çeşitli polimer membran maddeleri Silikon Polipropilen Polifuran

Polisüfon Selüloz asetat Hidrofilik poliolefinler Polikarbonat Selüloz nitrat Polialkilsülfon

Polivinilidendiflorid Polieterimid Sülfolanmış polistirenPoliakrilonitril Akrilikler Polimetilmetaakriilat

Naylon 6 Karbon Polivinilklorid Naylon 6,6 Sülfolanmış polisülfon Polieteramid

Aromatik poliamid Polistiren Polieterüre Alümina Zirkonya Paslanmaz çelik

1.4. Membranların Sınıflandırılması Yapısı ve fonksiyonları farklı olan pek çok membran çeşidi vardır. Şekil 1.1’de gözenek çapı, membran ayırma işlemi ve süzülen maddelerin büyüklüğü arasındaki ilişkilerin karşılaştırılması görülmektedir.


Şekil 1.1. Süzülen madde, gözenek çapı ve membran prosesleri arasındaki ilişki. Membran proseslerini proses sırasında uygulanan kuvvetler bakımından inceleyebiliriz. Genelde uygulanan kuvvetler basınç ve elektriksel potansiyel kuvvetlerdir. Bunun yanı sıra membran hava sıyırması ve pervaporasyon gibi kuvvetler de vardır. Ancak bu iki kuvvet ticari anlamda pek önemli değildir. 1.4.1. Basınç Tahrikiyle Yapılan Membran Prosesleri Membranlar seçici bariyer görevi yapmaktadırlar. Membran özelliğine göre, su içerisinde bulunan muhteviyattan bazısı geçerken bazısı da geçişini tamamlayamaz ve membran içinde bloke olur. Suyun membrandan geçişi için tahrik edici bir kuvvete ihtiyaç vardır. Su arıtımında tahrik edici kuvvet genelde basınçtır. Tahrik edici kuvvet olarak basıncı kullanan membran prosesleri aşağıdaki gibidir. • Mikrofiltrasyon (MF) • Ultrafiltrasyon (UF) • Nanofiltrasyon (NF) • Ters Osmoz (RO) MF ve UF tipik olarak partiküller ve mikrobiyal içeriklerin giderilmesinde kullanılır. Bunlar düşük basınçla çalışan membranlardır. Ayrıca bu proseslerde negatif ya da pozitif basınçlarda kullanılabilir. NF ve RO ise içinde organik ve inorganik çözünmüş muhteviyatı olan içme sularında kullanılır. Buradaki işletme basıncı MF ve UF’ye göre daha yüksektir. Bu prosesleri biraz daha ayrıntılı incelemek istersek; Mikrofiltrasyon (MF) Uzaklaştırılan partiküller yaklaşık 0.1-1 mikron aralığındadır. Genelde askıda katı maddeler ve büyük kolloidler atılırken makro moleküller ve çözünmüş maddeler membrandan geçer. Mikrofiltrasyon uygulamaları arasında bakterilerin, flok maddelerin veya askıda katı maddelerin uzaklaştırılması sayılabilir. Transmembran basıncı 0.7 bardır (10 psi).


Ultrafiltrasyon (UF) 10-1000 Ao aralığındaki partiküllerde makromoleküller ayırma gerçekleştirir. Bütün çözünmüş tuzlar ve küçük moleküller membrandan geçer. Uzaklaştırılan maddeler arasında kolloidler, proteinler, mikrobiyolojik kontaminantlar ve büyük organik moleküller vardır. Moleküler ağırlık cut-off (kesme) değerleri 1000-100.000 arasındadır. Transmembran basıncı 1-7 bardır (15-100 psi). Nanofiltrasyon (NF) Yaklaşık 1 nm (10 Ao) büyüklüğündeki partikülleri uzaklaştırır. Bu yüzden “nanofiltrasyon” olarak adlandırılır. Nanofiltrasyon, mikrofiltrasyon ve ters osmoz arasında çalışır. Molekül ağırlığı 200-400’den büyük organik moleküller atılır. Aynı zamanda çözünmüş tuzların % 20-98’i uzaklaştırılır. Tek değerlikli anyonları olan (monovalent) tuzlar (NaCl, CaCl2) %20-80 oranında uzaklaştırılırken çift değerlikli anyonları olan (divalent) tuzlar % 90-98 oranında atılır. Tipik uygulamalar arasında yüzey sularından renk ve toplam organik karbonun uzaklaştırılması, kuyu suyundan sertlik ve radyumun uzaklaştırılması, gıda ve atıksu uygulamalarında organik maddelerin anorganik kısımdan ayrılması sayılabilir. Transmembran basıncı 3,5-16 bardır (50-225 psi). Ters Ozmos (RO) Ters ozmos, mümkün olan en yüksek seviyede süzmedir. Ters osmoz membran, çözünmüş bütün tuzlara ve anorganik molekülleri ve molekül ağırlığı 100’den büyük olan organik moleküllere bir engel-bariyer görevi yapar. Öte yandan su molekülleri membrandan serbestçe geçerek ürünü oluştururlar. Çözünmüş tuzların atılımı % 95-99 arasındadır. Ters osmozun çok çeşitli uygulamaları şunlardır: deniz suyunun veya kireçli suların içme suyu eldesi amacıyla desalinasyonu, atıksu geri kazanımı, gıda ve meyve suyu işleme, biyomedikal ayırmalar, evlerdeki içme suyunun ve endüstriyel proses suyunun saflaştırılması. Ayrıca ters osmoz, yarı iletken sektörü, güç üretimi (kazan besi suyu hazırlanması) endüstrisi ve laboratuar/medikal uygulamaları için ultra saf su üretiminde yaygın olarak kullanılır. Transmembran basıncı 14-69 bardır (200-1000 psi). Membran prosesinde MF ile UF arasındaki esas fark tuttukları molekül ağırlıkları veya membran gözenek boyutlarında ortaya çıkar. Tutulacak molekül ağırlığı membran üreticileri tarafından su özelliğine göre belirlenir. Üretici tarafından belirlenen bu şartnameye göre glikol ve protein gibi makro çözünebilir molekül kütlesinin % 90’ının tutunması sağlanabilmelidir. Gözenek boyutu membran yüzeyindeki mikro boşlukların çaplarını tanımlamakta kullanılır. Boşluk boyutundan başka performansı etkileyen diğer etkenlere örnek olarak filtrasyon süresi boyunca membran yüzeyinde kek katmanının oluşması da söylenebilir. Bu membran kullanımı açısından olumsuz bir etki yaratır. Bu yüzden membrana etki eden tüm faktörlerin izlenmesi gerekir. Farklı basınçlarla çalışarak istenen içeriğin ayrılmasında farklı sonuçlar elde edilebilir. Çünkü basıncın farklılaşmasıyla katılar ve daha küçük olan tuzlar giderilebilir. Giderilmesi istenen içerikler çok geniş bir yelpazede olduğundan basınçlarda çok farklı olabilmektedir. Aşağıda basınçla tahrik edilen membran prosesleri için tipik işletme basınçları Çizelge 1.2’de verilmiştir.


Çizelge 1.2. Basınçla tahrik edilen membran prosesleri için tipik işletme basınçları. Membran Prosesi Tipik İşletme Basıncı Aralığı (psi)

Ters Osmoz Deniz Suyu 800-1200 Az Tuzlu Su Düşük Basınç 150-300 Standart Basınç 350-600

Nanofiltrasyon 50-150 Ultrafiltrasyon/Mikrofiltrasyon 3-40; vakum olarak 3-12

En çok bilinen çeşitleri RO ve NF olan basınç tahriki ile çalışan membran proseslerinin şematik olarak gösterimi Şekil 1.2’de verilmiştir.

Şekil 1.2. Basınç tahrikiyle yapılan membran prosesinin şematik gösterimi. Ham su, besleme pompasıyla basınçlandırılır. Basınçlandırılmış su membran yüzeyinden işletme düzeni uyarınca çapraz akış ile geçer. Basınçlandırılmış giriş akımının bir kısmı membrandan geçer ve süzüntü (ürün) olarak ortaya çıkar. Kalan kısım ise konsantre hale geçer ve sistemden atılır. Membranın seçici özelliği; membrandan çıkan akımın giriş akımına göre çok düşük konsantrasyonlarda muhteviyat bulundurması olarak tanımlanabilir. Membran proseslerinin seçiciliği sayesinde, muhteviyatın ayrılması kolay olarak kontrol altına alınabilir. Yarı geçirgen özelliğe sahip membranlar (RO ve NF) için suda çözünürlüğü ve difüzyon oranı tuzlardan daha fazla olan muhteviyatlar ve diğer bileşikler besleme suyunda bulunur. UF ve MF’de ise ayırma basit bir membrandan süzülme ile gerçekleştirilir. Bazı durumlarda membran yüzeyinde birikme meydana gelir. Bu birikme ve akım türleri Şekil 1.5’de görülebilir. Bazı firmalar vakum ile tahrik edilen MF ve UF sistemlerini tavsiye eder. Bu sistemlerde süzüntü suyu emilerek proses tankından alınır. Bu düzenlemede pozitif basınç yapmak için kullanılan pompa süzüntünün çıktığı akım boyuna taşınmış ve vakum sağlanmıştır. Şekil 1.3. osmotik basınç konseptini göstermektedir.


Şekil 1.3. Osmotik basınç ve ters ozmos. 1.4.2. Elektrik Tahrikiyle Çalışan Membran Prosesleri Bu proseste elektriksel potansiyel sayesinde çözünmüş iyonlar suyu geçirmeyen ancak iyonları geçirebilen membranlardan geçer ve proses tamamlanır. Bu proses aşağıdaki şekilde şematik olarak gösterilmiştir (Şekil 1.4). Şekilde görüldüğü gibi anyonlar (-) ve katyonlar (+) pozitif ve negatif yüklerin arasındaki alandan etkilenerek membranlardan geçerler. Elektrotlara akım verildiği zaman oluşan alan sebebiyle katyonlar negatif yüklü elektroda doğru hareket ederler. Katyonlar katyon membranından geçerler ancak anyon membranlarından geçemezler ve bu membran üzerinde tutunurlar. Sonuçta tuz konsantre olmuş akımda daha da yoğunlaşır. Sonuç itibariyle ürün olarak elde edilen su, başlangıçta alınan besleme suyundan daha seyreltilmiş ve konsantre akım ise daha yoğun olarak membran ünitesini terk eder.

Şekil 1.4. Elektrodiyaliz (ED) prosesi akım şematiği.


1.5. Akım Türleri Mevcut çeşitli filtrasyon teknolojileri besi çözeltisinden uzaklaştırılan partiküllerin büyüklüğü baz alınarak iki kategoride sınıflandırılabilir. İlki askıda katı maddelerin konvansiyonel makrofiltrasyonu olan besi çözeltisinin filtre medyası üzerinden dik yönde geçirilmesidir. Bütün çözelti medyadan geçer ve sadece bir çıkış akısı oluşturur. Bu tür süzme elemanlarına örnek olarak kartuş filtre, torba filtreler, kum filtreleri ve multimedya filtrelerini verebiliriz. Makrofiltrasyon 1 mikrondan büyük partiküllerle sınırlıdır. İkincisi ise küçük partiküller ve çözünmüş tuzların uzaklaştırılmasında kullanılan “teğet akış” olarak Türkçeye çevirebileceğimiz “crossflow” süzmedir. Bu metotta membran yüzeyine paralel olarak akan basınçlı bir besi vardır. Besi çözeltisinin bir kısmı membrandan süzülürken süzülmeden akan kısım arkadan gelen besi çözeltisi tarafından uzaklaştırılır. Membran yüzeyi üzerinden sürekli bir akış olduğu için atılan partiküller birikmez. Şekil 1.5’de crossflow süzme görülebilir.

Şekil 1.5. Membran akım türleri şematik gösterimi. 1.6. Membranların Yapısı Evsel atıksuların arıtımında kullanılan membran prosesleri uygulamalarının hemen hemen tümünde, membranlar sentetik organik polimerlerden yapılmıştır. Basınçla tahrik edilen proseslerde sıvının taşınmasında hem selülozik olan hem de selülozik olmayan membranlar kullanılır. Selülozik membranlar genelde asimetrik (membran tek bir maddeden yapılmıştır ancak yoğun bir bariyer tabakası ile gözenekli destek tabakası mevcuttur) olurlar. Selülozik olmayan membranlar ise hem asimetrik hem de kompozit (bariyer ve destek tabakası ayrı malzemelerden yapılmış olan) olabilmektedirler. Aşağıdaki Çizelge 1.3’de kullanılan bazı RO ve NF membranlarının kompozisyonları ve formları verilmiştir.


ED proseslerinde sentetik polimerler kullanırlar. Bu sentetik polimerler vinil bileşiklerinin çapraz bağlı sülfonlanmış kopolimerleri (katyon transfer tipi) olabileceği gibi kuaterner amonyum anyon değiştirici gruplar ile vinil monomerlerinin çapraz bağlı kopolimerleri (anyon transfer tipi) de olabilir. Bunlar düz tabaka formunda bir iyon değiştirici reçine gibi düşünülebilir. MF ve UF membranları malzemeleri bakımından çok çeşitlidir. Genelde polipropilen, polivinil diflorid (PVDF), polisülfon, polietersülfon ve selüloz asetat kullanılan malzemeler arasındadır. Membran malzemelerinin çeşitli olması farklı özellikler göstermelerine sebep olur. Bu farklı özellikler pH, oksidan duyarlılığı, yüzey yükü ve hidrofobiklik olarak sayılabilir. Bu materyal karakteristikleri membranın proseste kullanılıp kullanılmayacağını belirler. Çizelge 1.3. Su arıtımında kullanılan bazı RO ve NF membranları ve özellikleri.

Proses Bariyer Kompozisyonu Membranın Formu

Ters Osmoz (RO) Selüloz Asetat (CA)

Asimetrik, Düz tabakalı

CA Blend Asimetrik, Düz tabakalı

Selüloz Triasetat Asimetrik, Hollow fiber

Alifatik Poliamid Kompozit, Düz tabakalı

Aromatik Poliamid Kompozit, Düz tabakalı

Aromatik Poliamid Asimetrik, Hollow Fine Fiber

Nanofiltrasyon (NF) Aromatik Poliamid Kompozit, Düz

tabakalı

Polypiperazid Kompozit, Düz tabakalı

Polivinil Alkol Türevleri

Kompozit, Düz tabakalı

Sülfonlanmış Polietersülfon

Kompozit, Düz tabakalı

1.7. Membran Modül Konfigürasyonları 1.7.1. Tübular Modüller Tübular membran modülleri değişik sayılarda tüp içerirler ve uzunluk olarak 6 m’ye ulaşabilirler. Tübular membran modülü gözenekli paslanmaz çelik veya plastik bir tübe direkt olarak polimer çözeltisinin döküm yapılmasıyla hazırlanır. Bu sayede membranlar paslanmaz çelik tüpler ile desteklenmiş olurlar. Çoğu tasarımlarda tüpler seri bağlıdır. Bu sebeple besi kanallarının çapı büyük verildiği sürece geri kazanımı maksimuma çıkarmak için bir modül çoklu geçiş konfigürasyonu şeklinde çalışabilir. Bu modül sisteminin avantajları besi çözeltisi akış hızının kolayca ayarlanması ve besi kanalları ve daha da önemlisi ürün kanallarının mekanik olarak kolayca temizlenebilmesidir. Bu da sık temizliğin gerekli olduğu gıda ve günlük gıda uygulamaları için uygunluk sağlar. Tübular konfigürasyon temizliğinin kolay olmasının yanında önemli bir avantajı da çoğu şartlar altında çok fazla basınç düşmesi olmadan türbülans akışı sağlayacak kadar büyük bir tüp çapına (ters osmoz uygulamaları için tipik olarak 0.5 inch) sahip olmasıdır.


Bu özellik onu tıkanmaya karşı çok dirençli yapar. Fakat bu modülün iki dezavantajı vardır: 1) geniş besi kanallarından (ve modüller üzerinden çok miktarda suyu pompalamak için gerekli ekipmandan) dolayı yüksek enerji kullanımı ve 2) modüllerinin paketleme yoğunluğunun düşük olmasından kaynaklanan yüksek yatırım maliyeti. 1.7.2. Hollow Fiber Modüller Silindirik geometrisi olan membranlar iç boşluk çapına göre sınıflandırılabilirler.

1) Hollow fiberler: 0.5-2.5 mm 2) İç çapı dar olan fiberler: 3-8 mm 3) İç çapı geniş olan fiberler: 10-25 mm

Ticari fiber modüller 3 farklı konfigürasyonda çalıştırılabilir. Bunlar:

1) Besinin fiberin dış kısmından verildiği süzücüler: besi ve ürün zıt yönde akar 2) Besinin fiberin dış kısmından verildiği süzücüler: besi fibere teğet akar 3) Besinin fiberin iç kısmından verildiği süzücüler. Besi ve ürün zıt yönlerde akar

Aşağıda Şekil 1.6’da hollow fiber membranların iki modu gösterilmiştir.

Şekil 1.6. Hollow fiber modüllerin işletim modları. Bütün bu akış şekillerinin hepsi için süzücüler (permeators) plakalı ve tüp ısı değiştiriciler (eşanjörler) gibi yapılmışlardır. Çapları genelde 100-500 μm arasında olan fiberler birbirlerine paralel olarak düzenlenirler ve tüp boyunca cihazın başından veya sonundan veya her iki tarafından da geçer. Yüksek basınçlı besiyi düşük basınçlı üründen korumak için sızdırmazlık parçası olan salmastralar kullanılır. Şekil 1.7’de hollow fiber bir modülün ara kesiti görülmektedir.


Şekil 1.7. Hollow fiber bir modülün ara kesiti Besinin fiberin dış kısmından verildiği süzücülerde besi, membran fiberlerinin dış yüzeyi ile temas halindedir. Besi fiberin içine difüzlenir (nüfuz eder) ve daha sonra fiber iç boşluğuna kadar iner ve buradan basınç cihazının dışına çıkacağı tüpleri tutan halkadan geçerek dışarı çıkar. Kabuk kısmından beslenen ticari cihazlarda iki farklı akış konfigürasyonu olan zıt akım ve radyal teğet akış (crossflow) kullanılır. Zıt akışlı modüllerde besi ve ürün çıkışları zıt yönlerde fakat fibere paralel akar. Öte yandan, radyal bir teğet akış modülünde ise besi, fiberlerin boyuna dik olacak şekilde radyal yönde hareket eder. Besinin fiberin içindeki boşluğa verildiği süzücüler ise aynı zamanda ticari olarak ta kullanılmaktadır. Bu sistemde iki adet fiber tutucu halkaya ihtiyaç vardır. Bunlardan birinden besi girişi olurken diğerinden uzaklaştırılan maddeler çıkar. En etkili işlem şekli ürünün besiyle zıt yönde (counter current) uzaklaştırılması olduğu için bu metod kullanılır. Bu konfigürasyonda kullanılan hollow-fiber membranların su geçirgenliği, spiral sarım membranlarda kullanılan düz tabakalı ince film kompozit veya asimetrik membranlardan daha azdır. Fakat hollow-fiber membranların tuz giderme oranı daha yüksektir ve daha yüksek basınçlarda çalışabilirler. 1.7.3. Plaka ve Çerçeve Modüller Bu modüllerde spiral sarım modüllerde olduğu gibi iki düz tabaka membranın aynı zamanda ürün kanalı olan bir destek tabakasıyla ayrıldığı sandviç türü bir membran kullanılır. Bazı dizaynlarda membranlar disk formundadır. Membran diskleri ayırıcılarla birbirlerinden ayrılmıştır. Bunlar besi çözeltisinin membran halkasının bir tarafından radyal olarak içeri girmesine ve yine radyal olarak dışarı çıkmasına imkan verirler. Bu modül dizaynı yüksek geri kazanımları mümkün kılan uzun besi kanalları oluşturur. 1.7.4. Spiral Sarım Süzücüler Düz membran filmlerinden oluşan spiral sarım bir süzücü Şekil 1.8’de gösterildiği gibi yapılır. İki membran tabakası, arasında bir ayırıcı ile beraber delikli bir tübe sarılır. İşlem sırasında basınçlı besi membranın dış yüzüyle temas eder. Besi membran üzerinden difüzlenir ve sonra sarılmış membran boyunca besiden daha düşük basınçlı toplama


tüpüne doğru akar. Ürünün membran boyunca yolculuğu spiral bir harekete benzer ve zarfın merkezi olan perforeli tübe kadar devam eder. Tuz ya da atıklar modülün öbür ucundan çıkarlar. Spiral sarım modüllerde besi ve ürün akışı birbiriyle ne aynı yönde ne de zıt yönde akarlar. Aksine, spiralin herhangi bir noktasındaki akış yaklaşık aynı düzlemdedir fakat birbirlerine diktir. Spiral sarım bir modül elde etmek için membranlar bir basınç cihazının içine yerleştirilmelidir. Uzun, tek bir yaprağın toplama tüpü etrafına sarılması yerine her biri toplama tüpüne bağlı birden fazla zarf içeren çok zarflı ya da yapraklı modüller olabilir. Üretimi kolaylaştırmak ve uzun ürün kanallarından kaynaklanan basınç düşmelerinden kurtulmak için spiral sarım modüllerin çoğu çok yapraklı tiptedir (Membrane Processes Design Guide, 2001).

Şekil 1.8. Spiral sarım bir membran (Membrane Processes Design Guide, 2001). Genelde besi kanalı ayırıcıları gözenekli polipropilenden yapılırlar ve tasarımları uygulamaya bağlı olarak değişir. Mesela deniz suyu desalinasyonu için gözenek, türbülansı en yükseğe çıkarmak, basınç düşmesini en aza indirmek ve yüksek paketleme yoğunluğunu sağlamak üzere dizayn edilir. İki membran tabakası arasına yerleştirilen ürün kanalı ayırıcısı genellikle besi kanalı ayırıcısından daha küçük gözeneklerden yapılmıştır. Bu ayırıcılar membranın yüksek basınca karşı koymasını sağlayacak kadar ve yeterli desteği sağlayacak kadar küçük fakat ürünün toplama tüpüne yolculuğu için düşük dirençli bir yol sağlayacak kadar da açık olmalıdır. Genelde çok yapraklı spiral sarım modüller için endüstriyel standart 203 mm (8 inç) çap ve 1 m. uzunluktaki bir modül için yaklaşık 33.9 m2 membran kullanılmaktadır. Ne var ki, daha büyük çaplı modüllerde yapılabilir. Çapı 279 mm (11 inç) ve yaklaşık 65 m2 membran içeren çok yapraklı modüllerde mevcuttur. Şekil 1.9 spiral sarım membran modüllerini ve basınç kabını göstermektedir. Şekil 1.10 çok kademeli (multi-stage) olarak tasarlanmış bir RO arıtma sisteminin akım şemasını göstermektedir.


Şekil 1.9. Spiral sarım membran modülleri ve basınç kabı (Membrane Design Guide, 2001).

