i

T.C. GEBZE YÜKSEK TEKNOLOJİ ENSTİTÜSÜ

MÜHENDİSLİK VE FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

ANAEROBİK ARITMA SİSTEMİNİN MODELLENMESİ VE KONTROLÜ

Abdullah Bora ÜLKÜ YÜKSEK LİSANS TEZİ

ELEKTRONİK MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI

GEBZE 2006

ii

T.C.

GEBZE YÜKSEK TEKNOLOJİ ENSTİTÜSÜ

MÜHENDİSLİK VE FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

ANAEROBİK ARITMA SİSTEMİNİN

MODELLENMESİ VE KONTROLÜ

Abdullah Bora ÜLKÜ

YÜKSEK LİSANS TEZİ

ELEKTRONİK MÜHENDİSLİĞİ

ANABİLİM DALI

DANIŞMANI

Yrd. Doç. Dr. Şeref Naci ENGİN

GEBZE

2006

iv

ÖZET

TEZ BAŞLIĞI: Anaerobik Arıtma Sisteminin Modellenmesi ve Kontrolü

YAZAR ADI : Abdullah Bora ÜLKÜ

Bu tezde, anaerobik atıksu arıtma sisteminin sürekliliğinin sağlanması

amaçlanmıştır. Bunu yapabilmek için de proses aşamaları ve parametreleri

tanımlanarak sistemin matematiksel modelinin elde edilmesine çalışılmıştır. Sistemin

sürekliliğinin sağlanması ancak kontrol edilerek sağlanabilir. Bu nedenle sistemin

doğrusal olmayan durum denklemleri verilen ilk koşullar çerçevesinde modellenmiş

ve sistem kontrol edilebilir hale getirilmiştir. Çalışmalar MatLab/Simulink (R2006a)

ortamında gerçekleştirilmiştir.

Anahtar kelimeler: Anaerobik, Atıksu, Arıtma, Monod Denklemi, Durum Uzay

Denklemleri.

v

SUMMARY

TITLE OF THE THESIS : Modelling and Control of Anaerobic Treatment

System

AUTHOR: Abdullah Bora ÜLKÜ

In this study, the continuity of the anaerobic wastewater treatment process is

investigated. In order to reach this continuity all the processes are mathematically

modeled and the essential process parameters are determined. The continuity of the

system depends on sustainable control procedure of the whole treatment process.

Since the system has nonlinear characteristics, the wastewater treatment process is

modeled by means of the nonlinear state space equations and the initial conditions.

Thus, the anaerobic wastewater treatment system has become controllable.

Programming and simulation in Matlab/Simulink (R2006a) environment.

Key words:Anaerobic, Wastewater, Treatment, Monod, State Space Equation.

vi

TEŞEKKÜR

Bu çalışmanın hazırlanmasında her zaman bana yardım eden, sorduğum

hiçbir soruyu geri çevirmeyen Danışman Hocam Yrd.Doç. Dr. Şeref Naci ENGİN’e,

Çevre Mühendisliği ile ilgili konularda yardımlarını esirgemeyen Doç. Dr. Güleda

ENGİN’e, çok teşekkür ederim.

Sabırlarından, maddi, manevi, her türlü desteklerinden dolayı canım annem

Ecz. Hatice ÜLKÜ ve canım babam Uzm.Dr. Mehmet Bahri ÜLKÜ’ye, tez

hazırlama aşamasında yardımlarından dolayı sevgili kardeşim Elektronik Müh.

Hüseyin Arda ÜLKÜ’ye ne kadar teşekkür etsem azdır.

Medicana Hastanesi Bilgi İşlem Müdürü sevgili dostum Elektrik Mühendisi

Murat EREN’e maddi, manevi, teknik ve her konuda yardımlarından dolayı teşekkür

ederim.

Artaş Arıtma End. ve Taah. A.Ş. Çalışanlarına ve Elk. Yük. Müh. Hakan

SAĞLAM’a teşekkür ederim.

Yıldız Teknik Üniversitesi Elektrik Mühendisliği Bölümü Araştırma Görevlisi

Elk. Yüksek Müh. Bora ACARKAN’a her türlü yardımlarından dolayı teşekkür

ederim.

Yıldız Teknik Üniversitesi Elektrik Mühendisliği Bölümü Öğretim Üyesi

Doç.Dr. Osman KILIÇ’a desteklerinden dolayı teşekkür ederim.

Sabrından dolayı ve hayatımdaki her türlü desteğinden dolayı sevgili Seda

YILMAZ’a sonsuz teşekkür ederim.

Haziran 2006 A.Bora ÜLKÜ

vii

İÇİNDEKİLER DİZİNİ

Sayfa

ÖZET iv

SUMMARY v

TEŞEKKÜR vi

İÇİNDEKİLER DİZİNİ vii

SİMGELER VE KISALTMALAR ix

ŞEKİLLER DİZİNİ xi

ÇİZELGELER DİZİNİ xii

1. GİRİŞ 1

2. ANAEROBİK (HAVASIZ) ARITMA SİSTEMLERİ 4

2.1. Anaerobik (Havasız) Arıtmanın Genel Prensipleri 4

2.1.1. Atıksu Arıtma Sistemlerine Genel Bakış 4

2.1.1.1. Fiziksel Atıksu Sistemleri 4

2.1.1.2. Biyolojik Arıtma Sistemleri 5

2.1.1.3. Kimyasal Arıtma Sistemleri 7

2.1.1.4. İleri Arıtma Yöntemleri 8

2.1.2. Anaerobik (Havasız) Arıtmaya Giriş 9

2.1.3. Anaerobik Arıtmanın Aşamaları 14

2.1.3.1. Hidroliz 14

2.1.3.2. Asit Üretimi 15

2.1.3.3. Asetat Üretimi 17

2.1.3.4. Metan Üretimi 18

2.1.3.5. Mikroorganizmalar arasındaki İlişkiler ve Faz Ayırımı 19

2.1.4. Anaerobik