Şekil 1.10. Çok kademeli (multi-stage) olarak tasarlanmış bir RO arıtma sisteminin akım şeması (konsantre akımına göre kademeli).


1.8. Akı, Su Kazanımı, Rejeksiyon Akı: Bir membran içinden geçen su akış oranı olup, membran birim alanının birim zamanda geçirdiği hacim miktarıdır. Akı membran prosesleri için en önemli tasarım parametresi olduğu gibi aynı zamanda da en önemli işletme parametrelerinden birisidir. Arıtılacak suyun kalitesine göre secilecek akı hem ilk yatırım maliyetini hem de işletim maliyetini doğrudan etkileyecektir. Akının formülü aşağıda denklem 1.1’de verilmiştir.

Akı= Qp/A (1.1) Qp=permeyt (süzüntü) debisi (Litre/saat) A=membran toplam alanı (m2) Su Kazanımı: Çapraz akışlı (cross flow) membran sistemlerinde sisteme beslenen suyun/atıksuyun bir kısmı membrandan geçerek (permeyt=süzüntü) arıtılır, geri kalan kısmı isemembran yüzeyinden arıtılmadan konsantre hattına geçer. Çapraz akışlı sistemlerde arıtılan su miktarının toplam beslenen suya/atıksuya oranı membran sisteminin su kazanımını (recovery) verir. Su kazanımı aşağıda verilen denklem 1.2 yardımıyla hesaplanır.

Su kazanımı (%) (recovery)= Qp/Qf x 100 (1.2) Qp=permeyt (süzüntü) debisi (Litre/saat) Qf=giriş/besleme debisi (Litre/saat) Rejeksiyon (arıtma verimi/giderim): Membran prosesinde arıtılacak olan su/atıksu içerisindeki hedef kirleticinin (organik madde, mikrokirletici, ağır metal, çözünmüş katılar vs.) membran prosesinde giderilen miktarını belirten terimdir. Rejeksiyon aşağıda verilen denklem 1.3 yardımıyla hesaplanır.

Rejeksiyon (%) (kirletici, çözünmüş madde vs giderimi)= (Cf-Cp) / Cf x 100 (1.3) Cp= permeytdeki kirletici konsantrasyonu (mg/L) Cf= girişdeki kirletici konsantrasyonu (mg/L) 1.9. Membran Kirlenmesi / Tıkanması Çok küçük partiküllerin membran yüzeyinde birikmesiyle meydana gelir. Cross–flow hidrodinamiği nedeniyle besleme suyundaki partiküller membran yüzeyinde birikirler. Membran akı oranı, çapraz akış hızı ve partiküllerin yayılması konsantrasyon miktarına bağlı olarak değişir. Membran tıkanmasının temel belirtisi sabit basınç altında akının azalmasıdır. Süzüntü suyunun kalitesi azalır ve modül basınç kaybı artar. • İnorganikler Genel inorganik kirleticiler ince dağılmış kil ve silt, oksitler, metallerin sülfitleridir. İnce dağılmış kil ve silt daha çok yüzeysel sularda bulunur. Oksitler ise metal içeren malzemelerin korozyonundan, oksitlendirilmiş yeraltı veya yüzeysel sularında, atıksu ve su arıtmada kullanılan metal tuzlarından (özellikle alum) kaynaklanır.


• Mikrobiyal Mikroorganizmalar özellikle de bakteriler membran yüzeyinde biyofilm oluştururlar ve polimerik membranlara zarar verirler. Mantar ve küfler sistem kapandığında depolanma sürecinde bile membran yüzeyinde koloni oluştururlar. • Organikler Büyük moleküler ağırlığa sahip organik muhteviyat (hümik asit, fulvik asit, taninler ve ligninler) membranın tıkanmasına neden olurlar. Besleme suyunun içinde bulunan katyonlar, kalsiyum, demir, kil ve kompleks oluşturabileceği muhteviyat tıkama yapma özelliğine sahiptir.


2. Membran Biyoreaktörler (MBR) 2.1. Genel Membran Biyoreaktör Tanıtımı Son yıllarda polimer ve dolayısıyla membran teknolojisindeki çok hızlı gelişmeler ve üretim maliyetinin azaltılması sebebiyle gerek içme suyu gerekse de atıksu arıtma alanlarında membran prosesleri (özellikle mikrofiltrasyon ve ultrafiltrasyon) konvansiyonel sistemlerle maliyet açısından rekabet edebilir hale gelmiş ve geniş çapta uygulanmaya başlanmıştır. Dolayısıyla, atıksu arıtmada uygulanan MBR’lar da gelişmiş ve gelişmekte olan ülkelerde son on yılda eksponansiyel bir artışla arıtma tesislerinde devreye alınmıştır (Stephenson vd., 2000; Gunder, 2001; Water Environment Federation, 2001; Judd, 2001, 2006; Van der Roest vd., 2002; Daigger vd., 2005). Önümüzdeki yıllarda birçok konvansiyonel atıksu arıtma tesislerinin teknolojilerini MBR’lara dönüştüreceği ve özellikle de son çökeltim havuzlarının ortadan kalkacağı A.B.D. ve Avrupa’daki uzmanlar tarafından tahmin edilmektedir. MBR’lar membran ekipmanı sayesinde arıtılmış su ve biyokütlenin fiziksel olarak filtrasyon ile ayrıldığı süspansiyon büyüme modundaki biyokimyasal oksidasyon (aktif çamur gibi) prosesidir (Adham ve Gagliardo, 1998; Buisson vd., 1998; Cicek, 1998; Crawford vd., 2000; Liu vd., 2000; Stephenson vd., 2000). Konvansiyonel aktif çamur prosesinde iki ayrı tankda gerçekleşen biyokimyasal oksidasyon (havalandırma tankında) ve su/biyokütle ayrımı (sedimantasyon ile çökeltim tankında) MBR’larda tek tankta gerçekleşmektedir. Bu tank içinde havalandırma suretiyle aktif çamur oluşturulmakta, tankın içinde suda gömülü olan membran kasetlerindeki fiberlerin ya da düz tabaka membranların çok küçük gözeneklerinden vakum uygulanarak arıtılmış su çekilmekte ve biyooksidasyon ile karbon giderimini yapan biyokütle tank içerisinde kalmaktadır. Şekil 2.1’de membran fiberlerini içeren bir kaset gösterilmiştir. Genellikle mikrofiltrasyon (yaklaşık 0,2 μm gözenek büyüklüğü) ya da ultrafiltrasyon (yaklaşık 0,01 μm gözenek büyüklüğü) membran üniteleri MBR’larda kullanılmaktadır. Arıtma sırasında zamanla fiberler üzerinde oluşan kek/kirlenme tabakası (foulant layer) bu gözenekleri daha da küçültmekte ve su/biyokütle ayrımını, askıda katı madde ve mikroorganizma giderme verimini artırmaktadır.

Şekil 2.1. Bir MBR membran kaseti (ZENON Env. Inc., 2002).


Tipik bir MBR ünitesi akım şeması Şekil 2.2’de gösterilmiştir. Atıksudaki membranları tıkayabilecek büyük çaplı materyalleri (bez, plastik, kağıt parçaları gibi) ayırmak için mekanik kaba ve ince ızgaradan (1–2 mm çaplı) geçen atıksu direk olarak ön çökeltime gerek olmadan MBR tankına girmektedir (Şekil 2.2). Ancak giriş askıda katı madde muhtevası nispeten fazla olan atıksularda MBR ünitesinden önce ön çökeltim de uygulanabilmektedir. Daha küçük çaplı (≈0,1–1 mm) ve daha yüksek tutma kapasitesi olan döner tambur ızgaralar genellikle MBR sistemlerinde konvansiyonel ızgaralara tercih edilmektedir. MBR tankının giriş bölümü kapalı ve havalandırmasız yapılarak anoksik şartlar sağlanıp denitrifikasyon uygulanabilir. Bunun için havalandırma tankında nitrifikasyon ile oluşan nitrat biyokütle geri döngüsü (MLSS recirculation) ile anoksik tanka geri pompalanır. Böylece isteğe bağlı olarak organik karbon gideriminin yanında amonyak-azotu giderimi de sağlanır. Eğer fosfor giderimi de amaçsa tankın ilk giriş kısmına bir anaerobik bölüm eklenip fosfor da biyolojik olarak atıksudan giderilebilir. Dolayısıyla MBR prosesi biyolojik nütriyent giderimi için de uygundur (Judd, 2006). Bazı sentetik toksik organik maddelerin, fosforun (kimyasal olarak giderim için) veya ağır metallerin (her ne kadar evsel atıksularda genellikle sorun olmasa da) giderimi istenirse opsiyonel olarak koagülasyon/flokülasyon işlemi için bazı metalik koagülanlar suya eklenebilir. Tüm bu özellikler MBR’ları çok esnek bir arıtma prosesi haline getirir. Vakum ile membran fiber gözeneklerinden çekilen arıtılmış su konvansiyonel sistemlere göre çok daha yüksek kalitededir. Oluşan atık çamur diğer konvansiyonel sistemlerde olduğu gibi nihai bertaraf için proses edilir ve gübre olarak tarım, rekreasyon arazilerinde kullanılabilir.

MLSS geridönüşümü(denitrifikasyon için)

Metaleklenmesi(opsiyonel)

Atık Çamur

Membranekipmanı

AtıksuGiriş Arıtılmış

Çıkış

Aerobik bölüm(havalandırma)

Anoksik bölüm

Izgara

Şekil 2.2. Tipik bir MBR sistemi akım şeması

MBR’lar kompak sistemler olduğu için konvansiyonel sistemlere göre çok daha az arazi gereksinimi vardır. Dahili sistem MBR’larda tüm arıtma aşamaları (havalandırma, sıvı/biyokütle ayrımı ve fiziksel dezenfeksiyon) tek bir tankda gerçekleşmektedir.


MBR’ların belki de en heyecan verici özelliği hâlihazır işletimde olan konvansiyonel aktif çamur sistemlerinin kolaylıkla MBR sistemlerine dönüştürülebilmesidir (Fane ve Chang, 2002). Hâlihazır havalandırma tankına batık membranlar yerleştirerek bu işlem gerçekleştirilebilmektedir.

2.2. Tasarım ve İşletim Parametreleri Bu kısımda MBR sistemlerinin tasarım ve işletiminde kullanılan parametreler tanımlanıp tartışılacaktır. Besleme suyu: MBR sistemine gelen giriş suyu. Süzüntü suyu: MBR sisteminden elde edilen temiz çıkış suyu. Süzüntü suyu akısı: Membran toplam yüzey alanına bölünmüş süzüntü suyu debisi:

AQJ P

t = (2.1.)

Jt= t zamanındaki anlık süzüntü suyu akısı (L/m2-saat; LMH) QP= t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat) A= toplam membran yüzey alanı (m2).

Spesifik akı (permeabilite, K): Transmembran basıncına göre normalize edilmiş süzüntü suyu akısı:

TMPJJ t

tm = (2.2.)

Jtm= t zamanındaki spesifik akı (LMH/psi; psi=libre/inch2) Jt= t zamanındaki süzüntü suyu akısı (LMH) TMP= transmembran basıncı (psi).

Ortalama transmembran basıncı aşağıdaki bağıntı ile hesaplanır:

Poi P

2)P (PTMP −

+= (2.3.)

Pi= membran modülü girişindeki basınç (psi) Po= membran modülü çıkışındaki basınç (psi) PP= süzüntü suyu basıncı (psi). Sıcaklığa göre normalize edilmiş akı hesaplaması: sıcaklığa bağlı su viskozitesindeki varyasyonları dikkate almak için 20 oC deki süzüntü suyu akısı şöyle hesaplanabilir (ZENON Env. Inc, 2002):

AeQ

C)(20J20)-(T0.0239

ptm

•−•=° (2.4.)


Jtm= t zamanındaki anlık spesifik akı (L/m2-saat) QP= t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat) T= sıcaklık (°C) A= toplam membran yüzey alanı (m2).

Sistem su geri kazanımı (system recovery): giriş suyu debisine göre geri kazanılan temiz su (süzüntü suyu) debisinin yüzdesi sistem su geri kazanımı olarak ifade edilir:

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡=

f

P

QQ x 100 Kazanimi GeriSu % (2.5.)

Qp= süzüntü suyu debisi (L/saat) Qf= giriş suyu debisi (L/saat). 2.3. MBR Konfigürasyonları Uygulanmakta olan MBR sistemleri harici (sıvı/biyokütle ayrımının positif basınçlı çapraz akışlı membran filtrasyonu ile ayrı bir ünitede gerçekleştiği) ve dahili-entegre (sıvı/biyokütle ayrımının biyoreaktör içinde vakumlu olarak batık membranlar ile gerçekleştiği) olmak üzere 2 ana konfigürasyondadır (Şekil 2.3).

Şekil 2.3. MBR konfigürasyonları

Dahili MBR’larda farklı amaçlar için genellikle iki tür havalandırma uygulanır. Reaktör tabanındaki difüzörlerden verilen kaba hava kabarcıklı havalandırma ile biyokütlenin oksijen ihtiyacı hedeflenir. Öte yandan membran yüzeyine uygulanan ince hava kabarcıklı havalandırma ile membran yüzeyine maddelerin birikip akıyı azaltması engellenmeye çalışılır. Yükselen hava kabarcıkları membran yüzeyinde türbülanslı karşı akım yaratıp (yaklaşık 1 m/s), membran yüzeyinde materyallerin birikmesini azaltır,

Harici MBR

Dahili (entegre) MBR

Biyoreaktör Pompa Süzüntü

Çapraz akışlı membran filtrasyonu

Süzüntü

Vakum pompa

Batık membranlı biyoreaktör filtrasyonu


böylece sistem daha etkin çalışır. Reaktördeki türbülanslı karışım ve reaktör hidroliğinden dolayı iki havalandırma türü de pratikte hem temizleme hem de oksijen ihtiyacı taleplerini karşılayabilir. Diğer bir deyimle uygulamada iki havalandırmanın da sonuçlarını ayırt etmesi zordur. Konfigürasyon seçeneğine karar vermek spesifik uygulamaya bağlı olsa da genellikle dahili MBRlar daha sık uygulanmaktadır. İki konfigürasyonun karşılaştırılması Çizelge 2.1’de sunulmuştur.

Çizelge 2.1. Dahili ve harici MBR’ların karşılaştırılması.

Dahili/Entegre MBR Harici MBR Yüksek havalandırma masrafı Düşük havalandırma masrafı Düşük pompaj masrafı Yüksek pompaj masrafı Düşük akı (büyük alan gereksinimi) Yüksek akı (küçük alan gereksinimi) Daha nadir temizleme ihtiyacı Daha sık temizleme ihtiyacı Düşük işletme maliyeti Yüksek işletme maliyeti Yüksek ilk yatırım maliyeti Düşük ilk yatırım maliyeti

2.4. MBR’ların Konvansiyonel Sistemlere Göre Avantajları MBR’larda biyolojik askıda katı madde (mixed liquor suspended solids, MLSS) konsantrasyonları 12000–15000 mg/L değerlerine kadar ulaştırılabildiği için (konvansiyonel aktif çamurda MLSS yaklaşık 2000–4000 mg/L) arıtma için gerekli hidrolik bekleme süresi (HRT) konvansiyonel sistemlere göre azdır. Havalandırma havuzlarının hacim dizaynında HRT temel parametre olduğu için düşük HRT gereksinimi gerekli havuz hacmini düşürüp, ilk yatırım maliyetini azaltıp, işletme kolaylığı da sağlar (Judd, 2001, 2006). Buna ek olarak arazi gereksinimi de azalır. Yine konvansiyonel aktif çamur sistemlerine göre MBR’larda son çökeltme tankına ihtiyaç olmadığı için bu da ilk yatırım ve işletme maliyetini azaltıcı bir etmendir. MBR’larda yüksek MLSS konsantrasyonlarından dolayı fazla çamur yaşı (solids retention time, SRT) ile işletim yapılabilir. Yirmi günden fazla SRT ile çalışıldığında çeşitli avantajlar ortaya çıkar. Bunlardan birincisi artırılmış iç solunumdan dolayı oluşan yeni biyokütle (yield) azalır ve bertaraf edilmesi gereken atık biyokütle miktarının azalması maliyeti düşürür. İkinci olarak, yüksek SRT değerlerinde nitrifikasyon daha verimli gerçekleşir ve nitrifikasyonun çeşitli ortam şartlarından olumsuz etkilenme şansı azalır. Üçüncü avantaj sentetik toksik organik maddelerin biyolojik ayrışmasını sağlayan özel mikroorganizmaların yüksek SRT değerlerinde daha etkin çalışmalarıdır. Yine yüksek MLSS konsantrasyonlarında çalışıldığında sisteme fazla organik yükleme de yapılabilir. Bu yüksek biyokütle konsantrasyonu aynı zamanda şok toksik yüklemelere karşı da daha dayanıklıdır. MBR’ların en önemli avantajlarından birisi biyokütle/su ayrımı biyokütlenin çökelebilme özelliğinden bağımsızdır. Bunun nedeni bu ayrım prosesinin çökeltim prensibi ile değil fiziksel filtrasyon ile yapılmasıdır. Dolayısıyla, konvansiyonel sistemlerin son çökeltme havuzu işletiminde çok problem arz eden çökelemeyen biyokütle (filamentli flokların veya Nocardia türü mikroorganizmaların oluşmasından dolayı) durumu MBR’larda yoktur. Aynı zamanda, MBR’larda mikrofiltrasyon veya ultrafiltrasyon ile çok küçük gözeneklerle ayırma yapıldığı için biyokütlenin tamamı tutulur (Ortiz vd., 2007). Buna bağlı olarak deşarj standartlarından birisi olan toplam askıda katı madde (AKM)


MBR’larda genelde çok düşük olur (yaklaşık 1-3 mg/L). İyi işletilen konvansiyonel sistemlerde ise bu rakam 10–30 mg/L arasıdır. Filtrasyon sonucu bulanıklık da MBR’larda düşük değerlere düşer (<0,5 NTU) ve çıkış suyu çok berrak bir görünüm alır. Bu kaliteli su üretiminden dolayı özellikle A.B.D.’de bu proses ile arıtılan atıksular geri kazanılmakta ve sulamada (tarımsal, rekreasyon, inşaat alanları, vs), endüstriyel ve diğer alanlarda (proses suları, yangın söndürme, tuvalet pisuarları, vs) kullanılmaktadır (Adham ve Trussel, 2001). Böylece hem içme suyu kaynakları az kullanılıp korunmuş, hem de arıtılmış atıksular değerlendirilmiş olur. MBR’larda işletim sırasında SRT konvansiyonel sistemlere göre çok daha rahat kontrol edilir. Çünkü son çökeltim tanklarında biyokütlenin bazı durumlarda iyi çökelmemesinden dolayı savaklardan AKM kaçma durumu MBR’da yoktur. MBR’da biyokütlenin sistemden tek çıkma noktası nihai bertaraf için atılan atık çamurdur (Visvanathan vd., 2000; Lesjean vd., 2004). MBR’larda fiziksel biyokütle ayrımı yanında aynı zamanda da çok kaliteli bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmış olur. A.B.D.’de gerek pilot gerekse de gerçek tesislerde MBR’ların yaklaşık tüm protozoaları giderdiği, 5–6 log (logaritmik, ya da %99,999-%99,9999) bakteri, ve 1–2 log virüs giderimi sağladığı gözlenmiştir. Klorla dezenfeksiyona dayanıklı olan patojenik protozoalardan Cryptosporidium ve Giardia da MBR’da rahatlıkla tutulur. Bu rakamlar yaklaşık membrandaki 0,1 μm gözenek büyüklüğü dikkate alındığında beklenen rakamlardır. Bu bağlamda düşük bulanıklık yanında çok düşük patojen içerikli arıtılmış su rahatlıkla zirai sulama amaçlı kullanılabilir. Konvansiyonel sistemlere göre MBR’la arıtılmış atıksu çevre sağlığı ve mikrobiyal içerik yönünden çok daha güvenlidir. A.B.D.’deki standartlara göre MBR’la arıtılmış atıksular son bir dezenfeksiyon yapmak koşuluyla (geri kalan virüsleri bertaraf etmek ve sonradan oluşabilecek mikrobiyal büyümeyi engellemek için) direk tarımsal sulamada kullanılabilir. Bu standartlar değişik tarım ürünleri ve kullanım alanları için farklı olarak hazırlanmıştır (USEPA, 1992; Anonim I, 2000). 2.5. MBR’ların Genel Dezavantajları MBR’da arıtma prosesi tek bir havuzda gerçekleştiği için sistem mekanik ve kontrol açıdan konvansiyonel sistemlere göre daha komplekstir. Ancak %100 otomasyon sayesinde işletim kolaylaşır. İşletim sırasında zamanla membran gözenekleri tıkanır ve arıtılmış su çekimi (akı) azalır, bunu engellemek için belirli aralıklarda basınçlı hava/su (backpulse) ve kimyasallarla (sitrik asit, sodyum hipoklorit, gibi) gözenekler temizlenir (Judd, 2002a). Tüm bu temizlik işlemi otomatik yapılır. Ancak bu kimyasallar için az hacimlerde de olsa biriktirme amacıyla depolama tankları gerekir. Membranların tıkanması ve temizleme metotları ileride ayrı bir kısımda tartışılmıştır. 2.6. MBR’larda Çıkış Suyu Kalitesi Çizelge 2.2’de evsel atıksular için tipik MBR çıkış suyu kaliteleri verilmiştir. Görüleceği üzere çıkış suyu kalitesi konvansiyonel biyolojik arıtım sistemlerinden çok daha üstündür. Elde edilen bulanıklık değerlerinin 0,5 NTU’dan düşük olduğu düşünüldüğünde üretilen suyun ne kadar berrak olduğu ortadadır. Yine konvansiyonel sistemlerde 20–30 mg/L’den az elde edilemeyen BOİ ve AKM, MBR çıkış sularında 2,0 mg/L’den düşüktür. Bu da üretilen suyun organik stabilite ve partiküller açısından ne kadar kaliteli olduğunu gösterir. Önceden bahsedildiği gibi MBR’larda fiziksel biyokütle ayrımı yanında aynı zamanda da çok kaliteli bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmış olur. A.B.D.’de gerek pilot gerekse de gerçek tesislerde MBR’ların yaklaşık tüm protozoaları giderdiği, 5–6 log bakteri ve 1–2 log virüs giderimi sağladığı gözlenmiştir. Klorla dezenfeksiyona dayanıklı olan patojenik protozoalardan Cryptosporidium ve Giardia da


MBR’da rahatlıkla tutulur. Bu rakamlar yaklaşık membrandaki 0,1 μm gözenek büyüklüğü dikkate alındığında beklenen rakamlardır. Çizelge 2.2. Evsel atıksuları arıtan MBR’larda tipik çıkış suyu kaliteleri (Adham ve Gagliardo, 1998; Adham vd., 2001).

Parametre Tipik Değerler Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOI5) < 2,0 mg/L Toplam askıda katı madde (AKM) < 2,0 mg/L NH3-N < 1,0 mg/L (nitrifiye eden tesislerde)

Toplam fosfor (TP) < 0,1 mg/L (biyolojik olarak ya da kimyasal olarak alum katkısıyla)

Toplam azot (TN) < 10 mg/L (orta sıcaklıktaki iklimlerde) Toplam azot (TN) < 3,0 mg/L (sıcak iklimlerde) Silt yoğunluk indeksi (SDI) < 3,0 Bulanıklık < 0,5 NTU Mikrobiyolojik: Bakteriler 5–6 log giderim Virüsler 1–2 log giderim

Protozoalar (Cryptosporidium ve Giardia) Tam giderim

2.7. Membran Kirlenmesi/Tıkanması MBR’larda membranların işletim sırasında tıkanması MBR’ların hem kentsel hem de endüstriyel atıksu arıtımında daha yaygın uygulanmalarındaki en önemli engellerden biri olarak karşımıza çıkmaktadır. Membranlardaki tıkanma membran permeabilitesini sınırlandırır. Diğer bir deyimle, birim transmembran basıncına karşılık membrandan geçen akının, dolayısıyla da, birim membran alanı başına arıtılmış temiz su üretiminin azalmasına neden olur (Stephenson vd., 2000; Chang vd., 2001; Judd, 2001; Cho ve Fane, 2002; Hong vd., 2002; Le Clech vd., 2006; Yang vd., 2006; Yun vd., 2006). Membran tıkanmaları mekanik anlamda kabaca ikiye ayrılır: geri dönüşümlü (yüzeyde oluşan jel ve kek tabakasının havalandırma veya fiziksel geri yıkama ile giderilmesi) ve geri dönüşümsüz (çözünmüş veya kolloidal maddelerin adsorbsiyon sonucu gözenek içinde birikimi ve gözeneği tıkamasının kimyasal temizleme ile kısmen giderilmesi). MBR’lardaki membran tıkanmaları fiziksel, inorganik, organik veya biyolojik kökenli olabilir. Tıkanma üzerine etkili olan dört ana faktör vardır (Chang vd., 2001,2002; Judd, 2001; Le-Clech vd., 2006a): • proses konfigürasyonu • membran materyali ve konfigürasyonu (geometrisi) • proses işletimi (sistem hidrodinamiği) • biyokütle konsantrasyonu ve kompozisyonu Membran tıkanmalarına direk etki eden 3 ana faktör; biyokütle özellikleri, işletim şartları ve membran fizikokimyasal karakterleridir. Şekil 2.4.’de MBR’larda tıkanmayı etkileyen faktörler şematik olarak gösterilmiştir (Chang vd., 2002; Le-Clech vd., 2003a). Genel olarak proses performansı ana kirleticilerin giderimi ve enerji talebi ile belirlenir. Tıkanma, membranın hidrolik performansını (permeabilite) düşürerek enerji masraflarını direk olarak etkiler. Ana kirleticilerin gideriminde ise fazla etkisi yoktur.


Şekil 2.4. MBR’larda tıkanmayı etkileyen faktörler (Judd, 2001; Chang vd., 2002).

2.8. Membranların Temizliği Her üretici firmanın kendine özgü geri yıkama ve kimyasal temizlik metotları olsa da ana hatlarıyla metotlar birbirine benzerdir. Batık MBR’larda tıkanmayı önleyici birçok metot kullanılmaktadır. Bazı sistemlerde membranlar otomatik düzende, üretilen süzüntü suyu kullanılarak her 10-15 dakikada bir düzenli olarak geri yıkanırlar (“backpulse” veya “backwash”). Bu işlemle tıkanan membran gözenekleri temizlenmeye çalışılır. Esas amaç, membran yüzeylerine gevşek olarak tutunmuş materyallerin uzaklaştırılmasıdır. Geri yıkama prosesinde önce yıkanacak modüldeki arıtım durdurulur sonra basınçla bu sefer dıştan içe doğru membranlara içten dışa doğru saniyeler mertebesinde (yaklaşık 10-20 sn) kademeli olarak su basılır. Burada kullanılan su ayrı tanklarda bu amaç için biriktirilen sistem süzüntü suyudur.

Birinci temizleme metodunun yanı sıra, tıkanma derecesinin artıp sabit akı üretimi için gereken TMP’nin yükseldiği durumlarda, ikinci temizleme metodu olarak (genellikle yaklaşık 15 günde bir) kimyasalların eklendiği süzüntü suyu ile geri yıkama yapılır. Sitrik asit (pH düşürüp tortuları çözmek için) ve sodyum hipoklorit (organik veya mikrobiyolojik

Membran Biyokütle İşletme Şartları

Tıkanmayı Etkileyen Faktörler

Konfigürasyon

Materyal

Hidrofobisite

Porozite

Por büyüklüğü

MLSS

EPS

Flok yapısı

Çözünmüş maddeler

Flok büyüklüğü

Konfigürasyon

Çapraz akış hızı

Havalandırma

HRT/SRT

TMP


filmleri parçalamak için) bu amaç için kullanılmaktadır. İkinci temizleme metodu da yetersiz kalıp sabit akı süzüntü suyu üretimi için gerekli TMP artmaya devam ederse üçüncü tür temizleme metodu uygulanır. Bu uygulamada membran tankı servis dışına alınıp tank boşaltılır, membranlar ikinci temizlemede uygulanan kimyasal dozlardan daha yüksek dozlar içeren sitrik asitli ve sodyum hipokloritli basınçlı süzüntü suyu ile yıkanır, daha sonra tank bu yüksek dozlu kimyasalları içeren süzüntü suyu ile doldurulup membranlar batık halde 5 saat civarı bekletilir.


3. İleri Oksidasyon Prosesleri (İOP) 3.1. Genel Bilgi İleri oksidasyon prosesleri (İOP), birincil oksidasyon türleri olarak hidroksil radikalleri (OH●) kullanan oksidasyonlardır. Hidroksil radikaller eşleşmemiş elektronlarından dolayı oldukça reaktiftirler ve seçici değildirler. Hidroksil radikaller, çoğu organik madde için ozon gibi diğer oksidanlara göre oldukça yüksek kinetik hız sabitlerine sahiptir. Aquatik sistemlerde hidroksil radikallerin üretilmesi için hidrojen peroksit/ozon (H2O2/O3), H2O2/ultraviyole (UV), O3/UV, TiO2/UV, O3/OH-, Fe+2/H2O2 (Fenton reaksiyon), Fe+2/H2O2/UV (foto-Fenton reaksiyon), gama ışınlaması, sonoliz gibi arıtma prosesleri kullanılmaktadır. Son yıllarda heterojen katalitik oksidasyon işlemleri kapsamında hidrojen peroksit/metal oksitler ve ozon/metal oksitler ile ilgili çeşitli araştırmalar yapılmaktadır. Metal oksitler (MnO2, TiO2, Al2O3, FeOOH) ve metal oksit destekleri üzerindeki metaller (Cu-Al2O3, Cu-TiO2, Ru-CeO2, V-O/TiO2, V-O/silika jel, TiO2/Al2O3, Fe2O3/Al2O3) ozonlama işlemlerinde araştırılan katalizörlerdir. Ozonun bu katalizörler ile oluşturduğu reaksiyon mekanizmaları halen araştırılmakla birlikte sudan organik gideriminde ozonun katı yüzeyde parçalanması sonucunda oluşabilen reaktif radikallerin rolü olduğu belirtilmiştir. Tablo 3.1’de bazı oksidanların standart oksidasyon potansiyelleri verilmiştir (Pera-Titus vd., 2004). Tablo 3.1’de görüldüğü gibi en yüksek oksitleme gücüne sahip olan oksidan flordur. Ancak bu gaz yüksek toksik etkisinden dolayı su arıtımda kullanılamaz. Bu sebeple en güçlü oksidanın OH● olduğu söylenebilir. Çizelge 3.1. Bazı oksidanların standart oksidasyon potansiyelleri (Pera-Titus vd., 2004).

Oksidan Standart oksidasyon potansiyeli (volt) Flor 3.03 Hidroksil radikal 2.80 Atomik oksijen 2.42 Ozon 2.07 Hidrojen peroksit 1.77 Hipokloröz asit 1.49 Klor 1.36 Brom 1.09

Hedef kirletici için kullanılacak İOP prosesinin verimi, prosesin OH● üretim verimi ile doğru orantılıdır. Ozon ve hidrojen peroksit gibi oksidanların tek başına kullanıldığı kimyasal oksidasyon teknolojilerinin bozunma hızları İOP ile karşılaştırıldığında daha düşüktür (Echigo vd., 1996; Weavers vd., 1998; Freese vd., 1999; Fung vd., 2000; Zwinter ve Krimmel, 2000; Gogate vd., 2002). Bu oksidanların birlikte kullanıldığı hibrit arıtma teknikleri, daha kısa arıtma süreleri sağlar (Weavers vd., 2000; Fung vd., 2000; Gogate vd., 2002). Bu hibrit proseslerin maliyeti enerji verimi, işletim koşulları ve çıkış suyu tipine bağlıdır. İOP proseslerinin su ve atıksu arıtımında kullanımı son yıllarda artmaktadır. Ayrıca ozonlama, ozon/H2O2, UV radyasyonu ve bu oksidanların kombinasyonu, su arıtmımda dezenfeksiyon amacıyla uzun yıllardır kullanılmaktadır. İOP, klor ve H2O2 gibi geleneksel yöntemlerle karşılaştırıldığında yüksek maliyetlidir. Ancak, bu prosesler aktif karbon adsorpsiyonu gibi üçünçül arıtma prosesleri ile mali olarak rekabet edebilir. Diğer bir dezavantaj ise serbest radikaller oldukça reaktiftir ancak seçiçi değildirler. Bu


yüzden hedef kirleticiler dışında su ortamında bulunan diğer bileşikler ile reaksiyona girer ve oluşan bu radikallerin tüketici maddeler tarafından kulanılması oksidasyon verimini düşürür (Glaze, 1990). Hümik maddeler, karbonat-bikarbonat alkalinitesi, fosfat iyonu, demir, mangan, klorür ve bakır iyonu sucul ortamda oluşan radikalleri tüketen maddelerdir (Hoigne′ ve Bader, 1976; Glaze, 1990). İOP ile tam mineralizayon gerçekleşmemesi durumunda organik ve inorganik oksidasyon yan ürünleri oluşur. İnorganik yan ürünlerin en önemlisi, ozon tabanlı İOP’lerde bromat oluşmasıdır. 3.1.1. İOP Verimini Etkileyen Su Kalitesi Parametreleri Alkalinite: Hidroksil radikaller seçici olmadıkları için hedef kirletici dışında organik ve inorganik bileşikleri de okside ederler. Hem karbonat hem de bikarbonat oluşan hidroksil radikalleri tüketir ve sonuçta karbonat radikalleri oluşur. Oluşan bu radikaller de organik ve inorganikler ile reaksiyona girebilir ancak reaksiyon hızları oldukça düşüktür (Hoigne′ ve Bader, 1976; AWWARF, 1998). Doğal organik madde (DOM): DOM, makro-moleküler hümik yapılar, küçük molekül ağırlıklı hidrofilik asitler, proteinler, yağlar, karboksilik asitler, amino asitler, karbonhidratlar ve hidrokarbonlar gibi organik maddeleri içeren heterojen bir karışımdır (Aiken vd., 1985; McKnight ve Aiken, 1998). Sulardaki doğal ve insan kaynaklı organik maddeler, OH●’ı tüketerek İOP vermini düşürür. Yüksek DOM konsantrasyonları, oluşan OH● miktarını azaltacağı için hedef kirleticinin giderim verimini de azaltır. Sularda yüksek konsantrasyonlarda DOM bulunması halinde etkin bir İOP uygulanabilmesi için daha yüksek oksidan dozu ve uzun temas süresi gerektirir. Nitrat ve nitrit: Hidrojen peroksit ve UV foto-oksidasyonu sonucu OH● oluşur. Su kaynağında UV absorbe edebilen bileşiklerin bulunması, hidroksil radikallerin üretimini azaltır ve daha az OH● oluştuğu için oksidasyon verimi de düşer. Nitrit ve nitrat, sırasıyla 230-240 nm ve 300-310 nm arasında UV ışığını absorplar. Yüksek nitrat veya nitrit konsantrasyonlarının bulunması (>1 mg/L) halinde, UV tabanlı İOP’lerin verimi önemli ölçüde azalmaktadır. Fosfat ve sülfat: Su kaynaklarında fosfat ve sülfat genellikle düşük konsantrasyonlardadır ancak OH● tüketici olduklarından dolayı girişim yaparlar. OH● ile reaksiyonları oldukça yavaş olduğundan ozon/ H2O2/UV sistemleri için bu iyonların etkisi ihmal edilebilir. Ancak TiO2 katalizörü kullanıldığı sistemlerde sülfat organik kirleticilerin bozunmasını önemli miktarda azaltmıştır (Crittenden vd., 1996). Bulanıklık: UV radyasyonu kullanılan İOP için suyun bulanıklığının artması oksidasyon verimini düşürür. Bulanıklık sudaki ışık geçirimliliğini azalttığı için UV ışığının absorplanması azalacak ve UV tabanlı İOP’lerde daha az OH● üretilmesine sebep olacaktır. 3.2. İOP’lerin Sınıflandırılması İOP’ler genel olarak OH● üreten prosesler olarak tanımlanır. İOP’lerin sınıflandırılması şematik olarak Şekil 3.1’de gösterilmiştir (Poyatos vd., 2009).


Şekil 3.1. İOP sınıflandırılması 3.2.1 Hidrojen Peroksit/Ozon (H2O2/O3) Ozon seçiçi ve güçlü bir oksidandır. Oksidasyon potansiyeli asidik koşullarda 2,07 V ve bazik koşullarda 1,24 V’dur. Ozon oksidasyonunda iki temel mekanizma rol oynar. Ozonlama sırasında ozonun bir kısmı doğrudan organik madde ile reaksiyona girerken, H2O2, UV radyasyonu ve doğal organiklerin bulunması durumunda ozon, zincir reaksiyonlar sonucu reaktif serbest radikaller oluşturur (Hoigne′ ve Bader, 1976; Glaze, 1990). Hidrojen peroksit katalizör olarak eklenmesi, ozonun parçalanmasını ve reaktif serbest radikallerin oluşumunu hızlandırır. Bu radikaller, süper oksit (O2

-), ozonit radikali (O3

-), ve hidroksil radikallerdir. Zayıf bir asit olan hidrojen peroksit suda kısmi olarak çözünerek hidroperoksit iyonuna (HO2

-) dönüşür. H2O2 iyonları ozonla reaksiyonu yavaştır ancak hidroperoksit iyonunun reaksiyonu oldukça hızlıdır. 3.2.2. UV sistemleri Fotokatalitik oksidasyon, su içinde düşük konsantrasyonlarda bulunan kirletici maddeleri uzaklaştırmak için kullanılan proseslerdir. Fotokatalitik oksidasyonda organik moleküllerin, hidrojen peroksit gibi çeşitli oksidanlar ve kısa dalga boylu UV ışığı radyasyonu ile okside olup minerilizasyonun gerçekleştiği proseslerdir. Parçalanma hidroksil radikallerinin oluşmasıyla meydana gelmektedir. 3.2.2.1. Ozon/UV (O3/UV) Hem gaz hem de sıvı fazda ozon, UV ışığını adsorbe eder. UV ışığının varlığında ozonun sudaki bozunması; hidroksil iyonları ile reaksiyona girerek ve UV ışığı ile fotoliz yoluyla gerçekleşir. UV/O3 kombinasyonu, doğal ve sentetik organik bileşiklerin giderimide bu oksidanların tek başına uygulandıkları proreslere göre daha etkindir. UV/O3 prosesi H2O2/UV prosesine göre daha fazla OH● üretir. 3.2.2.2. Hidrojen peroksit /UV (H2O2/UV) H2O2, 290 nm’den daha düşük dalga boyuna sahip UV ışığı ile etkileşip ışıl bozunma tepkimesi vererek hidroksil radikallerini oluşturur. Bu tepkime pH’ya, H2O2


konsantrasyonuna, UV ışıma süresi ve yoğunluğuna bağlıdır. Alkali koşullarda H2O2’nin ışıl bozunması artmakta ayrıca UV ışıma süresi ve yoğunluğun artması da oksidasyon verimini arttırmaktadır. H2O2 konsantrasyonu arttıkça hidroksil radikalleri oluşması artmaktadır (Benitez vd. 2000). 3.2.3. Kavitasyon: Mikrokabarcık oluşumunu ve kritik rezonans boyutuna ulaştıktan sonra bu kabarcıkların büzüşerek patlaması sonucu hidroksil radikal oluşumunu kapsayan bir prosestir. Bu mikrokabarcıklar çeşitli mekanizmalar sonucu oluşabilir: 1) su hızının bölgesel artışı 2) sonikasyon vasıtasıyla hızlı titreşim 3) statik basınçtaki azalma. 3.2.4. TiO2/UV Fotokatalitik oksidasyonda TiO2, SnO2, SnO, ZnO, ZnS gibi çok çeşitli fotokatalizörler kullanılmaktadır. Yarı iletkenler, iletkenlikleri fiziksel koşullardaki küçük değişimlerle büyük değişimler gösteren, ancak normal koşullardaki elektriksel iletkenlikleri zayıf olan kovalent katılardır (Akyol, 2004; Bauer vd. 1999). Fotokatalitik degredasyon sistemlerinde genellikle, yarı iletken olarak metal oksit fotokatalizörler kullanılır. Metal oksit yarı iletkenler diğer yarı iletkenlere kıyasla daha pozitif valens bandı potansiyellerine sahiptir. Bu nedenle; metal oksit yarı iletkenler yüksek oksidasyon potansiyellerine sahip boşluklar oluştururlar ve bu şekilde de hemen hemen bütün kimyasal maddeleri oksitleyebilirler. Yarı iletken olarak metal oksitlerin kullanıldığı süspansiyonlarda ışık etkisi ile OH• radikallerini oluşturmaktadır (Crittenden vd., 1996). Pek çok durumda nano büyüklükte TiO2 partikülleri kullanılır. Titanyum dioksitin zehirsiz oluşu ve suda çözünmemesinden dolayı tercih edilen bir katalizördür. Ayrıca TiO2’li ortamlarda çok kuvvetli oksitleyici tanecikler oluşmaktadır. TiO2 tabanlı fotokataliz reaksiyonlar, UV tabanlı diğer İOP’lere göre daha yüksek dalga boylarında (300-380 nm aralığında) tepkime verirler (Prairie vd., 1993; Sjogren,1995). 3.2.5. Fenton Tabanlı İOP OH• kimyasal ve fotokimyasal reaksiyonlar ile üretilmektedir ve en yaygın kullanılan kimyasal proses Fenton prosesidir. 1894 yılında H.J.H. Fenton tarafından keşfedilen ve daha sonra “Fenton Reagent” olarak adlandırılan Fenton prosesi 1960’lı yıllardan itibaren toksik organiklerin parçalanması amacıyla bir oksidasyon prosesi olarak uygulanmaya başlanmıştır (Aydın, 2002). Fenton arıtımı, oksidasyon ve koagülasyonu birleştirmiş olma avantajını taşımaktadır. Bu yöntem atıksuda bulunan kirleticilerin oksidasyon yoluyla arıtımının yanı sıra koagülasyon yoluyla da ikinci bir giderimi sağlamaktadır. Oksidasyon ve koagülasyonu birleştiren Fenton arıtımı bu sebepten ötürü çift arıtım etkisine sahiptir (Gülkaya, 2000). Fenton prosesi Fe2+ ve H2O2 karışımının varlığında gerçekleştirilen bir seri oksidasyon ve koagülasyon-flokülasyon uygulamasıdır (Fenton, 1894; Nam vd., 2001). Fenton prosesinde önce H2O2’in, Fe2+ katalizörlüğünde asidik bir ortam içerisinde OH• oluşturabilmesi özelliğinden yararlanılmaktadır ve bu şartlar altında aşağıdaki kompleks redoks reaksiyonları basamaklar halinde gerçekleşmektedir (Kitis vd., 1999). Hidrojen peroksit, kısmen güçlü bir oksidandır bununla birlikte; uygun peroksit konsantrasyonlarında kinetik sınırlamalardan dolayı DOM veya belirli kararlı kirleticiler için tek başına kullanılması durumunda etkin değildir. Radikallerin oluşumu çözeltilerde bir kompleks reaksiyon zinciri şeklindedir. Fe3+ iyonunun H2O2 ile reaksiyonu Fenton benzeri proses olarak adlandırılmaktadır. Fe+2 nin tüketimi sonucu hidroksil radikal üretilir. Fenton oksidasyonuna UV ışığı ilave edilirse Fe+3 den tekrar Fe+2 üretilir ve Fe+2


ve H2O2 den hidroksil radikal üretimi devam eder. Bu proses foto-fenton olarak adlandırlır. Fe+2 + H2O2

___________> Fe+3 + OH• + OH- (3.1) Fe+3 + H2O2

___________> Fe+2 + HO2•+ OH+ (3.2) 3.3. Su ve Atıksu Arıtımında Uygulamalar Birçok farklı organik maddeler hidroksil radikaller sayesinde giderilebilir ya da parçalanabilir (Çizelge 3.2). İOPler kentsel veya endüstriyel atıksu arıtımında aşağıdaki amaçlar için kullanılabilir. 1) organik (KOİ) içeriğin azaltımı 2) spesifik mikrokirletici giderimi 3) çamur arıtımı 4) kararlı organiklerin biyolojik parçalanabilirliğinin artırılması 5) renk ve koku giderimi Çizelge 3.2. Hidroksil radikaller tarafından okside edilebilen bileşikler (Bigda, 1995). Bileşikler Asitler

Formik, glükonik, laktik, malik, propiyonik, tartarik

Alkoller

Benzil, tert-butil, etanol, etilen glikol, isopropanol, metanol

Aldehitler

Asetaldehit, benzilaldehit, formaldehit, glikoksal, trikloroasetaldehit

Aromatikler

Benzen, klorobenzen, klorofenol, diklorofenol, p-nitrofenol, fenol, toluen, triklorofenol, ksilen, trinitrotoluen

Aminler

Anilin, dietilamin, dimetilformamid, EDTA, propanediamin, n-propilamin

Boyalar Antrakinon, diazo, monoazo

Eterler Ketonlar

Tetrahidrofuran, dihidroksiaseton, metil, etil, keton

Ayrıca, İOPler içme suyu arıtımında asağıdaki amaçlar için kullanılabilir.

1) doğal organik maddelerin (DOM) oksidasyonu ve dolayısıyla dezenfeksiyon yan ürünlerinin azaltımı ve kontrolü

2) tat, renk, koku giderimi 3) spesifik mikrokirletici giderimi 4) ileri derecede dezenfeksiyon 5) indirgenmiş maddelerin oksidasyonu


4. Ultraviyole Işını (UV) ile Dezenfeksiyon 4.1. Özet Bilgi Son yıllarda ultraviyole radyasyon (UV) prosesi konfigürasyonlarındaki gelişmeler, maliyetlerin diğer konvansiyonel kimyasal dezenfektanlarla (klor gibi) rekabet edebilir hale gelmesi, ve en önemlisi olarak içme suyu arıtımında dezenfeksiyon yan ürünleri (DYÜ) mevzuatlarının daha sıkılaştırılması ile UV dezenfeksiyonu özellikle gelişmiş ülkelerde artarak uygulanmaktadır. UV radyasyonu, hücre fonksiyonu için gerekli olan moleküler öğeleri değiştiren ve fotokimyasal bir reaksiyona sebep olan ışığın absorbe edilmesiyle organizmaları inaktive eder. UV, klor ve kloraminlere göre daha güçlü bir dezenfektan olup, aynı zamanda daha geniş bir mikroorganizma inaktive etme yelpazesine sahiptir. UV diğer kimyasal dezenfektanlardan farklı olarak DYÜ oluşturmaz; ve toksik/zararlı veya korozif kimyasalların üretim, tesis içi taşıma, nakil veya depolama ihtiyacını ortadan kaldıran fiziksel bir prosestir. İnsanlara veya sucul yaşama zarar verebilecek hiçbir kalıntı bırakmaz. Arıtma tesisi operatörleri için işletim ve bakım açısından kolaylıklar sağlar. Diğer dezenfektanlara göre daha kısa temas süresi gerektirir. UV sistemleri diğer dezenfeksiyon sistemlerine göre daha az tesis alanı gerektirir. İçme suyu ve atıksu arıtmada yeterli ekspertiz mevcuttur. UV dezenfeksiyonunun en önemli dezavantajları: düşük dozajlarda bazı sporları ve protozoa kistlerini inaktive etmekte yeterli olmayabilmesi; fotoreaktivasyon veya karanlık tamir mekanizmaları sonucu UV teması ile yara almış olan bazı mikroorganizmaların tekrar aktif hale geçebilmesi; suda yüksek miktarlardaki askıda katı maddelerin ve bulanıklığın UV transmisyonunu düşürüp aynı zamanda patojenleri UV’ye karşı koruyabilmeleri; ve içme suyu dezenfeksiyonunda UV kalıntı bırakmadığından, şebekede mikrobiyal yeniden büyüme riskini azaltmak için post-dezenfektan (klor veya kloramin) dozlanması ihtiyacı olarak sıralanabilir. Not: Ders notlarının “Ultraviyole Işını (UV) ile Dezenfeksiyon” başlıklı bu kısmı aşağıda detayları verilen makalede önceden basılmıştır. Kitis M., Soroushian F., Başbuğ M., Köksal A. ve Ekinci F.Y. (2003) Arıtma süreçlerinde ultraviyole radyasyonu ile dezenfeksiyon, Çevre Bilim & Teknoloji Dergisi, TMMOB Çevre Müh. Odası, 1(4), 3-17. 4.2. Giriş Ultraviyole radyasyonu (UV) ile dezenfeksiyon son yıllarda Kuzey Amerika ve Avrupa’daki gelişmiş ülkelerde gerek içme suyu gerekse de atıksu arıtma tesislerinde artan sayıda uygulamalarla önemli bir teknoloji konumuna gelmiştir. Güneş ışığındaki UV radyasyonunun bakteri öldürücü etkileri ilk defa 19.yüzyılın sonlarında bulunmuştur. Yapay UV kaynağı olarak civalı lambaların 1901’de geliştirilmesi, ve kuvartz’ın UV’yi geçiren materyal olarak 1906’da kullanılmasıyla, UV dezenfeksiyonu içme suyu arıtma tesislerinde ilk defa Marsilya’da 1910’da uygulanmıştır. Son yıllarda UV prosesi konfigürasyonlarındaki gelişmeler, maliyetlerin diğer konvansiyonel kimyasal dezenfektanlarla (klor gibi) rekabet edebilir hale gelmesi, ve en önemlisi olarak içme suyu arıtımında dezenfeksiyon yan ürünleri (DYÜ) mevzuatlarının daha sıkılaştırılması ile UV dezenfeksiyonu özellikle gelişmiş ülkelerde artarak uygulanmaktadır (Qualls ve Johnson, 1985; AWWA, 1991; NSF, 1991; Awad, 1993; Darby ve diğerleri, 1995; Malley ve diğerleri, 1995; USEPA, 1999a). Diğer dezenfektanlardan farklı olarak, UV radyasyonu mikroorganizmaları bütünüyle kimyasal etkileşimlerle imha etmez. Diğer bir deyimle, UV radyasyonu kimyasal değil


fiziksel bir dezenfeksiyon prosesidir. Bu açıdan UV’nin diğer kimyasal dezenfektanlara göre (klor, ozon, klordioksit, kloraminler gibi) en önemli avantajları kimyasal kalıntı bırakmaması, ve sudaki doğal organik maddelerle (DOM) kimyasal dezenfektanların reaksiyonu sonucu oluşan mutajenik, karsinojenik veya toksik etkileri olan DYÜ’leri oluşturmamasıdır (Combs ve McGuire, 1989; Darby ve diğerleri, 1995; Malley ve diğerleri, 1995; USEPA, 1999a). Ayrıca UV radyasyonu, UV sisteminden sonra suda kimyasal dezenfektan kalıntısı bırakmak amacıyla uygulanan post-dezenfeksiyon sonucu (post-klorlama gibi) oluşan DYÜ’lerin konsantrasyonunu ve tür dağılımını da etkilemez (Malley ve diğerleri, 1995; USEPA, 1996,1999a). Diğer bir deyimle, UV radyasyonu sudaki DOM karakterini değiştirmez. DYÜ’ler açısından bu avantajından dolayı, daha da sıkı hale getirilmekte olan çıkış DYÜ standartlarını sağlayamayan gelişmiş ülkelerdeki birçok içme suyu arıtma tesisi, dezenfeksiyon süreçlerini kimyasallardan UV radyasyonuna dönüştürmektedir. UV radyasyonu, hücre fonksiyonu için gerekli olan moleküler öğeleri değiştiren ve fotokimyasal bir reaksiyona sebep olan ışığın absorbe edilmesiyle organizmaları inaktive eder. UV ışınları mikroorganizmaların hücre duvarından içeriye girdikce, nükleik asitlerle ve diğer yaşamsal hücre elemanları ile etkileşir ve hücre zarar görür veya ölür. Eğer yeterli dozajda UV enerjisi mikroorganizmalara ulaşırsa, suyun istenen her derecede dezenfekte edilmesi sağlanmış olur. Bakteri ve virüsler gibi küçük mikroorganizmaların dezenfeksiyonu çok iyi sağlanmasına rağmen, mevcut literatürlerde, Giardia ve Cryptosporidium gibi daha büyük protozoaların inaktivasyonu için gerekli UV dozlarının bakteri ve virüsler için gerekli olandan daha yüksek olduğu görülmektedir (DeMers ve Renner, 1992; White, 1992; Campbell ve diğerleri, 1995; Clancy ve diğerleri, 1997; Soroushian, 1997; Soroushian ve diğerleri, 1996,1999; USEPA, 1999a). 4.3. UV Radyasyonu Kimyası UV radyasyonu, suyun içerisindeki maddeler tarafından yansıtılmak veya absorblanmak üzere suda hızlı bir şekilde dağılır. Sonuçta hiçbir kalıntı bırakmaz (Phillips, 1983; Groocock, 1984; Combs ve McGuire, 1989; NWRI, 1993; USEPA, 1996,1999a,b). Bu proses, DYÜ oluşumu bakımından cazip olmasına rağmen, yeniden kirlenmeye (mikrobiyal büyüme gibi) maruz kalabilecek şebeke sistemlerinde, korunmayı sağlamak için ikincil bir kimyasal dezenfektanı (klor veya kloraminler) gerektirir. UV radyasyonunun enerji dalgaları, X-ışınları ve görülebilir ışınlar spektrumları arasında kalan, 100-400 nm boyundaki elektromanyetik dalgalar alanına girer (Şekil 1). UV radyasyonu vakum UV (100-200 nm), UV-C (200-280 nm), UV-B (280-315 nm), ve UV-A (315-400 nm) olarak sınıflandırılabilir. Öldürücü etki açısından optimum UV aralığı UV-B ve UV-C arasında olup 245-285 nm’dir (Malley ve diğerleri, 1995; USEPA, 1999a). UV-A’nın öldürücü etkisi az olduğu için, pratik olmayan uzun temas süreleri gerektirir. Vakum UV mikroorganizmalara öldürücü etkiye sahip olsa da, küçük mesafelerde bile su tarafından fazlaca absorbe edilir, dolayısıyla su dezenfeksiyonunda kullanımı fizibil değildir.


Şekil 4.1. Elektromanyetik spektrum içindeki UV ışınları. UV radyasyonunun mikroorganizmaları imha ve inaktive etme derecesi doğrudan UV dozuna bağlıdır (White, 1992; USEPA, 1996; Blatchley, 1997; Tchobanoglous, 1997, Tchobanoglous ve diğerleri, 1999; Lyn ve diğerleri, 1999). UV dozu şöyle hesaplanır:

D=I x t (4.1) D=UV dozu, mW.sn/cm2 I=UV ışın şiddeti ,mW/ cm2 t=Temas süresi, sn Yukarıdaki bağıntıdan görüleceği üzere, UV dozu hidrolik bekleme süresine (dolayısıyla giriş debisiyle ters orantılı) ve ışın şiddetine bağlıdır. UV şiddeti ise suyun UV geçirimliğinin ve reaktör geometrisinin fonksiyonudur. Araştırmalara göre mikroorganizmalar UV radyasyonuna maruz bırakıldıklarında, eşit olarak artan zaman aralıklarında canlı hücrelerin sabit bir kısmı inaktive olmaktadır. Öldürücü etki açısından bu doz-tepki ilişkileri göstermektedir ki, kısa temas süreli ve yüksek şiddetli UV enerjisi, orantılı bir şekilde daha uzun temas süreli ama daha düşük şiddetli UV enerjisi ile aynı miktar ölümü sağlayabilir. Etkili inaktivasyon için gerekli UV dozu proje-spesifik olarak tayin edilmelidir, çünkü su kalitesi ve amaçlanan logaritmik (log) giderime bağlıdır. UV radyasyonu ile dezenfeksiyon: 1) hedeflenen öldürücü niteliklerle ışık üretimi, ve 2) bu ışığın patojenlere iletimini (transmisyonunu) içerir. Dolayısıyla, UV ile dezenfeksiyon teknolojisinde reaktörlerde ışık üretiminin ve üretilen ışığın UV lambalarındaki ve sudaki madde ve materyallerle olan etkileşiminin tespiti ve optimizasyonu tasarım ve işletim bağlamında önemlidir. Su ve atıksu arıtımında UV dezenfeksiyonu proseslerinde suyun UV ışını talebi genellikle 254 nm dalga boyunda spektrofotometre ile tayin edilir. Ölçülen değer birim derinlikteki (spektrofotometre küvetinin boyutu) absorbsiyon enerjisini ya da absorbansı


verir. UV teknolojisinin dezenfeksiyon için uygunluğunu tayin etmekte kullanılan en önemli parametre % transmisyon’dur (% iletim/geçirgenlik):

% transmisyon=100 x 10-A (4.2) A=absorbans. Çizelge 4.1’de değişik su kaliteleri için % transmisyon ve absorbans değerleri verilmiştir. Debi ile birlikte en önemli tasarım kriteri olan % transmisyon UV teknolojisinin herhangi bir su için uygulanabilirliğini ve ekonomikliğini ifade eder. % transmisyon arttıkca gerekli UV ışın şiddeti ya da diğer bir deyimle lamba elektrik gücü ya da toplam lamba sayısı azalır; bu da ilk yatırım maliyetini ve işletme masraflarını (en temeli lambaların elektrik masrafıdır) önemli ölçüde azaltır. Örneğin, kentsel atıksu arıtma ön-çökeltim çıkışı (birincil arıtma çıkışı) tipik transmisyon değerleri %20-30 arasındadır; bu değerler de UV prosesinin nispeten ekonomik olabileceği minimum değerlerdir. Ancak bu değerlerin ekonomiklik sınırına çok yakın olmasından dolayı UV dezenfeksiyonu çoğunlukla birincil arıtma çıkışları yerine son çökeltim çıkışlarına (ikincil arıtma çıkışları) uygulanır. Bu da zaten tipik bir dezenfeksiyon uygulama noktasıdır. İçme suyu arıtmada ise transmisyon değerleri %70-90 civarlarında olduğu için UV prosesi diğer kimyasal kökenli dezenfektanlarla teknik ve ekonomik bağlamda daha iyi rekabet edebilir. Çizelge 4.1. Su kalitesi ve % transmisyon ilişkileri (DeMers ve Renner, 1992; USEPA, 1999a).

Ham su kalitesi Absorbans (absorbans birimi/cm) % Transmisyon

Mükemmel 0.022 95 İyi 0.071 85

Orta 0.125 75 4.4. Proses Değişkenleri Elektromanyetik dalgalar formundaki enerji olan UV radyasyonun etkinliği kimyasal su kalitesi parametrelerine genellikle bağlı değildir. Örneğin, pH, sıcaklık, alkalinite, ve toplam inorganik karbon UV dezenfeksiyonunun toplam verimini önemli miktarlarda etkilemez (Yip ve Konasewich, 1972: AWWA ve ASCE, 1990). Fakat sudaki sertlik UV lambalarının fonksiyonel ve temiz tutulmasında problemler çıkarabilir. Oksidantların (ozon ve/veya hidrojen peroksit gibi) ilavesi veya sudaki varlığı UV radyasyonunun etkinliğini artırır. Bazı çözünmüş veya askıda katı maddelerin varlığı ise mikroorganizmaları UV radyasyonundan koruyabilir (Qualls ve diğerleri, 1983). Yine, bazı organik maddeler (hümik asitler, fenoller, lignin türü bileşikler), metaller (demir, krom, kobalt, bakır ve nikel), sülfitler, ve nitritler UV dezenfeksiyon verimini azaltırlar (Yip ve Konasewich, 1972; Snider ve diğerleri, 1991; DeMers ve Renner, 1992; USEPA, 1999a). Bu azaltım iki nedenle gerçekleşir: 1) bu tür maddeler UV ışığını absorblayıp mikroorganizmalara ulaşması istenilen UV şiddetini dolayısıyla dozunu azaltırlar ve 2) sudaki UV ışını transmisyonunu yansıtma, kırma sonucu engelleyip UV dozunu azaltırlar. Buna göre de, absorbans katsayısı bu ihtiyacın bir belirtisi olup, tüm sular için özgündür. Sonuçda, spesifik tasarım parametreleri sular için değişkendir, ve her aplikasyon için ampirik olarak belirlenmelidir. İnaktivasyon için UV’nin mutlaka mikroorganizmalar tarafından absorblanması gerekir. Dolayısıyla, UV’nin mikroorganizmalara ulaşmasını engelleyen herhangi bir etmen


dezenfeksiyon verimini düşürecektir (Yip ve Konasewich, 1972; Scheible ve Bassell, 1981; Qualls ve diğerleri, 1983,1989; Severin ve diğerleri, 1983a,b; NWRI, 1993; Whitby ve Palmateer, 1993; Blatchley ve Hunt, 1994; Snicer ve diğerleri, 1996; USEPA, 1999a,b). UV dezenfeksiyon verimini etkileyen etmenler ana hatlarıyla şöyle sıralanabilir: • UV lambaları yüzeylerinde gelişen kimyasal ya da biyolojik filmler • Çözünmüş organikler ya da inorganikler • Mikroorganizmaların kümeleşmesi ya da agregasyonu • Bulanıklık • Renk • UV reaktörlerindeki hidrolik kısa devreler. UV lambalarının üzerinde zamanla birikip film oluşturan katılar uygulanan UV ışın şiddetini, dolayısıyla da dezenfeksiyon verimini düşürür. Suyun ve lambaların güneş ışınları ile temasının kesilmesi ve düzenli temizleme ile biyofilm oluşması en aza indirgenebilir. Biyofilmlere ek olarak, lambalar üzerinde oluşan kalsiyum, magnezyum ve demir kökenli tortular da işletim problemleri arasındadır. Yüksek konsantrasyonlarda demir (>0.1 mg/L), sertlik iyonları (kalsiyum, magnezyum) (>140 mg/L), sülfitler (hidrojen sülfit, >0.2 mg/L), ve organik madde içeren sular daha fazla tortu ya da tabaka oluşturma potansiyeline sahiptirler (DeMers ve Renner, 1992; USEPA, 1999a). Su pH’sı ve sertliği metallerin ve karbonatların çözünürlüğünü etkiler. UV lambalarındaki karbonat kökenli tortular da UV ışın şiddetinin suya iletimini önemli ölçüde azaltır. Sudaki partiküller, içerilerinde konumlanıp çoğalabilen mikroorganizmaları UV’ye karşı korudukları ve UV transmiyonunu yansıma ve kırılma ile azalttıkları için dezenfeksiyon verimini azaltırlar (Qualls ve diğerleri, 1983; Parker ve Darby, 1995) (Şekil 4.2). Bulanıklığa sebep olan bu partiküllerin etkilerine benzer olarak, mikroorganizmaların kendileri de floklaşıp agregalar halinde bulunursa flokların iç tarafındaki organizmalar UV’ye karşı korunmuş olurlar (Petri ve diğerleri, 2000) (Şekil 4.2). Partikül büyüklük dağılımı da gereken UV dozu miktarını etkiler. Büyük partiküller (>40 μm çapta) mikroorganizmaları daha çok koruyup, UV’yi bloke edip, yansıtırlar. Bu da dezenfeksiyon için UV talebini artırır.

Şekil 4.2. UV dezenfeksiyon verimini etkileyen mikroorganizma-partikül ilişkileri (Tchobanoglous, 1997; USEPA, 1999a).


UV reaktörlerinin yetersiz tasarımı, zayıf geometrileri ve lambalar arasındaki fazla boşluktan dolayı reaktörlerde ölü hidrolik bölgeler ve kısa devreler oluşabilir (Hazen ve Sawyer, 1992). Bu durum dezenfeksiyon verimini düşürür. UV dozu ışık şiddetinin ve temas süresinin fonksiyonu olduğu için reaktörlerde hidrolik kısa devre oluşturmadan tüm akımın homojen bir şekilde UV ile gereken sürelerde temas ettirilmesi çok önemlidir. Bu da ölü bölgeler oluşmasını engelleyecek tasarım kriterlerinin seçimi ile gerçekleşir. UV reaktörlerinde piston akımlı şartlarda çalışılır. Ancak lambalar arasında akının radyal karışımını sağlayacak bir miktar turbülans da oluşturulmak istenir. Böylelikle, akım UV şiddetinin farklı olduğu bölgelerde (lambadan uzaklaştıkca UV transmisyonu dolayısıyla şiddeti azalır) üniform olarak dağıtılır, ve tüm su parçacıklarının optimum olarak UV ile temas ettirilmesi sağlanır. UV sistemlerinde temas süreleri saniyeler mertebesinde olduğu için, sistemin çok efektif olarak hidrolik kısa devreler oluşmadan çalışması kritiktir (Sobotka, 1993; USEPA, 1999a). Son yıllarda gelişen teknolojiler ve artan ekspertiz ile birlikte UV sistemi üreticileri bu şartları kolaylıkla sağlayabilmektedir. 4.5. Mikrobiyal İnaktivasyon Mekanizmaları UV dezenfeksiyonu ile inaktivasyon mekanizmaları kimyasal dezenfektanların mekanizmalarından oldukca farklıdır. Kimyasal dezenfektanlar mikroorganizmaları hücresel yapıları parçalayarak ya da zarar vererek, ve metabolizmayı, biyosentezi ve/veya büyümeyi engelleyerek inaktive ederler. UV dezenfeksiyonunda ise 240-280 nm arasındaki UV radyasyonu mikroorganizmaların DNA ve RNA’larındaki nükleik asitlerin yapılarını bozarak inaktivasyonu gerçekleştirir (Rubin ve diğerleri, 1981; Slade ve diğerleri, 1986; Havelaar ve diğerleri, 1990; USEPA, 1999a;). Bu bozulmanın nedeni nükleik asitlerin 240-280 nm’deki UV enerjisini büyük miktarlarda absorblamasıdır (Jagger, 1967). Sitozin (DNA ve RNA’da), timin (sadece DNA’da), ve urasil (sadece RNA’da) pirimidin moleküllerinin temel 3 türüdür. UV absorbsiyonu sonucu oluşan DNA’daki zarar da genellikle pirimidin moleküllerinin dimerizasyonundan kaynaklanır. Şekil 4.3’de gösterildiği gibi adenin ile bağlanması gereken timin UV absorbsiyonu sonucu başka bir timinle bağlanıp dimerizasyona uğrayınca normal DNA replikasyonu gerçekleşmez, gerçekleşse bile bölünme özelliğini yitirmiş mutant hücreler meydana gelir (Snider ve diğerleri, 1991; USEPA, 1996). UV radyasyonu nükleik asitlerdeki pirimidin moleküllerine 6 çeşit mekanizma ile zarar verebilir: • tek ve çift sarmallı zincirler kırılabilir, • DNA-DNA yan bağları bozulabilir, • Protein-DNA yan bağları bozulabilir, • Pirimidin hidratlar oluşabilir, • Pirimidin-pirimodon foto-yan-ürünler oluşabilir, ve • Pirimidin dimerleri oluşabilir.


Şekil 4.3. UV radyasyonu ile DNA yapısının bozulup inaktivasyonun gerçekleşmesi (Tchobanoglous, 1997; USEPA, 1996,1999a). Hücre bölünmesi için gerekli genetik kodlara sahip DNA ve RNA’nın yapılarının bozulmasıyla hücreler bölünüp çoğalamaz ve bölünemeyen bir hücre teknik olarak inaktive olmuş olur. Genel olarak mikroorganizmaların DNA’larına en çok zararı veren UV dalga boyu yaklaşık 254 nm’dir (Wolfe, 1990; Von Sonntag ve Schuchmann, 1992; USEPA, 1996,1999a). Dolayısıyla, arıtma proseslerinde de çoğunlukla bu dalga boyu ile çalışılır. 4.6. Mikrobiyal Yeniden Aktivasyon (reaktivasyon) UV dezenfeksiyonunun önemli dezavantajlarından bir tanesi, belirli koşullar altında, bazı organizmalar, zarar görmüş DNA’yı tamir edebilir ve aktif haline dönerek tekrar çoğalabilir (Knudson, 1985; USEPA, 1986; Whitby ve Palmateer, 1993; Lindenauer ve Darby, 1994; Hoyer, 1998). Bu tamir mekanizmaları karanlık tamir mekanizması ve güneş ışığıyla temas sonucu fotoreaktivasyon olarak gruplandırılabilir. Fotoreaktivasyon genellikle, etkin dezenfeksiyon dalga boyu aralığının dışında kalan görünür güneş ışınlarının katalizleme etkisinin bir sonucu olarak meydana gelir. Reaktivasyon derecesi organizmalara göre değişir. Koliform indikatör organizmalar ve Shigella gibi bazı bakteriyel patojenler fotoreaktivasyon mekanizması göstermişlerdir. Fakat virüsler (kendisi fotoreaktif olan bir organizmanın içinde yaşayıp enfekte etme durumları hariç) ve diğer bazı bakteri türleri fotoreaktif olamazlar (USEPA, 1980,1986; Hazen ve Sawyer, 1992). İlerleyen zamanla birlikte DNA’ya verilen zarar geri dönüşümsüz olduğundan fotoreaktivasyonun gerçekleşmesi için kritik bir peryod vardır. Diğer bir deyimle, UV’ye maruz kalma ile güneş ışığı görme arasındaki süre fotoreaktiflik üzerinde önemli bir etkiye sahiptir. Fotoreaktivasyonu en aza indirgemek için UV sistemlerinin dezenfekte edilmiş akımın güneş ışığından korunacak şekilde (örneğin üstü kapalı kanallarla) tasarlanması gerekmektedir. Fotoreaktivasyon veya foto-tamir hedeflenen log giderim için gerekli UV dozunu artırır (Hoyer, 1998). Doygunluk değerine ulaşana kadar foto-tamir hızı sabittir. Yine foto-tamir hızı organizmaya ve de UV zararının derecesine bağlıdır. Organizmanın nütriyent durumu da foto-tamir kabiliyetini etkiler. Güneş ışığında olduğu gibi reaktive edici ışığın olmadığı durumlardaki tamir

DNA çift sarmal

Pirimidin moleküllerinde replikasyonu inhibe eden çift bağların oluşumu


“karanlık tamir” olarak adlandırılır. Karanlık tamir enzimlerle yönlendirilen bir tamir türüdür. Ana hatlarıyla UV tarafından zarar görmüş DNA tamir mekanizmaları şöyle sıralanabilir (Knudson, 1985): • fotoreaktivasyon • zarar görmüş DNA kısımlarının kesip çıkarılarak tamiri (karanlık tamir) • rekombinasyonal tamir • hataya karşı yapılan oto-kontrol tabanlı tamir 4.7. Dezenfeksiyon Etkinliği UV ile dezenfeksiyon bakteri ve virüsleri etkin bir şekilde inaktif hale getirir. UV’nin genel olarak klor ve kloraminlere göre mikroorganizmaları inaktive etme gücünün daha fazla olduğu birçok çalışmada tespit edilmiştir (Slade ve diğerleri, 1986; USEPA, 1996,1999b). Pek çok bakteri ve virüsler inaktif hale gelmek için oldukça düşük dozda UV gerektirir, bu değer tipik olarak 1 log’luk (%90) inaktivasyon için 2-6 mW.sn/cm2 aralığındadır (Kruithof, 1989; AWWA, 1991; Lindenauer ve Darby, 1997; USEPA, 1999a). Protozoa kistleri ise, özellikle Giardia ve Cryptosporidium, UV inaktivasyonuna diğer mikroorganizmalardan çok daha dayanıklıdır ve daha yüksek UV dozu gerektirir (Rice ve Hoff, 1981; Carlson, 1982; Karanis, 1992; Campbell ve diğerleri, 1995; Clancy ve diğerleri, 1997; Johnson, 1997). Ayrıca, Giardia inaktivasyonu için gerekli dozu etkileyen iki etmen mevcuttur: parazitin kaynağı ve organizmanın bulunduğu büyüme aşaması (Karanis, 1992). Çizelge 4.2 bazı su kaynaklı mikroorganizmaların inaktivasyonu için gerekli UV dozlarını özetlemektedir. Çizelge 4.2. Bazı su kaynaklı mikroorganizmaların inaktivasyonu için gerekli UV dozları.

Gerekli UV Dozu (mW.sn/cm2) Mikroorganizma 1-Log İnaktivasyon 3-Log İnaktivasyon Su Kaynaklı Bakteriler Campylobacter jejuni 1.1 1.8-3.8 Escherichia coli 1.3-3.0 3-7 Klebsiella terrigena 3.9 9.1 Legionella pneumophila 0.92-2.5 2.8-7.4 Salmonella typhi 2.1-2.5 6.6-7.0 Shigella dysenteriae 0.89-2.2 2.1 Vibrio cholerae 0.65-3.4 2.2-2.9 Yersinia enterocolitica 1.1 2.7-3.7 Su Kaynaklı Enterik Virüsler, Bakteri Sporları, ve Kolifajlar Adenovirus strain 23.6-30.0 80-90 Coxsackie virus 11.9-15.6 25-46.8 Echovirus type 10.8-12.1 32.5-36.4 Hepatitis A Virus 3.7-7.3 15-21.9 Poliovirus type 5-12 23.1-36.1 Reovirus 15.4 45-46.3 Rotavirus 8.0-9.9 25-30 Bacillus subtilis spores 14.2 39.9 Coliphage MS2 18.6 55-65

Not: UV dezenfeksiyonu sırasında sudaki fizikokimyasal şartlar optimize edilerek veriler elde edilmiştir (suda düşük UV absorbsiyonu, düşük bulanıklık, agregasyonu azaltmak için UV öncesi filtrasyon yapılması gibi).


4.8. UV Radyasyonu Üretimi UV radyasyonu üreten lambalara güç sağlamak için elektrik enerjisi gereklidir. UV dezenfeksiyonunda kullanılan tipik lambalar, argon gibi inert bir gaz ve az miktarda civa ile doldurulmuş kuvartz bir tüpten oluşur. UV lambaları floresan lambalara çok benzer şekilde çalışırlar. UV radyasyonu, çoğu ünitelerde, UV enerjisini üretmek için iyonize civa buharıyla birlikte elektron akımıyla yayılır. Normal floresan ve UV lambaları arasındaki fark, floresan ampüllerinin, UV radyasyonunu görünür ışığa dönüştüren fosfor ile kaplanmış olmasıdır. UV lambaları ise fosforla kaplanmamıştır ve böylece ark tarafından üretilen UV radyasyonunu iletirler (Phillips, 1983; White, 1992; USEPA, 1996,1999a). Gaz deşarjındaki civa, pek çok ticari UV lambalarından salınan UV’den sorumludur. Dezenfeksiyon uygulamaları için düşük basınçlı ve orta basınçlı lambalar mevcuttur. Düşük basınçlı lambalar maksimum enerji çıkışlarını 253.7 nm dalga boyunda sağlarlar. Orta basınçlı lambalar ise 180–1370 nm dalga boyu aralığında enerji salgılarlar. Orta basınçlı lambaların ürettiği UV şiddeti düşük basınçlı lambalardan oldukça fazladır. Bu nedenle, eşdeğer bir dozaj için, daha az sayıda orta basınçlı lamba kullanmak yeterli olur. Küçük tesisler için, orta basınçlı sistem tek bir lambadan oluşabilir. Organizmaların inaktivasyonu için her iki lamba türü de iyi çalışmasına rağmen küçük tesisler için düşük basınçlı lambalar tavsiye edilir. Çünkü tek bir orta basınçlı lambaya karşı, birkaç düşük basınçlı lambanın kullanılması işletim açısından (sürekli arıtım/su üretimi ve temizleme peryotları arasındaki yeterli işletim açısından) daha güvenilirdir (DeMers ve Renner, 1992; Soroushian, 1997; Parrotta ve Bekdash, 1998). Tipik düşük basınçlı lambalar, suyu lamba yüzeyinden ayırmak için, kuvartz bir tüple kuşatılmışlardır. Lamba yüzeyini optimum işletme sıcaklığı olan 40 oC’de tutmak için bu arajman gereklidir. Kuvartz tüplere alternatif olarak teflon tüpler de mevcut olsa da, teflon tüpler UV radyasyonunun %35’ini absorblarken, kuvartz tüpler sadece %5’ini absorblarlar (Combs ve McGuire, 1989). Bu yüzden, teflon tüpler tavsiye edilmezler. Balastlar UV lambalarına giden elektriği kontrol eden transformatörlerdir. Balastlar erken arızaları önlemek için 60 oC’nin altındaki sıcaklıklarda işletilmelidirler. Tipik olarak, balastlar çok yüksek ısı ürettiği için UV sisteminin bulunduğu ortamlarda soğutma fanları veya klimalar gereklidir (White, 1992; USEPA, 1996,1999a). Genel olarak, UV lambalarıyla kullanılan iki tip transformatör vardır: elektronik ve elektromanyetik. Elektronik balastlar elektromanyetik balastlardan çok daha yüksek frekansta çalışırlar. Bu da daha düşük lamba işletme sıcaklığı, daha az enerji tüketimi, daha az ısı üretimi, ve daha uzun balast ömrü demektir (DeMers ve Renner, 1992). 4.9. UV Dezenfeksiyon Teknolojileri Atıksu ve içme suyu arıtımında uygulanan UV dezenfeksiyon teknolojileri ve konfigürasyonları Şekil 4.4’de şematik olarak gösterilmiştir (Soroushian, 1997; Soroushian ve diğerleri, 1996,1999). Tüm sistemlerdeki UV radyasyonu kaynağı civa buharlı lambalardır. Düşük ve orta basınçlı lambalardaki civa buharı basınç aralıkları elektrik enerjisini radyasyona en yüksek oranda dönüştürür. Düşük basınçlı lambalar UV radyasyonu üretiminde daha verimli olmalarına rağmen toplam üretilen UV radyasyonu açısından orta basınçlı lambalardan daha zayıftırlar. Konvansiyonel düşük basınçlı lamba kullanılan dezenfeksiyon sistemlerinde üç temel reaktör dizaynı vardır: açık kanal, kapalı kanal, ve teflon tüpler. Yeni uygulamalar lambaları yatay ve akıya paralel veya düşey ve akıya dik olan modüler açık kanal sistemleridir (Şekil 4.5 ve 4.6). Kapalı kanal (Şekil 4.7 ve 4.8) ve teflon tüp gibi diğer uygulamalar, 1980’lerin başlarında UV


teknolojileri gelişmekte iken sıklıkla kullanılmıştır. Günümüzde bu tür konfigürasyonlar artık seyrek uygulanmaktadır. Şekil 4.9’da teflon tüp dizaynı şematik olarak gösterilmiştir. Düşük basınçlı yüksek ışın şiddetindeki UV sistemleri nispeten yeni uygulamalardır. Düz lamba teknolojisi kapalı kanallarda daha çok içme suyu dezenfeksiyonunda uygulanır. Konvansiyonel lambalar ise açık kanallarda atıksu dezenfeksiyonunda uygulanır. Orta basınçlı yüksek ışın şiddetindeki UV sistemleri 1980’lerin sonlarından beri Kuzey Amerikada atıksu dezenfeksiyonunda kullanılmaktadır. Bu tür lambaların uygulandığı üç tür dizayn mevcuttur: yatay ve akıya paralel, düşey ve akıya dik, ve boru içi. Şekil 4.10 ve 4.11’de boru içi UV reaktör dizaynları gösterilmiştir.

Şekil 4.4. UV dezenfeksiyon teknolojileri ve konfigürasyonları.


Şekil 4.5. Açık kanal, yatay ve akıya paralel UV lambalı reaktörler.

Şekil 4.6. Açık kanal, düşey ve akıya dik UV lambalı reaktörler.

Şekil 4.7. Kapalı kanal, yatay ve akıya paralel UV lambalı reaktörler.


Şekil 4.8. Kapalı kanal UV sistemi.

Şekil 4.9. Teflon tüp UV reaktörü.

Şekil 4.10. Boru içi UV reaktörü.

Giriş


Şekil 4.11. Boru içi düz lambalı UV reaktörü. 4.10. UV Reaktör Dizaynı Konvansiyonel UV reaktörleri çoğunlukla iki tiptir: kapalı reaktör ve açık kanal. İçme suyu dezenfeksiyonu uygulamalarında genellikle aşağıdaki sebeplerden dolayı kapalı reaktör tercih edilir (USEPA, 1996): • daha küçük alan ihtiyacı, • minimum hava kaynaklı madde kirliliği, • personelin UV’ye minimum maruz kalması, ve • tesisat kolaylığı için modüler dizayn. Konvansiyonel UV dezenfeksiyon sistemlerinin diğer dizayn özellikleri şöyle sıralanabilir: • UV lambasının çıkış şiddetindeki düşüşleri gösteren UV sensörleri, • Alarmlar ve kapatma sistemleri, • Otomatik veya manuel temizleme peryotları, ve • Uzak tesisler için uzaktan elektronik kontrol sistemleri. Kapalı bir UV reaktörünün dizaynında dikkate alınması gereken temel unsurlar dispersiyon, türbülans, etkin hacim, hidrolik tutulma süresi dağılımı, ve debidir (USEPA, 1996; Lyn ve diğerleri, 1999). İdeal bir UV reaktörü ardışık sürekli akımlı reaktör karakteristiklerine sahip olup, minimum dispersiyona izin vermelidir. Böylece, reaktör içinden geçen herbir su elementi yaklaşık aynı tutulma süresinde reaktör içinde kalır. Ardışık reaktör karakteristiklerine ek olarak, ideal bir UV reaktörü, ölü noktaları elimine etmeyi sağlayan akım yönünden radyal olarak türbülanslı bir akıma sahip olmalıdır. Bu radyal türbülanslı akım tipi UV radyasyonunun suya üniform uygulanmasını artırır. Radyal türbülanslı akımın bir dezavantajı, bir miktar aksiyel dispersiyon oluşturması, böylece de ardışık reaktör akım karakteristiklerinin engellenmesidir. Giriş ve çıkış noktalarının kasti olarak dengesiz konumlanması ve delikli sabit plakaların kullanılmasıyla ardışık reaktör akım karakteristikleri ve türbülanslı akım arasındaki çelişkili durum ortadan kaldırılmaya çalışılır (USEPA, 1996). Her dezenfeksiyon uygulamasında, dizayn öncesi, UV’nin verimini ve yeterliliğini saptamak için öncelikle pilot tesisde denemeler yapılıp gerekli verilerin (dozaj tespiti


gibi) toplanması tavsiye edilmektedir (NWRI, 1993; Chiu ve diğerleri, 1999). Pilot tesis yeterlilik testinde giriş suyuna konsantrasyonu belli bir mikroorganizma (genellikle MS2 faj virüsü) dozlanır, ve UV teması sonucu çıkış suyu numunelerinde konsantrasyonlar ölçülüp giderim verimi tespit edilir. Bu pilot testler, değişik UV dozlarında ve işletim şartlarında, bir kaç hafta süreyle devam ettirilir. İçme suyu UV dezenfeksiyonu için ‘The National Science Foundation’ mevzuatı (Standart 55), eğer UV transmisyonu % 75'den azsa UV dezenfeksiyonunun kullanılmamasını önermektedir (NSF, 1991). Eğer doğal suyun UV transmisyonu % 75'den azsa, transmisyonu artırmak için UV sisteminden önce diğer arıtma prosesleri uygulanmalı (filtrasyon gibi), ya da farklı dezenfektanlar kullanılmalıdır. UV dezenfeksiyon tesisleri değişken debilere karşı esneklik sağlayacak şekilde dizayn edilmelidir. Küçük debiler için tek bir UV reaktörü yeterli olabilir. Birinci reaktör servis dışı kaldığında, yedek amaçlı eşit kapasitede ikinci bir reaktör tasarlanmalıdır. Yüksek debiler için multi-reaktör sistemi uygulanır. Bu reaktörler aşırı hidrolik yüklemeyi engellemek ve her reaktöre gelen debiyi dengelemek için, debi ayırma kapasitesine ve lead/lag kontrol sistemine sahip olmalıdır. Reaktörleri birbirinden izole etmek için vanalar kullanılır. Ayrıca, reaktör servis dışı kaldığında içindeki suyu boşaltmak için pozitif drenaj sistemi kullanılır. Reaktörler içine yerleştirilmiş on-line UV ışın şiddeti metreleri (probları) ile lambalardan çıkan radyasyon tespit edilir (DeMers ve Renner, 1992; White, 1992). Bu ışın şiddeti okumaları ve reaktörlerden geçen debinin tespiti ile uygulanan UV dozu saptanır. 4.11. İşletim Esasları UV lambalarının çıkış şiddeti zamanla azalır. Lambaların performansını iki faktör etkiler: solarizasyon ve elektrot bozulması. Solarizasyonda UV radyasyonunun kendisi lambanın koyulaşmasına ve geçirgenliğinin azalmasına neden olur. Elektrot bozulması ise lambalar açılıp kapatıldıkca zamanla gerçekleşir. Lambaların sık sık açılıp kapatılması lamba ömrünün erken tüketilmesine neden olur. UV dozu gereksinimi saptanırken, UV çıkış şiddetindeki %30 azalma, lamba ömrünün dolduğu nokta olarak kabul edilir. Düşük basınçlı UV lambaları için tahmini ortalama ömür yaklaşık olarak 8800 saattir. Kuvartz tüplerin tıkanması suya ulaşan UV radyasyonu miktarını azaltır. Kuvartz tüpler yeni ve temizken %90 transmisyona sahiptir. Zamanla, kuvartz tüplerin suya temas eden yüzeyleri, iletkenliğin azalmasına sebep olan organik ve inorganik kalıntılar toplar, ve bu da kuvartz tüpten suya transmisyonu azaltır (USEPA, 1996). UV dezenfeksiyon sistemlerinin işletiminde, kuvartz tüplerinUV transmisyonundaki %30 azalma kuvartz tüplerin tıkandığının göstergesi olarak kabul edilir. Reaktör çevresinde, UV lambalarının değiştirilmesi ve bakımı sırasında geçişi sağlayan boşluklar bırakılmalıdır. Modüler elektrik bağlantıları ile lamba değiştirme işlemi, eski lambayı söküp, devre dışı bırakıp, yeni lambayı takmak şeklindedir. Kuvartz tüplerin temizliği kimyasal ve fiziksel yollarla yapılabilir. Fiziksel yöntemler: otomatik mekanizmalı silici, ultrasonik cihazlar, yüksek basınçlı suyla yıkama, ve basınçlı havayla temizlemedir. Kimyasal temizleyiciler sülfürik ve hidroklorik asit içerir. Bir UV reaktöründe bir ya da daha fazla fiziksel temizlik sistemi bulunabilir. Buna ek olarak, ihtiyaç olabilmesi durumunda, kimyasal yöntemle temizleme sistemi de tasarıma eklenir. UV sistemlerinde etkili işletim ve bakım şunları gerektirir: peryodik denetimler, hassas


duyarlılık için ışın şiddet metresinin kalibrasyonu ve reaktörün iç kısmının gözden geçirilmesi ve/veya temizliği. UV radyasyonu üretimi ciddi miktarlarda elektrik enerjisi gerektirir. Arıtmada kesiksiz dezenfeksiyon önemli olduğu için UV sistemleri elektrik kesintilerine ya da arızalarına karşı önlemli olarak tasarlanmalıdır. Kesiksiz işletim için dual besleme sistemi veya standby jeneratörler gerekir. Her bir düşük basınçlı UV lambası yaklaşık 100 watt standby enerjisi gerektirir. Diğer bir önlem de tüm UV sistemini aynı motor kontrol merkezinden beslememektir.


5. Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı 5.1. Neden Geri Kullanım? Hızlı nüfus artışı, aşırı sanayileşme, artan kuraklık, ve aşırı tüketim ile birlikte tatlı su kaynakları global ölçekte hızla tükenmektedir. Bu problem özellikle ülkemizin de coğrafyasında bulunduğu Balkanlar ve Ortadoğuda son yıllarda daha da önemli hale gelmekte ve artık sahip olunan su kaynakları ülkeler arasındaki stratejik ilişkiler ve pazarlıkların ana unsurlarından biri olmaktadır. Artan talebe karşılık tatlı su kaynaklarını yenileyip miktarını artırmak teknik ve ekonomik açıdan sınırlayıcı olduğu için sürdürülebilir kalkınmayı sağlayabilecek değişik pratik çözümlere ihtiyaç vardır. Bu bağlamda ‘temiz su kaynaklarını korumanın ilk yolu atıksuları geri kazanma ile başlar’ düşüncesi ile arıtılmış atıksuların geri kazanımı ve birçok değişik amaçlı geri kullanımı için son yıllarda çalışmalar ve uygulamalar artmıştır. Atıksuların geri kullanımı ile hem tatlı su kaynaklarının tüketimi azaltılmakta hem de deşarj edilen arıtılmış atıksuların çevresel etkileri en aza indirilmektedir (WHO, 1989; USEPA, 1992). Birleşmiş Milletler dünyadaki su rezervlerinin yalnızca %2,5 oranındaki bir kısmının tatlı su kaynağı olduğunu ve 25 yıl içerisinde dünya nüfusunun üçte ikilik kısmının kuraklık çeken bölgelerde yaşamak zorunda kalacağını tahmin etmektedir. Bu sebeplerden dolayı, suların arıtılıp geri kullanılması en az yeni su kaynaklarının bulunması kadar önemli ve acildir (WHO, 1989; USEPA, 1991,1992). Atıksuların geri kullanım alanlarının ve miktarlarının artmasıyla birlikte, arıtma teknolojileri de hızlı bir şekilde gelişmektedir. Önceleri arıtılmamış ham atıksuyun kullanıldığı birçok alanda artık ters osmoz ve ultrafiltrasyon gibi gelişmiş membran prosesleriyle arıtılan atıksular kullanılmaktadır. Böylece, halk sağlığının korunması ve kullanıcının spesifik su kalitesi gereksinimlerinin sağlanması amaçlanmaktadır. Ayrıca arıtma teknolojilerindeki gelişmeler ve sudaki kirleticilerin kimyalarının daha iyi anlaşılmasıyla birlikte atıksuların geri kullanımı ile ilgili mevzuatlar da yenilenmekte ve daha sıkı hale gelmektedir. Ülkemizde toplam kullanılabilir yeraltı ve yerüstü su miktarı 112 milyar m3 olup, kişi başına düşen toplam kullanılabilir su miktarı 1500 m3/kişi-yıl civarındadır (Çevre ve Orman Bakanlığı, 2007). Türkiye İstatistik Kurumu’nun (TÜİK) tahminleri doğrultusunda ise, 2030 yılı itibariyle nüfusun 100 milyona ulaşması durumunda, kişi başına kullanılabilir su miktarı 1000 m3 değerine düşecektir (Çevre ve Orman Bakanlığı, 2007). 1995 – 2002 döneminde yüzey ve yeraltı suyu kaynaklarından çekilen su miktarında %32,9’luk bir artış olduğu gerçeğinden yola çıkarak, yarı kurak iklim kuşağında yer alan ülkemiz, su zengini olmayan, bilakis dünya ortalamasının altında su sıkıntısı bulunan ülkeler arasında yer almaktadır (Çevre ve Orman Bakanlığı, 2007). Bu durum suyun son derece dikkatli, tasarruflu ve kirletilmeden kullanılmasını çok açık bir şekilde ortaya koymaktadır. Ülkemizde de kullanılabilir doğal su kaynakları ile su ihtiyacı arasında giderek büyüyen açık, diğer bazı tedbirler arasında atıksuların da arıtılarak tekrar kullanılması konusunu gündeme getirmiştir. Çizelge 5.1’de Devlet Planlama Teşkilatı’nın 2006 yılında hazırladığı 9. Kalkınma Planında yer alan 2003 yılında sektörel bazdaki su kullanım miktarları ve 2030 yılındaki tahmini su kullanım miktarları verilmiştir.


Çizelge 5.1. 2003 yılı sektörel su kullanımları ve 2030 yılı tahminleri (DPT, 2006). Sektör (milyar m3) 2003 2030 Sulama 29,6 72 İçme suyu 6,2 18 Sanayi 4,0 22 Toplam 39,8 112

5.2. Geri Kullanım Alanları Arıtılmış atıksuların geri kullanım alanları ana hatlarıyla aşağıdaki gibi sıralanabilir: • Kentsel kullanım

- Parklar, rekreasyon alanları, spor tesisleri, otoyol kenarları - Uydu kentlerde yeşil sahalar - Ticari ve endüstriyel gelişme alanları - Golf merkezleri - Yangın söndürme - Ticari ve endüstriyel alanlarda tuvalet pisuvarları - İnşaat projelerinde toz kontrol ve beton üretimi - Araç yıkama tesisleri

• Endüstriyel kullanım - Soğutma suyu - Proses suları - Kazan besleme - Tesis yeşil alan sulaması - Yangın söndürme

• Zirai sulama • Habitat, yüzeysel suların, rekreasyon alanların beslenmesi • Yeraltı suyu beslenmesi/enjeksiyonu

- Sahil bölgelerinde tuzlu suyun yeraltı tatlı su kaynaklarına girişiminin engellenmesi

- Toprak-yeraltı suyu sisteminde daha ileri arıtım - İçme suyu veya kullanma suyu kalitesindeki akiferlerin beslenmesi - Geri kazanılmış atıksuyun depolanması - Aşırı yeraltı suyu pompalanması sonucu oluşabilecek göçüklerin engellenmesi.

Değişik geri kullanım alanları ve akış diyagramları Şekil 5.1’de şematik olarak gösterilmiştir. Son yıllarda atıksuların geri kullanımı artık küçük lokal ölçekli projelerden çok kullanıcılı büyük ölçekli projelere dönüşmektedir. İçme suyunun ve geri kazanılmış, arıtılmış atıksuyun kentlere ayrık şebekelerle dağıtım projelerinin global olarak artmasıyla da tatlı su kaynakları daha da korunur hale gelmektedir.


Şekil 5.1. Atıksu geri kullanım alanları ve akış diyagramları (USBR, 2003) 5.3. Geri Kullanımı Sınırlandıran Faktörler Atıksuların geri kullanımını teşvik eden faktörler şehirleşme, nüfus artışı ve kuraklıktır. Diğer yandan, atıksu geri kullanım projelerini veya kullanılacak geri kazanılmış atıksu miktarını sınırlayan faktörler de mevcuttur. Bu faktörler ana hatlarıyla su temini ve talebi ve su kalitesi hususlarıyla ilgilidir. Atmosferik ve iklimsel olaylar, çevresel sorunlar, ekonomik kısıtlamalar ve mevzuatlar da projelerin uygulanmasını etkileyebilmektedir.


5.3.1. Su Temini ve Talebi Su temini ve talebi ile mevcut altyapı sistemi geri kazanılacak atıksu miktarını sınırlandırır. Geri kazanılan atıksu kullanıcıya ayrı bir şebeke ile iletilmeli ve depolanmalıdır. Bunlar da arıtma maliyetine ek maliyetler arz eder. Altyapı maliyeti ile birlikte atıksu geri kazanma projelerinin tüm maliyeti bazen projenin uygulanmasını sınırlandırır. Geri kazanılmış atıksu birim fiyatları tarihsel olarak kullanıcıları özendirmek için düşük tutulmuştur. Fakat, kullanılan geri kazanılmış atıksu miktarlarının artıp, alternatif su kaynağı olarak tatlı su kaynaklarını koruma gerçeğinin daha da güncelleşmesiyle birim fiyatlar artmaktadır. Fiyat artış aralıkları işletme ve/veya ön yatırım maliyetlerinin tümünü veya bir kısmını karşılayacak şekilde ayarlanmaktadır. Ancak, 1997’de gerçekleştirilen bir ankette geri kazanılmış atıksu satan idarelerin işletme maliyetlerinin ancak %75’ini geri alabildikleri ortaya çıkmıştır (USBR, 2003). Öte yandan, atıksu geri kazanma projelerinin ekonomisi sadece maliyetin geri döndürülmesi ile belirlenmez. Tatlı su temini ve içme suyu arıtma, atıksu ve çamur arıtma ve bu proseslerdeki ekstra ön yatırım ve işletme giderleri de dikkate alındığında geri kazanma projelerinin ekonomisi bir bütün olarak düşünülmelidir. Ayrıca geri kazanılmış atıksu kuraklık çeken bölgelerdeki su idarelerine sürekli bir su kaynağı sağlamaktadır ki bu da genel proje değeri açısından önemli bir unsurdur. Özellikle kuraklık çeken bölgelerde sürekli su temini bölge sanayisi, istihdam, toplumsal refah ve genel ekonominin güçlülüğü açısından aranılan bir kriterdir. Atıksu geri kullanım projeleri sadece lokal veya bölgesel ölçekte değil desteklediği ekonomiye bağlı olarak ulusal hatta global ölçekte değerlendirilmelidir. Tekrar kullanılan atıksu, içilebilir su kaynaklarının çoğaltılması için geliştirilecek ilave stratejilerin ertelenmesini sağlamaktadır. Dolayısıyla uygulaması oldukça maliyetli olan bu projeler de ertelenmiş olmaktadır. Diğer bir avantaj da, atıksu geri kazanma projeleri ile, konvansiyonel atıksu arıtma tesislerinde çıkış suyu deşarj standartlarının son yıllarda sıkılaştırılmasıyla ortaya çıkan mevzuatlara uyum sorununun azaltılmasıdır. Genel olarak, bir atıksu geri kazanma projesi salt projenin kendi maliyeti ile değil, su ve atıksu idaresinin nitelik ve nicelik açılarından karşılaştığı su problemleri, bölgedeki kuraklık ve mevcut suyun değeri, sosyal, jeopolitik ve ekonomik değerler, içme suyu temini/arıtma ve konvansiyonel atıksu arıtma maliyetleri ve diğer proje-spesifik faktörlerle birlikte bir bütün olarak irdelenmelidir. 5.3.2. Su Kalitesi Su kalitesi atıksuyun tekrar kullanılabilmesini etkileyen ana faktördür. Mevzuatlardaki su kalitesi standartları daha sıkı hale getirildikçe arıtma maliyetleri de artmaktadır. Ayrıca, su kalitesi hususuna ek olarak, atıksuların geri kullanımı kullanıcının spesifik gereksinimlerine de bağlıdır. Çizelge 5.2’de değişik amaçlı kullanım alanları için karşılaşılan problemler özetlenmiştir. Sistemin yeterli dizaynı ve tutarlı olarak işletilmesi halinde, geri kazanılmış atıksu projeleri güvenilir ve sürekli su kaynağı sağlar.


Çizelge 5.2. Atıksuların çeşitli kullanım alanlarında karşılaşılan problemler ve çözüm önerileri (USBR, 2003). Kullanım Alanı

Spesifik Kullanım

Kullanım Sırasında Sudaki İçerikler Tarafından Oluşturulan Problemler Çözümler/Arıtma Opsiyonları

Karbonat ve bikarbonat miktarına göre toprak geçirimliliğinin azalması

İleri arıtma yöntemleriyle karbonat ve bikarbonat giderimi

Suda bulunan bileşiklerin ürün işlenmesini etkilemesi

Spesifik olarak giderimi istenen bileşiğe göre optimize edilmiş ileri arıtma

Klorür, boron, sodyum gibi iyonların toprakta birikmesi nedeniyle mahsul azalması

İleri arıtma ile yumuşatma (membran prosesleri); toprağa şartlandırıcılar eklemek ve periyodik olarak aşırı mineralleri topraktan sızdırmak; arıtma öncesi tuzluluk kontrolü

Çiçek türü bazı ürünlerin nütriyentlere karşı hassasiyet göstermesi

Biyolojik nütriyent giderim prosesleri (nitrifikasyon/denitrifikasyon ve fosfor giderimi)

Kadmiyum, kurşun ve civa gibi ağır metallerin ürünlerin biyolojisine zarar vermesi

İleri arıtma sistemleri (membran, adsorpsiyon prosesleri)

Sulama sistemleri ve püskürtücülerin tıkanması Kullanım sahasında ön-filtrelerin kurulması

Zirai Sulama

Ekin/çeşitliürünlerin sulanması

Yüksek azot veya nitrat muhtevasından dolayı yeraltı sularının kirlenmesi, istenmeyen vejetasyonun oluşup ürün kalitesini bozması

Biyolojik nütriyent giderim prosesleri (nitrifikasyon/denitrifikasyon)

Yeraltı Suyu

Besleme/ İnfiltrasyon

Toplumun geri kazanılmış atıksuyun yeraltı suyu kalitesini değiştireceği kaygısı

Toplumu bilgilendirme programlarının hazırlanması

Düşük demir içeriği nedeniyle ferrik klorisis oluşumu

Demir sülfat ya da demir çelatlarla uygulamalar

Tuzluluğa bağlı olarak toprak geçirimliliğinin azalması

İleri arıtma ile yumuşatma (membran prosesleri); toprağa şartlandırıcılar eklemek ve periyodik olarak aşırı mineralleri topraktan sızdırmak.

Sulama sırasında istenmeyen koku oluşumu

Hidrojen sülfür oluşum potansiyelinin azaltılması; klor dozlamalarının optimizasyonu, arıtma öncesi tuzluluk kontrolü

Bahçe/ Golf Sahası Sulaması

Yazın yapılan sulamalarda biriken fazla azot nedeniyle sonbaharda mantar enfeksiyonlarının oluşabilmesi

Fungusitlerin uygulanması

Su Tesisatı ve Çeşmeler

Su içeriğinden dolayı koku ve diğer istenmeyen parametrelerin oluşumu. Fazla nütriyentden dolayı alg patlamaları.

Yeterli sistem dizaynı ve işletimi

Toplumun eksik bilgilendirilmesinden dolayı turizme ve emlak değerlerine negatif etki Toplumu bilgilendirme programları

Kentsel Sulama

Yüzeysel Su Beslenmesi

Fazla nütriyentden dolayı alg patlamaları ve ötrofikasyon

Biyolojik nütriyent giderim prosesleri (nitrifikasyon/denitrifikasyon ve fosfor giderimi)

Tuvalet Pisuarları

Yetersiz depolamadan dolayı mevsimsel veya günlük kesintiler Yeterli dengeleme hazneleri

Tuvalet Pisuarları

Kanalizasyon Şebekelerinin Temizliği

İşçilerin sağlığına potansiyel riskler Sağlık ve güvenlik için gerekli donanım. Üçüncül arıtma gerekebilir.

Toplumun doğal sulak alanların su kalitesinin değişeceği kaygısı Toplumu bilgilendirme programları

Koku oluşumu Yeterli sistem dizaynı ve işletimi Alg patlamaları/ötrofikasyon oluşumu Yeterli sistem dizaynı ve işletimi Habitat Sulak

Alanlar Sentetik organiklerin ve ağır metallerin yüksek konsantrasyonda olabilmesinden dolayı habitatın olumsuz etkilenmesi

İleri arıtma sistemleri (membran, adsorpsiyon prosesleri). Kanalizasyona ticari ve endüstriyel atıksu deşarjları için daha fazla ön arıtma ve kontrol.

Halı Boyama

Boyama prosesinin etkilenebilme ihtimali ve koku oluşumu

Su kalitesi gereksiniminin değerlendirilmesi, pilot testler yapılması

Kazan Besleme Suyu

Fazla tortu ve korozyon oluşumu Demineralizasyon

Ticari Araç Yıkama

Araç üzerinde fazla miktarda lekelerin oluşması

Yıkama suyunu yumuşatmak ve nihai durulama suyunu demineralize etmek

Toz Kontrolü Tanker taşıyıcılarının kirlenmesi

İçme suyu ile geri kazanılmış atıksu taşıyan tankerlerin ayrılması veya taşınımlar arası uygun dezenfeksiyon

Endüstriyel/ Ticari

Enerji Yüksek karbonat içeriği nedeniyle minerallerin Karbonatı uzaklaştırmak için yeterli


soğutma kulelerinde birikmesi filtrasyonun yapılması Amonyak ve azot miktarının soğutma prosesini etkilemesi Nitrifikasyon/Denitrifikasyon

Amonyağa bağlı olarak metallerin korozyona uğraması Amonyak giderimi

Santralleri Soğutma Suyu

Aşırı tortu oluşması Döngülerin azaltılması veya demineralizasyon

Kimyasal proseslerde sudaki bileşiklerin istenmeyen etkileri Membran filtrasyonu Kimya

Endüstrisi Yüksek miktarda demir ve çinko olabilmesi nedeniyle boyamada problem Demir ve çinko giderimi

Yüksek metal konsantrasyonu olabilmesi nedeniyle boyama prosesinin etkilenmesi

İleri arıtma sistemleri (membran, adsorpsiyon prosesleri) Tekstil

Endüstrisi Yüksek demir ve mangan konsantrasyonunun suya renk verip boyama prosesini etkilemesi Demir ve mangan giderimi

Petrol ve Kömür Ürünleri

Kimyasal proseslerde sudaki istenmeyen bileşikler Membran filtrasyonu

Yetersiz depolamadan dolayı mevsimsel veya günlük kesintiler Yeterli dengeleme haznelerinin inşaası Çeşitli

İşlemler Yangın Önleme İtfaiye araçlarına geri kazanılmış atıksu kabul

edilmeyebilir Ayrı bir dahili su pompalama sistemini itfaiyeye temin etmek

Günümüzde atıksuların geri kazanımı ve kullanımı projelerinin karşılaştığı en önemli problemler estetik, insan sağlığı ve güvenliği açılarından toplumun tedirginliği, su kalitesi ve arıtma maliyetleri olarak gösterilebilir. Su kalitesi ile ilgili özellikle gelişmiş ülkelerde son yıllarda gündeme gelen kirleticiler tıpbi ilaçlar ve kozmetik bakım ürünleri, antibiyotikler, organizmalarda endokrin sistemini bozabilecek kimyasallar, hormonal olarak aktif maddeler, doğal ve sentetik hormon ve estrojenler (özellikle 17β-estradiol, 17α-estradiol, estrone, 17α-ethinylestradiol ve betablocker’lar), pestisitler, dezenfeksiyon yan ürünleri (ikincil arıtımdan sonra atıksu dezenfekte ediliyorsa), patojenler, metaller ve mikrobiyal kökenli olarak salgılanmış yan ürünlerdir. İkincil atıksu arıtımı ile yeterli olarak giderilemeyen bu çoğu kirleticiler için üçüncül arıtım (çoğunlukla membran prosesleri veya aktif karbon adsorbsiyonu) gerekmekte, bu da atıksu geri kazanım maliyetlerini artırmaktadır. Arıtım sırasında biyolojik veya fizikokimyasal bozunmalarla da orjinal bileşikten belki daha tehlikeli yan ürünler veya metabolitler de oluşabilmektedir. Alıcı ortamlara deşarj edilen veya geri kullanılan yetersiz olarak arıtılmış atıksularla aynı zamanda bu tür kirleticiler doğal ortamda ve organizmalarda birikmekte ve nihai olarak besin zincirine ulaşmaktadır. Bu mikro-kirleticilerin çoğunun mutajen, karsinojen veya toksik olduğu bilinmekte ya da şüphe edilmektedir. Mikro-kirleticilere ek olarak arıtılmış atıksulardaki tuzluluk da özellikle zirai sulamada toprak tuzlanması açısından problemlere neden olmaktadır. Ham kentsel atıksulardaki tuzluluk miktarını etkileyen en önemli etken bölgesel jeolojik yapılar dolayısıyla da içme suyundaki çözünmüş mineral içeriğidir. Yine yüksek miktarlarda gübre kullanılan zirai alanlardaki yüzeysel akış taşınımı ile su kaynakları tuzlanmakta, bu durum da atıksu ve sulama amaçlı geri kullanılan arıtılmış atıksuya yansıyıp, bir tuzluluk problemi döngüsü oluşturmaktadır. Tüm bu sebeplerden dolayı arıtılmış atıksuların geri kullanımının zirai sulama alanında uygulanması için ülkelerin su otoriteleri sulamada kullanılacak arıtılmış atıksu için mevzuatlar çıkarmıştır. Bu mevzuatlarda zirai sulamada kullanılacak arıtılmış atıksu için belirli kurallar verilmiştir. Ülkemizde zirai sulamada kullanılacak arıtılmış atıksular için Su Kirliliği Kontrol Yönetmeliği’nde (SKKY) belli kurallar verilmiştir. Zirai sulamada kullanılacak olan arıtılmış atıksuların kalitesi ile ilgili SKKY’de belirtilen başlıca unsurlar aşağıda özetlenmiştir.


5.4. Zirai Sulama Alanında Geri Kullanım İçin Mevcut Mevzuatlar SKKY’de arıtılmış atıksuların zirai sulamada kullanılması ile ilgili önemli bazı maddeler aşağıda özetlenmiştir. SSKY’ye göre arıtılmış atıksuların geri kullanımından bahseden madde, SSKY Beşinci Bölüm-Atıksuların Boşaltım İlkeleri, Madde 28’dir. “Madde 28 - Sulama suyunun kıt olduğu ve ekonomik değer taşıdığı yörelerde, Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller Tebliği’nde (SKKY-TUT) verilen sulama suyu kalite kriterlerini sağlayacak derecede arıtılmış atıksuların, sulama suyu olarak kullanılması teşvik edilir. Bu amaçla uygulanacak ön işlemler ve yapılması gereken incelemeler Teknik Usuller Tebliğine göre yapılır. Bir atıksu kütlesinin bu tür kullanımlara uygunluğu, valilikçe il çevre ve orman müdürlüğü, il tarım müdürlüğü ve devlet su işleri bölge müdürlüğünden oluşturulacak komisyonca belirlenir.“ Bu madde de belirtildiği üzere arıtılmış atıksuların yeniden kullanımı için gerekli kriterler, Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller Tebliği’nde (SKKY-TUT) verilmiştir. Bu yönetmelikte ise (SKKY-TUT) arıtılmış atıksuların yeniden kullanımı konusu SKKY-TUT Yedinci Bölüm–“Arıtılmış Atıksuların Kullanılması” Madde-46’da bahsedilmektedir. “Madde 46 - Atıksuların araziye verilmeye veya sulamaya uygun olup olmadığını belirlemek için incelenmesi gereken en önemli parametreler şunlardır; -Suyun içindeki çözünmüş maddelerin toplam konsantrasyonu ve elektriksel iletkenlik -Sodyum iyonu konsantrasyonu ve sodyum iyonu konsantrasyonunun diğer katyonlara oranı -Bor, ağır metal ve toksik olabilecek diğer maddelerin konsantrasyonu -Bazı şartlarda Ca++ ve Mg++ iyonlarının toplam konsantrasyonu -Toplam katı madde, organik madde yükü ve yağ gres gibi yüzen maddelerin miktarı -Patojen organizmaların miktarı. Atıksuyun içindeki çözünmüş tuzlar, bor, ağır metal ve benzeri toksik maddeler yörenin iklim şartlarına toprakların fiziksel, kimyasal ve biyolojik özelliklerine bağlı olarak ortamda birikebilir, bitkiler tarafından alınabilir veya suda kalabilir. Bu nedenle, arıtılmış atıksuların arazide kullanılması ve bertarafı söz konusu ise, suyun fiziksel, kimyasal ve biyolojik parametreler açısından öngörülen sınır değerlere uygunluğunun yanı sıra, bölgenin toprak özellikleri de dikkate alınır. Sulama sularındaki çözünmüş tuzların toplam konsantrasyonu, elektriksel iletkenlik (EC) değeri yardımıyla kolaylıkla belirlenebilir. Toplam tuz konsantrasyonu ile elektriksel iletkenlik arasındaki oran katsayısı (M), deneysel çalışmalar sonucunda bir kere belirlendikten sonra sürekli kullanılabilir. Bu katsayı 25 C’deki iletkenlikler (mikromho) ve tuz konsantrasyonları (mg/l) ile ifade edildiğinde 0,6-0,7 arasında bir değer alır. Sulamada kullanılan arıtılmış atıksudaki sodyumun sulanan toprakta tutulması sodyum adsorbsiyon oranı (SAR) ile tanımlanır. SAR oranı, suyun sodyum (veya benzer alkaliler) açısından zararlılığının bir ölçüsü olarak kullanılmaktadır. Sodyum adsorbsiyon oranı aşağıdaki eşitlikle (Denklem 5.1) belirlenir;

SAR = Na+ / ((Ca++ + Mg++)/2)1/2 (5.1)

Burada Na+, Ca++, Mg++ milieşdeğer gram (Meq/l) cinsinden su içi konsantrasyonlardır. Elektriksel iletkenlik ve sodyum adsorbsiyon oranı (SAR) esas alınarak sulama sularının sınıflandırılması Şekil 5.2’deki diyagrama göre yapılır. Bu diyagram yardımı ile atıksuyun sınıfını C1S1 - C4S4 arasındaki sulama su sınıfları arasında bulmak mümkündür. Tarımsal sulamada kullanılacak değişik sınıf sular için istenen sulama suyu kalite kriterleri de Çizelge 5.3’de verilmiştir.


Sulama sularında izin verilebilecek maksimum ağır metal ve toksik elementlerin konsantrasyonları değişik elementlere göre Çizelge 5.4’de özetlenmiştir. Herhangi bir madde toprakta mg/kg olarak Co konsantrasyonuna sahipse sulanan topraktaki bu maddenin toplam değeri kg/ha olarak (4.2xCo) ifadesi ile belirlenebilmektedir. Çizelge 5.4’ün birinci sütununda verilen “Birim alana verilebilecek maksimum toplam miktarlar” ancak (4.2xCo) ifadesi ile hesaplanan topraktaki mevcut miktarın çıkarılmasından sonra kullanılır. Ayrıca arıtılmış evsel atıksuların dezenfekte edilmeden sulamada kullanılıp kullanılamayacağı Çizelge 5.5’de verilmiştir. Şekil 5.2. Sulama sularının sınıflandırılmasında kullanılan diyagram (SKKY-TUT, Şekil 1).


Çizelge 5.3. Sulama sularının sınıflandırılmasında esas alınan sulama suyu kalite parametreleri (SKKY-TUT, Tablo 4). Sulama suyu sınıfı

Kalite kriterleri

I. Sınıf su (çok iyi)

II. Sınıf su (iyi)

III. Sınıf su (kullanılabilir)

IV. Sınıf su (ihtiyatla

kullanılmalı)

V. sınıf su (zararlı)

uygun değil

EC25x106 0-250 250-750 750-2000 2000-3000 > 3000

Değişebilir Sodyum Yüzdesi

(% Na) < 20 20-40 40-60 60-80 > 80

Sodyum Adsorbsiyon oranı (SAR) < 10 10-18 18-26 > 26

Sodyum karbonat kalıntısı (RSC) (meq/l)

(mg/l)

> 1,25

< 66

1,25-2,5

66-133

> 2,5

> 133

Klorür (Cl¯), (meq/l)

(mg/l)

0-4

0-142

4-7

142-249

7-12

249-426

12-20

426-710

> 20

> 710

Sülfat (SO4=) (meq/l)

(mg/l)

0-4

0-192

4-7

192-336

7-12

336-575

12-20

575-960

> 20

> 960

Toplam tuz konsantrasyonu (mg/l) 0-175 175-525 525-1400 1400-2100 > 2100

Bor konsantrasyonu (mg/l) 0-0.5 0.5-1.12 1.12-2.0 > 2.0 -

Sulama suyu sınıfı1 C1S1 C1S2, C2S2, C2S1

C1S3, C2S3, C3S3, C3S2,

C3S1

C1S4, C2S4, C3S4, C4S4, C4S3, C4S2,

C4S1

-

NO3¯ veya NH4+ (mg/l) 0-5 5-10 10-30 30-50 > 50

Fekal Koliform2

(1/100 ml) 0-2 2-20 20-100 100-1000 > 1000

BOİ5 (mg/l) 0-25 25-50 50-100 100-200 > 200

Askıda katı madde (mg/l) 20 30 45 60 > 100

pH 6,5-8,5 6,5-8,5 6,5-8,5 6,5-9 < 6 veya > 9

Sıcaklık (oC) 30 30 35 40 > 40 1 Şekil 5.2’den bulunur. 2 Bitki türüne göre daha az veya çok olabilir.


Çizelge 5.4. Sulama sularında izin verilebilen maksimum ağır metal ve toksik elementlerin konsantrasyonları (SKKY-TUT, Tablo 5). 1Sulanan narenciye için 0,075 mg/L’dir. 2Yalnız demir içeriği fazla olan asitli killi topraklarda izin verilen konsantrasyondur.

İzin verilen maksimum konsantrasyonlar

Elementler

Birim alana verilebilecek maksimum toplam miktarlar, kg/ha

Her türlü zeminde

sürekli sulama yapılması

durumunda sınır değerler

mg/L

pH değeri 6,0-8,5 arasında olan

killi zeminlerde 24 yıldan daha az

sulama yapıldığında,

mg/L

Alüminyum (Al) 4600 5,0 20,0

Arsenik (As) 90 0,1 2,0

Berilyum(Be) 90 0,1 0,5

Bor (B) 680 - 2,0

Kadmiyum (Cd) 9 0,01 0,05

Krom (Cr) 90 0,1 1,0

Kobalt (Co) 45 0,05 5,0

Bakır (Cu) 190 0,2 5,0

Florür (F) 920 1,0 15,0

Demir (Fe) 4600 5,0 20,0

Kurşun (Pb) 4600 5,0 10,0

Lityum (Li)1 - 2,5 2,5

Manganez (Mn) 920 0,2 10,0

Molibden (Mo) 9 0,01 0,052

Nikel (Ni) 920 0,2 2,0

Selenyum (Se) 16 0,02 0,02

Vanadyum (V) - 0,1 1,0

Çinko (Zn) 1840 2,0 10,0


Çizelge 5.5. Arıtılmış evsel atıksuların dezenfekte edilmeden sulamada kullanılıp kullanılamayacağını gösteren tablo ( (-) işaret suyun kullanılamayacağını, (+) işaret ise kullanılabileceğini gösterir) (SKKY-TUT, Tablo 8).

Yukarıda verilen çizelgeler dışında, Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller Tebliği’nde diğer çizelgeler/mevzuatlar da mevcuttur. Ders notu olması bağlamında burada sadece temsil edici bir kaç mevzuatdan bahsedilmiştir. İlgili tüm mevzuatlar için Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller Tebliği incelenmelidir.

Tarla

Çayır-

Mer

a

Seb

ze

Yem

Bitk

isi

Mey

veci

lik

BY BV BY BV BY BV BY BV BY BV Kor

u O

rman

lık

Biyolojik Arıtma tesisi veya en az 2 saat beklemeli çökeltim havuzu şeklindeki ön arıtma tesisi çıkış suları

+ + + + - - + - - - +

Aerobik stabilizasyon havuzları veya lagünlerin çıkış suları + - + - - - + - - - +


6. KAYNAKLAR Adham, S., Gagliardo, P., (1998). Membrane Bioreactors for Water Repurification. Phase I. Desalination Research

and Development Program Report No. 34. U.S Department of Interior, Bureau of Reclamation, USA. Adham S., Gagliardo P., Boulos L., Oppenheimer J., Trussell R., (2001). Feasibility of the membrane bioreactor

process for water reclamation. Water Sci. Technol., 43(10), 203-209. Adham S., Trussell R., (2001). Membrane bioreactors: feasibility and use in water reclamation. San Diego, CA, Final

Report. Water Environment Research Foundation, Alexandria, VA. USA. Aiken, G. R., McKnight, D. M., Wershaw, R. L.,MacCarth, P., (1985). An introduction to humic substances in soil,

sediment, and water, In: Humic Substances in Soil, Sediment, and Water: Geochemistry, Isolation, and Characterization, eds., G. R. Aiken, D. M. McKnight, R. L. Wershaw, ve P. MacCarthy, pp. 1-9, John Wiley & Sons, New York, NY.

Al-Ekabi, H., Serpone, N., Pelizzetti, E., Minero, C., Fox, M. A., Draper, R. B., (1989). Kinetic Studies in Heterogeneous Photocatalysis 2. TiO2-Mediated Degradation of 4-CP alone and in a 3-component mixture of 4-CP, 2,4-DCP and 2,4,5-TCP in Air-Equilibrated AqueousMedia. Langmuir, 5, 250-255.

Allemane, H., Delouane, B., Paillard, H., Legube, B., (1993). Comparative efficiency of three Systems (O3, O3/H202 and O3/TiO2) for the oxidation of natural organic matter in water. Ozone-Sci. Eng., 15,419-432 .

Allen, A. O., (1961). The Radiation Chemistry of Water and Aqueous Solutions, D. Van Nostrand-Reinhold. Princeton, New Jersey.

Akyol A. (2004). Boyar maddeler ve tekstil atıksularının fotokimyasal yöntemlerle arıtabilirliğinin araştırılması. Yüksek lisans tezi, Gebze Y.T.E., İzmit.

Anonim I: California Department of Health Services, (2000). Title 22 of the California Code of Regulations, www.dhs.ca.gov, USA.

Awad, J., (1993). “Ultraviolet Disinfection for Water Reuse. Planning, Design, and Operation of Effluent Disinfection Systems”. Proc. of WEF Specialty Conference, Whippany, New Jersey.

AWWA ve ASCE, (1990). Water Treatment Plant Design, 2nd edition, McGraw-Hill, Inc., NY, USA. AWWA, (1991). Guidance Manual for Compliance with the Filtration and Disinfection Requirements for Public Water

Systems Using Surface Water Sources, Denver, CO, USA. AWWARF, (1998). Effect of Bicarbonate Alkalinity on Performance of Advanced Oxidation Processes,Prepared by:

Peyton G. R., Bell O. J., Girin E., LaFaivre M. H. and Sanders J., Denver. Aydın, A.F. (2002). Afyon alkoloidleri endüstrisi atıksularının biyolojik prosesler veFenton oksidasyonu ile ileri arıtımı.

Doktora tezi, İ.T.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü,İstanbul. Benitez, F.J., Heredia, J.B., Acero, J.L., Rubio, F.J. (2000). Contribution of freeradicals to cholorophenols

decomposition by several advanced oxidationprocesses, Chemosphere, 41, 1271-1277. Bekbölet, M., Çeçen F. and Özkösemen G. (1996). Photocatalytic oxidation and subsequent adsorption

characteristics of humic acids. Wat. Sci. Technol., 34, 65-72. Bergendahl, J., Hubbard S., Grasso D., (2003). Pilot-Scale Fenton's Oxidation of Organic Contaminants in

Groundwater using Autochthonous Iron. J. Hazard. Mater., 99, 43-56. Bergendahl, J. and Thies T. (2004). Fenton's Oxidation of MTBE with Zero-Valent Iron. Water Res., 38, 327-334. Bigda, R. (1995). Consider Fenton's chemistry for wastewater treatment. Chem. Eng. Progr., 91, 62-66. Blatchley, E.R. (1997). Numerical Modelling of UV Intensity: Application to Collimated-Beam Reactors and

Continuous-Flow Systems. Water Res., 31(9), 2205-2218. Blatchley, E.R., Hunt, B.A. (1994). Bioassay for Full-Scale UV Disinfection Systems. Water Sci. Technol., 30(4), 115-

123. Brik, M., Chamam, B., Schöberl, P., Braun, R., Fuchs, W., (2004). Effect of ozone, chlorine and hydrogen peroxide on

theelimination of colour in treated textile wastewater by MBR. Water Sci. Technol., 49(4), 299-303. Brik M., Schoeberl, P., Chamam, B., Braun, R., Fuchs, W., (2006). Advanced treatment of textile wastewater towards

reuse using a membrane bioreactor. Process Biochem., 41, 1751-1757. Buisson, H., Cote, P., Praderie, M., Paillard, H., (1998). The use of immersed membranes for upgrading wastewater

treatment plants. Water Sci. Technol., 37(9), 89-95. Bukhari, Z., Hargy, T.M., Bolton, J.R., Dussert, B., ve Clancy, J.L., (1999). Medium-pressure UV for Oocyst

Inactivation. Journal of AWWA, 91(3), 86-94. Butcher, G.J., (1989). Experiences with anaerobic digestion of wheat strach processing waste. International

Biodegredation, 25, 71-77. Buxton G.V. Greenstock, C.L., Helman W.P, Ross, A.B., (1988). Critical Review of Rate Constants for Hydrated

Electrons, Hydrogen Atoms and Hydroxyl Radicals (OH/O-) in Aqueous Solution. J. Phys. Chem. Ref. Data, 17 (2), 13-20.

Campbell, A.T., Robertson, L.J., Snowball, M.R., ve Smith, H.V., (1995). Inactivation of Oocysts of Cryptosporidium Parvum by Ultraviolet Radiation. Water Res., 29(11), 2583-2586.

Carlson, D. A., (1982). Project Summary: Ultraviolet Disinfection of Water for Small Water Supplies. EPA/600/S2-85/092, Office of Research and Development, USEPA, Cincinnati, OH, USA.

Çevre ve Orman Bakanlığı, Türkiye Çevre Durum Raporu, Yayın No:5, Ankara, 2007, Chae, S.R, Shin, H.S., (2007). Effect of condensate of food waste (CFW) on nutrient removaland behaviours of

intercellular materials in a vertical submerged membrane bioreactor (VSMBR). Bioresource Technol., 98, 373–379.

Chang, I.S., Le-Clech, P., Jefferson, B., Judd, S.J., (2002). Membrane Fouling in Membrane Bioreactors for Wastewater Treatment. Environ. Eng. Sci., 128(11), 1018-1029,.


Chang, I.S., Bag, S.O. and Lee, C.H., (2001). Effects of Membrane Fouling on Solute Rejection during Membrane Filtration of Activated Sludge. Process Biochem., 36(8-9), 855-860.

Chin, A., Berube, P.R., (2005). Removal of disinfection by-product precursors with ozone-UV advanced oxidation process. Water Res., 39, 2136–2144.

Chiu, K., Lyn, D.A., Savoye, P., ve Blatchley, E.R. (1999). Effect of System Modifications on Disinfection Performance: Pilot Scale Measurements and Model Predictions. J. Environ. Eng.-ASCE, 125(5), 459-469.

Chua HC, Arnot TC, Howell JA., (2002). Controlling fouling in membrane bioreactors operated with a variable throughput. Desalination, 149, 225–229.

Cho, B.D., Fane, A.G., (2002). Fouling Transients in Nominally Sub-critical Flux Operation of a Membrane Bioreactor. J. Membrane Sci., 209, 391-403.

Choo, K.H., Lee, C.H., (1996). Effect of Anaerobic Digestion Broth Composition on Membrane Permeability. Water Sci. Technol., 34, 173-179.

Cicek, N., Winnen, H., Suidan, T.M., Wrenn, B.E., Urbain, V., Manem, J., (1998). Effectiveness of Membrane Bioreactors in the Biodegradation of High Moleculer Weight Compounds. Water Res., 32(5), 1553-1563.

Cicek, N., Franco, J.P., Suidan, M.T., Urbain, V., Manem, J., (1999a). Characterization and Comparison of a Membrane Bioreactor and a Conventional Activated Sludge System in the Treatment of Wastewater Containing High Molecular Weight Compounds. Water Environ. Res., 71, 64-70.

Cicek, N., Dionysiou, D., Suidan, M.T., Ginestet, P., Audic, J.M., (1999b). Performance Deterioration and Structural Changes of a Ceramic Membrane Bioreactor due to Inorganic Abrasion. J. Membrane Sci., 163, 19-28.

Cicek, N., (2002). “Membrane bioreactors in the treatment of wastewater generated from agricultural ındustries and activities”. Proc. of the AIC Meeting, Saskatoon, Saskatchewan, Canada.

Clancy, J.L., Hargy, T.M., Marshall, M.M., ve Dyksen, J.E., (1997). “Inactivation of Cryptosporidium Parvum Oocysts in Water Using Ultraviolet Light”, Proc. of AWWA International Symposium on Cryptosporidium and Cryptosporidiosis, Newport Beach, CA, USA.

Collivignarelli, C., Sorlini, S., (2004). AOPs with ozone and UV radiation in drinking water: contaminants removal and effects on disinfection byproducts formation. Water Sci. and Technol., 49(4), 51-56.

Combs, R. ve McGuire, P. (1989). Back to Basics- The Use of Ultraviolet Light for Microbial Control, Ultrapure Water Journal, 6(4), 62-68.

Cooper, W. J., (1998). Treatment of MTBE in Drinking Water Supplies using High Energy Electron Injection: Innovative, Proven, Economical, Orange County ACS Meeting, January.

Crawford, G., Thompson, D., Lozier, J., Daigger, G., Fleischer, E., (2000). “Membrane Bioreactors – A Designer’s Perspective”. Proc. of the Water Environment Federation Technical Symposia, Anaheim, California, USA.

Crittenden, J. C., Zhang, Y., Hand, D. W., Perram, D. L., Marchand, E. G., (1996). Solar Detoxification of Fuel Contaminated Groundwater using Fixed-Bed Photocatalysts. Water Environ. Res., 68 (3), 270-278.

Daigger, G.T., Rittmann, B.E., Adham, S., Andreottola, G., (2005). Are membrane bioreactors ready for widespread application?. Environ. Sci. Technol., 39(19), 399A-406A.

Darby, J., Heath, M., Jacangelo, J., Loge, F., Swaim, P., ve Tchobanoglous, G. (1995). Comparison of UV Irradiation to Chlorination: Guidance for Achieving Optimal UV Performance, Project 91-WWD-1, Water Environment Research Foundation, VA, USA.

Defrance L., Jaffrin M.Y., Gupta B., Paullier P., Geaugey V., (2000). Contribution of various constituents of activated sludge to membrane bioreactor fouling. Bioresource Technol., 73, 105-112.

DeMers, L.D., Renner, R.C., (1992). Alternative Disinfection Technologies For Small Drinking Water Systems, AWWARF, CO, USA.

Doll, T.E., Frimmel, F.H., (2005). Photocatalytic degradation of carbamazepine, clofibric acid and iomeprol with P25 and Hombikat UV100 in the presence of natural organic matter (NOM) and other organic water constituents. Water Res., 39, 403–411.

DPT, IX. Kalkınma Planı (2007-2013), Ankara, 2006 Drews A., Lee C.-H., Kraume M., (2006). Membrane fouling - a review on the role of EPS. Desalination, 200(1-3),

186-188. Echigo, S., Yamada, H., Matsui, S., Kawanishi, S., Shishida, K., (1996). Comparison between O3/VUV, O3/H2O2,

VUV and O3 processes for the decomposition of organophosphoric acid triesters. Water Sci.T echnol., 34, 81-88. Eggins, B.R., Palmer, F.L., Byrne, J.A. (1997). Photo-catalytic treatment of humic substances in drinking water. Water

Res., 31, 1223-1226. Esplugas, S., Gimenez, J., Contreras, S., Pascua,l E., Rodriguez, M., (2002).Comparison of different advanced

oxidation processes for phenol degradation. Water Res., 36, 1034-1042. Fane, A., Chang, S., (2002). Membrane bioreactors: design and operational options. Filtr. Separat., 39, 26-29. Fang, H., Sun, D.D., Wu, M., Phay, W., Tay, J.H., (2005). Removal of humic acid foulant from ultrafiltration

membrane surface using photocatalytic oxidation process. Water Sci. and Technol., 51 (6–7), 373–380. Fenton H. J. H. (1894). Oxidation of tartaric acid in presence of iron. J. Chem. Soc., Trans.,65, 899-911. Filmtec Membrane Elements, The Dow Chemical Company. Freese, S.D., Nozaic, D., Pryor, M.J., Trollip, D.L., Smith, R.A., (1999). Comparison of ozone and hydrogen peroxide

ozone for the treatment of eutrophic water. Water Sci. Technol., 39 (10–11), 325-333. Fu, J.F., Ji, M., Wang, Z., Jin, L.N., An, D.N., (2006). A new submerged membrane photocatalysis reactor (SMPR) for

fulvic acid removal using a nano-structured photocatalyst. J. Hazard. Mater., 131 (1-3), 238–242. Fukushima, M., Tatsumi, K., Nagao, S., (2001). Degradation characteristics of humic acid during photo-fenton

processes. Environ. Sci. and Technol., 35, 3683-3690. Fung, P.C., Sin, K.M., Tsui, S.M., (2000). Decolorization and degradation kinetics of reactive dye wastewater by a

UV/ultrasonicyperoxide system, J.Soc.Dyes Colorist., 116, 170-173.


Galil, N.I., Levinsky, Y., (2007). Sustainable reclamation and reuse of industrial wastewater including membrane bioreactor technologies: case studies. Desalination, 202, 411-417.

Gander, M., Jefferson, B., Judd, S., (2000). Aerobic MBRs for Domestic Wastewater Treatment: A Review with Cost Considerations. Sep. Purif. Technol., 18, 119-130.

Germain E., Stephenson T. and Pearce P. (2005). Biomass characteristics and membrane aeration: toward a better understanding of membrane fouling in submerged membrane bioreactors (MBRs). Biotechno.l Bioeng., 90(3), 316-311.

Glaze, W.H., Kang, J.W., (1989). Advanced oxidation processes. Description of a kinetic model for the oxidation of hazardous material in aqueous media with ozone and hydrogen peroxide in a semibatch reactor. Ind.Eng. Chem.Res., 28 (11), 1573-1580.

Glaze, W.H. (1990) Group report: “What is the composition of organic acids in aquatic systems and how are they characterized?”, In: Organic Acids in Aquatic Ecosystems, eds., Perdue, E.M. and Gjessing, E.T. 75-95, John Wiley & Songs, New York.

Glaze, W.H., Beltran, F., Tuhkanen, T., Kang, J.W., (1992). Chemical models of advanced oxidation processes. Water Pollut. Res. J. Can., 27 (1), 23-42.

Gogate, P.R., Mujumdar, S., Pandit, A.B., (2002). A sonophotochemical reactor for the removal of formic acid from wastewater. Ind.Eng.Chem. Res., 41 (14), 3370-3378.

Gracia, R., Cortes, S., Sarasa, J., Ormad, P., Ovelleiro, J.L., (2000). Heterogeneous catalytic ozonation with supported titanium dioxide in model and natural waters.Ozone-Sci. Eng., 22, 461-471.

Groocock, N.H., (1984). Disinfection of Drinking Water by Ultraviolet Light. Journal of the Institution of Water Engineers and Scientists, 38(2), 163-172.

Gunder B., (2001). The Membrane-Coupled Activated Sludge Process in Municipal Wastewater Treatment. Technomic Publishing, Lancaster, PA., UK.

Guo W.S., Vigneswaran S., Ngo H.H., Xing W., (2007). Experimental investigation on acclimatized wastewater for membrane bioreactors. Desalination, 207, 383-391.

Gurol, M.D., Lin S.S. (2001). Hydrogen peroxide/iron oxide-induced catalytic oxidation of organic compounds. Wat. Sci. Technol.: Water Supply, 1, 131-138.

Gülkaya, İ., Sürücü, G., Dilek, F.B., (2000). Halı Fabrikası Boyalı Atıksularının FentonOksidasyonu ile Arıtımı. 1. Ulusal Çevre Kirliliği Kontrolü Sempozyumu Bildiriler Kitabı. 4-6 Ekim, Ankara, 202-208.

Hand, D.W., Perram, D.L., Crittenden, J.C., (1995). Destruction of DBP precursors with catalytic-oxidation. Journal of AWWA, 87(6), 84-96.

Hazen ve Sawyer., (1992). Disinfection Alternatives for Safe Drinking Water, Van Nostrand Reinhold, NY, USA. Havelaar, A.H., Meulemans, C.C.E., Pot-Hogeboom, W.M., ve Koster, J., (1990). Inactivation of Bacteriophage MS2

in Wastewater Effluent with Monochromatic and Polychromatic Ultraviolet Light. Water Res., 24(11), 1387-1393. Hoigne, J., Bader,H., (1976). The Role of Hydroxyl Radical Reactions in Ozonation Processesin Aqueous Solution

Water Res., 10, 377-386. Hoigne, J., (1997). Inter-calibration of OH• radical sources and water quality parameters. Water Sci. T echnol., 35 (4),

1-8. Howell, J. A., (1990). The Membrane Alternative: Energy Applications for Industry, Elsevier Publisher, London, UK. Hoyer O., (1998). Testing Performance and Monitoring of UV Systems for Drinking Water Disinfection. J. Water

Supply Res. T. Aqua, 16(1-2), 424-429. Jagger, J., (1967). Introduction to Research in Ultraviolet Photobiology. Prentice-Hall Inc., Englewood Cliffs, NJ, USA. Johnson, R.C., (1997). Getting the Jump on Cryptosporidium with UV,. Opflow, 23(10), 1. Judd S.J., (2001). A Review of Fouling of Membrane Bioreactors in Sewage Treatment. School of Water Sciences,

Cranfield University, UK. Judd S.J., (2002a). The Development of the Membrane Bioreactor Technology for Sewage Treatment in the UK.

School of Water Sciences, Cranfield University, UK. Judd S.J., (2002b). Submerged Membrane Bioreactors: Flat Plate or Hollow Fibre?. Filtr. Separat., 39(5), 30-31. Judd S.J., (2004). A review of fouling of membrane bioreactors in sewage treatment. Water Sci. Technol., 49(2), 229-

235. Judd S.J., (2006). The MBR Book: Principles and Applications of Membrane Bioreactors in Water and Wastewater

Treatment. Elsevier, Oxford, UK. Kang, J-W., Hoffmann, M. R., (1998). Kinetics and Mechanism of the Sonolytic Destruction ofMTBE by Ultrasonic

Irradiation in the Presence of Ozone. Environ.Sci. Technol., 32 (20), 3194-3199. Kang, S.F., Liao, C.H. ve Po, S.T. (2000). Decolorization of Textile Wastewater by Photo-Fenton Oxidation

Technology. Chemosphere, 41, 1287-1294. Karanis, P. (1992). UV Sensitivity of Protozoan Parasites. J. Water Supply Res. T. Aqua, 41(2), 95. Kasprzyk, H.B., Dabrowska, A., Swietlik, J., Nawrocki, J., (2004). The application of the perfluorinated bonded

alumina phase for natural organic matter catalytic ozonation. J. Environ. Eng. Sci., 3, 41-50. Kitis, M., Adams, C.D., Daigger, G.T. (1999). The Effects of Fenton’s ReagentPretreatment on the Biodegradability of

Nonionic Surfactants. Wat.Res., 33 (11), 2561-2568. Klecka G. M., Gonsior S. J., (1986). Removal of 1,4-Dioxane from Waste-water. J. Hazard. Mater., 13 (2),161-168. Knoblock, M.D., Sutton, P.M., Mishra, P.N., Grupta, K., Janson, A., (1994). Memebrane biological reactor system for

treatment oily wastewaters. Water Environ. Res., 66(2), 133-139. Knudson, G.B., (1985). Photoreactivation of UV-irradiated Legionella Pneumoplila and Other Legionella Species.

Appl. Environ. Microb., 49(4), 975-980. Kormann, C., Bahnemann, D. W., Hoffmann, M. R., (1988) Photocatalytic Production of H2O2 and Organic Peroxides

in Aqueous Suspensions of TiO2, ZnO, and Desert Sand. Environ.Sci. Technol., 22, 798-806.


Kruithof, J.C., (1989). “Summaries”. Proc. of WASSER BERLIN 89, International Ozone Association, European Committee, Paris.

Kwan, A., Mohammed, A., Archer, J., Soroushian, F., ve Tchobanoglous, G., (1996). “Factors for Selection of a High-Intensity UV Disinfection System for a Large-Scale Application”, Proc. of Water Pollution Control Federations, Disinfection of Wastewater for Discharge and Reuse Specialty Conference, WEF, Portland, Oregon.

Lakshminarayanaiah, N., (1969). Transport Phenomena in Membranes, Academic Press, New York, London. Lakshminarayanaiah, N., (1976). Membrane Electrodes, Academic Pres, New York, London. Le-Clech P., Jefferson B. and Judd S.J., (2003a). Impact of aeration, solids concentration and membrane

characteristics on the hydraulic performance of a membrane bioreactor. J. Membrane Sci., 218, 117-129. Le-Clech P., Jefferson B., Chang I.S. and Judd S.J., (2003b). Critical flux determination by the flux-step method in a

submerged membrane bioreactor. J. Membrane Sci., 227, 81-93. Le-Clech P., Chen V. and Fane T.A.G., (2006a). Fouling in membrane bioreactors used in wastewater treatment. J.

Membrane Sci., 284, 17-53. Le-Clech, P., Lee, E.K., Chen, V., (2006b). Hybrid photocatalysis/ membrane treatment for surface waters containing

low concentrations of natural organic matters. Water Res., 40, 323–330. Lesjean, B., Rosenberger, S., Schrotter, J.C., Recherche, A., (2004). Membrane-aided biological wastewater

treatment- an overview of applied systems. Membr. Technol., 5-10. Li, X.Z., Fan, C.M., Sun, Y.P., (2002). Enhancement of photocatalytic oxidation of humic acid in TiO2 suspensions by

increasing cation strength. Chemosphere, 48, 453–460. Lindenauer, K. ve Darby, J., (1994). Ultraviolet Disinfection of Wastewater: Effect of UV Dose on Subsequent

Photoreactivation. Water Res., 28(4), 805-817. Lindenauer, K., Darby, J., (1997). “Estimating Effective Germicidal Dose from Medium-Pressure UV Lamps. J.

Environ. Eng.-ASCE, 123, 1142-1149. Lipczynska-Kochany, E., (1992). Degradation of nitrobenzene and nitrophenols by means of advanced oxidation

processes in a homogeneous phase-photolysis in the presence of hydrogen-peroxide versus the Fenton reaction. Chemosphere, 24 (9), 1369-1380.

Liu, R., Huang, X., Wang, C., Chen, L., Qian Y., (2000). Study on hydraulic characteristics in a submerged membrane bioreactor process, Process Biochem., 36, 249–254.

Lyn, D.A., Chui, K., Blatchley, E.R., (1999). Numerical Modelling of Flow and Disinfection in UV Disinfection Channels. J. Environ. Eng.-ASCE, 125(1), 17-26.

Malley Jr., J.P, Shaw, J.P. ve Ropp, J.R., (1995). Evaluations of Byproducts by Treatment of Groundwaters with Ultraviolet Irradiation. AWWARF and AWWA, Denver, CO, USA.

Mayhew, M., Stephenson, T., (1997). Low Biomass Yield Activated Sludge: A Review. Environ. Technol., 18, 883-886.

Membrane Processes Desing Guide. (2001). CH2MHILL, USA. McKnight, D. M., Aiken, G. R., (1998). Sources and age of aquatic humus, In: Aquatic Humic Substances: Ecology

and Biogeochemistry, eds., D. O. Hessen and L. J. Tranvik, Ecological Studies, 133, 9-39, Springer-Verlag, Berlin.

Morel, F.M.M., Hering, J.G., (1993). Principles and Applications of Aquatic Chemistry, John Wiley & Sons, New York. Muller, E.B., Stouthamer, A.H., Verseveld, H.W., Eikelboom, D.H., (1995). Aerobic domestic wastewater treatment in

a pilot plant with complete sludge retention by cross-flow filtration. Water Res., 29(4), 1179-1189. Murray, C.A., Parsons, S.A., (2004). Removal of NOM from drinking water: Fenton’s and photo-Fenton’s processes.

Chemosphere, 54, 1017-1023. Nakagawa, S., Kenmochi Y., Tutumi K.,Tanaka T. (2003) .A Study on the Degradation of Endocrine Disruptors and

Dioxins by Ozonation and Advanced Oxidation Processes, in 3rdInternational Conference on Oxidation Technologies for Water and Wastewater Treatment, Goslar, Germany.

Nagano, A., Arikawa, E., Kobayashi, H., (1992). The treatment of liquor wastewater containing high strength suspended solids by membrane bioreactor system, Water Sci. Technol., 26(3-4), 887-895.

Nam, S., Renganathan, V., Tratnyek, P.G., (2001). Substituent Effects on Azo DyeOxidation by the FeIII-EDTA-H2O2 System. Chemosphere, 45, 59-65.

National Water Research Institute (NWRI). (1993). UV Disinfection Guidelines for Wastewater Reclamation in California and UV Disinfection Research Needs Identification. prepared for the State of California Department of Health Services, USA.

Nickelsen, M. G., Cooper, W. J., Kurucz, C.N., Walte, T. D., (1992). Removal of Benzene and Selected Alkyl-Substituted Benzenes from Aqueous Solutions Utilizing Continuous HighEnergy Electron Irradiation, Environ.Sci. Technol., 26 (1),144-152.

NSF (National Science Foundation). (1991). NSF Standard 55: Ultraviolet Water Treatment Systems. Ann Arbor, MI, USA.

Ortiz, M., Raluy, R.G., Serra, L., Uche, J., (2007). Life cycle assessment of water treatment technologies: wastewater and water-reuse in a small town. Desalination, 204, 121-131.

Ottoson J., Hansen, A., Björlenius, B., Norder, H.,. Stenström T.A., (2006). Removal of viruses, parasitic protozoa and microbial indicators in conventional and membrane processes in a wastewater pilot plant. Water Res., 40, 1449-1457.

Parker, J.A., Darby, J.L., (1995). Particle-associated Coliform in Secondary Effluents: Shielding from Ultraviolet Light Disinfection. Water Environ. Res., 67(7), 1065-1075.

Parrotta, M.J., Bekdash, F., (1998). UV Disinfection of Small Groundwater Supplies. Journal of AWWA, 90(2), 71-81. Poyatos, J.M., Munio, M.M., Almecija M.C., Torres J.C., Hontoria, E., Osorio, F., (2009). Advanced oxidation

processes for wastewater treatment: State of the art. Water Air Soil Pollut., in press.


Pera-Titus, M., Molina, V., Banos, M. A., Gimenez, J., Esplugas, S., (2004). Degradation of chlorophenols by means of advanced oxidation processes: a general review. Appl. Catal. B-Environ., 47, 219-256.

Petri, M.P., Fang, G., Malley, J.P., Moran, D.C., Wright, H., (2000). “Groundwater UV Disinfection: Challenges and Solutions”, Proc. of the AWWA Water Quality Technology Conference.

Phillips, R., (1983). Sources and Application of Ultraviolet Radiation. Academic Press, NY, USA. Pillay, V.L., Townsend, B., Buckley, C.A., (1994). Improving the performance of anaerobic digesters at wastewater

treatment works: The coupled cross-flow microfiltration/digester process, Water Sci. Technol., 30(12), 329-337. Pisani, J. A., Beale, S. E., (1997). Cavitation Induced Hydroxyl Radical Oxidation, AIChESpring National Meeting,

Session 95A, Houston, Texas, March Prairie, M. R., Evans, L. R., Strange, B. M.,Martinez, S. L., (1993). An Investigation of TiO2Photocatalysis for the

Treatment of Water Contaminated with Metals and OrganicChemicals. Environ.Sci. Technol., 27, 1776-1782. Qualls, R., Flynn, M., Johnson, J., (1983). The Role of Suspended Particles in Ultraviolet Disinfection. J. Water

Pollution Control Fed., 55(10), 1280-1285. Qualls, R.G., Johnson, J.D., (1985). Modeling and Efficiency of Ultraviolet Disinfection Systems. Water Res., 19(8),

1039-1046. Qualls, R.G., Dorfman, M.H., Johnson, J.D., (1989). Evaluation of the Efficiency of Ultraviolet Disinfection Systems.

Water Res., 23(3), 317-325. Rice, E.W., Hoff, J.C., (1981). Inactivation of Giardia lamblia Cysts by Ultraviolet Irradiation. Appl. Environ. Microb.,

42, 546-547. Ross, W.R., Bernard, J.P., Strohwald, N.K.H., Grobler C.J., Sanetra, C.J., (1992). Practical application of the adulf

process to the full-scale treatment of maize-processing effluent. Water Sci. Technol., 25(10):27-39. Rubin, L.B., Menshonkova, T.M., Simukova, N.A., Budowsky, E.I., (1981). The Effects of High Intensity UV Radiation

on Nucleic Acids and Their Components-I. Thymine”. Photochem. Photobiol., 34(3), 339-344. Saltmiras, D.A., Lemley, A.T. (2000). Degradation of Ethylene Thiourea (ETU) with Fenton Treatment Processes. J.

Agric. Food Chem., 48, 6149-6157. Sanly, Lim, M., Chiang, K., Amal, R., Fabris, R., Chow, C., Drikas, M., (2007). A study on the removal of humic acid

using advanced oxidation processes. Sep. Sci. Technol., 42(7), 1391-1404. Scheible, O.K., Bassell, C.D., (1981). Ultraviolet Disinfection of A Secondary Wastewater Treatment Plant Effluent,

EPA-600/2-81-152, PB81-242125, USEPA, Cincinnati, OH, USA. Severin, B.F., Suidan, M.T., Engelbrecht, R.S., (1983a), Effects of Temperature on Ultraviolet Light Disinfection.

Environ. Sci. Technol.,17(12), 717-721. Severin, B.F., Suidan, M.T., Engelbrecht, R.S., (1983b). Kinetic Modeling of UV Disinfection of Water. Water Res.,

17(11), 1669-1678. Shimizu, Y., Shimodera, K.I., Watanabe, A., (1993). Crossflow Microfiltration of Bacterial Cells, J. Fermentation and

Bioeng., 76, 493-500. Siddiqui, M. S, Amy, G., Cooper, W. J., Kurucz, C. N., Waite, T. D., Nickelsen, M. G., (1996). Bromate Ion Removal

by HEEB Irradiation, Journal of AWWA, 88( 10), 90-101. Sjogren, J. C., (1995). Inactivation of Phage MS-2 by Titanium Dioxide Photocatalysis, Ph.D.Dissertation, Department

of Chemical and Environmental Engineering, University of Arizona, Tucson. Slade, J.S., Harris, N.R. ve Chisholm, R.G., (1986). Disinfection of Chlorine Resistant Enteroviruses in Groundwater

by Ultraviolet Radiation. Water Sci. Technol., 189(10), 115-123. Smith, P.J., Vigneswaran, S., Ngo, H.H., Ben-Aim, R., Nguyen, H., (2005). Design of a generic control system for

optimising back flush durations in a submerged membrane hybrid reactor. J. Membrane Sci., 255, 99-106. Snicer, G.A., Malley, J.P., Margolin, A.B., Hogan, S.P., (1996). “Evaluation of Ultraviolet Technology in Drinking

Water Treatment”, Proc. of AWWA Water Quality Technology Conference, Boston, MA, USA. Snider, K.E., Darby, J.L., Tchobanoglous, G., (1991). Evaluation of Ultraviolet Disinfection For Wastewater Reuse

Applications In California. Department of Civil Engineering, University of California-Davis, CA, USA. Sobotka, J., (1993). The Efficiency of Water Treatment and Disinfection by Means of Ultraviolet Radiation. Water Sci.

Technol., 27(3-4): 343-346. Soroushian, F., Noesen, M., Tchobanoglous, G., Hultquist, R., (1996). “Comparison of Horizontal and Vertical UV

Systems for Meeting California Wastewater Reclamation Criteria”, Proc. of the Water Pollution Control Federation, Disinfection of Wastewater for Discharge and Reuse Specialty Conference, WEF, Portland, Oregon, USA.

Soroushian, F., (1997). “Use of High-Intensity UV Systems for Disinfecting Wastewater”, Proc. of WEF Annual Conference- Disinfection Workshop.

Soroushian, F., Norman, J., Patel, M., Leslie, G., Tchobanoglous, G., (1999). “Is There a Standard Method for Comparing Ultraviolet Disinfection Technologies?”, Proc. of Water Environment Federation 72nd Annual Conference.

Stephenson, T., Brindle, K., Judd, S., Jefferson, B., (2000). Membrane Bioreactors for Wastewater Treatment, ISBN 1-900222-07-8, IWA Publishing, UK.

Tanaka, K., Hisanaga, J., Harada, K. (1989). Efficient photocatalytic degradation of chloral hydrate in aqueous semiconductor suspensions. J. Photochem. Photobiol. A: Chem., 48, 155-159.

Tchobanoglous, G., (1997). “UV Disinfection: An Update”, Proc. of Sacramento Municipal Utilities District Electrotechnology Seminar Series, Sacramento, CA.

Tchobanoglous, G., Emerick, R., Loge, F., Darby, J., Soroushian, F., (1999) “Recent Developments in Ultraviolet Disinfection’, Prepared for the EPA 6th National Drinking Water and Wastewater Treatment Technology Transfer Workshop.

Tornatore, P. M., Cooper W. (1999). Remediation of MTBE Contaminated Drinking Water Supplies with High Energy Electron Injection. ACS Proceedings, Anaheim, California,March.


Tuhkanen, T.A, Kainulainen, T.K., Vartiainen, T.K, Kalliokoski, P.J., (1994). The effect of preozonation, ozone/hydrogen peroxide treatment and nanofiltration on the removal of organic matter from drinking water, Ozone-Sci. Eng., 16, 367-383.

U.S. Bureau of Reclamation (USBR) (2003) Southern California Water Recycling Projects Initiative Phase II, CA. USEPA, (1980). Technologies for Upgrading Existing and Designing New Drinking Water Treatment Facilities.

EPA/625/4-89/023, Office Drinking Water. USEPA, (1986). Design Manual: Municipal Wastewater Disinfection. EPA/625/1-86/021, Office of Research and

Development, Cincinnati, OH. USEPA, (1991) Municipal Wastewater Reuse: Selected Readings on Water Reuse, Office of Water (WH-595), EPA

430/09-91-002. USEPA, (1992). Guidelines for Water Reuse. Washington, DC, USA. USEPA, (1996). Ultraviolet Light Disinfection Technology in Drinking Water Application- An Overview. EPA 811-R-96-

002, Office of Ground Water and Drinking Water, Cincinnati, OH. USEPA, (1999a). Alternative Disinfectants and Oxidants Guidance Manual. EPA 815-R-99-014, Office of Water,

Cincinnati, OH. USEPA, (1999b). Wastewater Technology Fact Sheet-UV Disinfection. EPA 832-F-99-064, Office of Water,

Cincinnati, OH. Van der Roest, H.F., Lawrence, D.P., Van Bentem, A.G.N., (2002). Membrane Bioreactors for Municipal Wastewater

Treatment. ISBN 1843390116, IWA Publishing, UK. Visvanathan, C., Ben Aim, R., Parameswaran, K., (2000). Membrane separation bioreactors for wastewater

treatment. Crit. Rev., Environ. Sci. Technol., 30, 1-48. Von Sonntag, C., Schuchmann, H., (1992). UV Disinfection of Drinking Water and By-Product Formation- Some

Basic Considerations. J. Water Supply Res. T. Aqua, 41(2), 67-74. Von Sonntag, C., (1996). Degradation of aromatics by advanced oxidation processes in water remediation: some

basic considerations. J. Water Supply Res.Tech., 45 (2), 84-91. Wallace, J. L., Vahadi, B., Fernandes, J. B., Boyden, B. H., (1988). The combination of ozone hydrogen-peroxide and

ozone uv-radiation for reduction of trihalomethane formation potential in surface-water. Ozone-Sci. Eng.,10(1), 103-112.

Wang, G. S., Liao, C. H., Chen, H. W., Yang, H. C., (2006). Characteristics of natural organic matter degradation in water by UV/H2O2 treatment, Environ. Technol., 27, 277–287.

Wang, J., Zhou, Y., Zhu, W, He, X., (2009). Catalytic ozonation of dimethyl phthalate and chlorination disinfection by-product precursors over Ru/AC. J .Hazard. Mater., 166, 502–507.

Water Environment Federation, (2001). Membrane Bioreactors: Feasibility and Use in Water Reclamation. ISBN 1-893664-36-8, Water Environment Research Foundation (WERF), USA.

Weavers, L.K., Ling, F.H., Hoffmann, M.R., (1998). Aromatic compound degradation in water using a combination of sonolysis and ozonolysis. Environ.Sci.T echnol., 32, 2727-2733.

Weavers, L.K., Malmstadt, N., Hoffmann, M.R. (2000). Kinetics and mechanism of pentachlorophenol degradation by sonication, ozonation and sonolytic ozonation. Environ.Sci. Technol.,34 (7), 1280-1285.

Whitby, G.E., Palmateer, G., (1993). The Effect of UV Transmission, Suspended Solids and Photoreactivation on Microorganisms in Wastewater Treated with UV Light. Water Sci. Technol., 27(3-4), 379-386.

White, G.C., (1992). Handbook of Chlorination and Alternative Disinfectants, Van Nostrand Reinhold, NY. Wisniewski, C., Grasmick, A., (1998). Floc Size Distribution in a Membrane Bioreactor and Consequences for

Membrane Fouling. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 138, 403-411. Wisniewski, C., Grasmick, A., Leon-Cruz, A., (2000). Critical Particle Size in Membrane Bioreactors- Case of a

Denitrifying Bacterial Suspension. J. Membrane Sci., 178:141-150. Wolfe, R.L., (1990). Ultraviolet Disinfection of Potable Water. Environ. Sci. Technol., 24(6), 768-773. World Health Organization (WHO), (1989). Health Guidelines for the Use of Wastewater in Agriculture and

Aquaculture, Report of a WHO Scientific Group, WHO Technical Report Series, No. 778, Geneva. Yang, W., Cicek, N., Ilg, J., (2006). State-of-the-art of membrane bioreactors: worldwide research and commercial

applications in North America. J. Membrane Sci., 270, 201-211. Yigit, N.O., Kaplan, S.S., Civelekoglu, G., Kitis M., (2006). “Membran Biyoreaktörlerde tıkanmayı etkileyen faktörler”.

Proc. of the III. International Scientific and Practical Conference, Azerbaijan University of Architecture and Construction, July 6-7, Baku, Azerbaijan.

Yip, R.W., Konasewich, D.E., (1972). Ultraviolet Sterilization of Water- Its Potential and Limitations. Water Pollut. Control (Canada), 14, 14-18.

Yoon, S.H., Kang, I.J., Lee, C.H., (1999). Fouling of Inorganic Membrane and Flux Enhancement in Membrane- Coupled Anaerobic Reactor. Sep. Sci. Technol., 35(5), 709-724.

Yoshihito O., Tsutomu N., (1992). Membrane Science And Technology. Publisher: Marcel Dekker, ISBN:0824786947, Number of Pages: 467. USA.

Yun, M.A., Yeon, K.M., Park, J.S., Lee, C.H., Chun, J., Lim, D.J., (2006). Characterization of biofilm structure and its effect on membrane permeability in MBR for dye wastewater treatment. Water Res., 40, 45-52.

ZENON Environmental Inc., (2002). www.zenon.com, Oakville, Ontario, Canada. Zhang, J., Chua, H.C., Zhou, J., Fane A.G., (2006). Factors affecting the membrane performance in submerged

MBR. J. Membrane Sci., 284, 54-66. Zhang, T, Lu, J., Ma, J., Qiang, Z., (2008a). Fluorescence spectroscopic characterization of DOM fractions isolated

from a filtered river water after ozonation and catalytic ozonation. Chemosphere, 71, 911–921. Zhang, T, Lu, J., Ma, J., Qiang, Z., (2008b). Comparative study of ozonation and synthetic goethite-catalyzed

ozonation of individual NOM fractions isolated and fractionated from a filtered river water. Water Res., 42, 1563–1570.

su ve atiksu aritiminda İlerİ aritma · pdf file3/63 doç.dr. mehmet kitiş,...

Documents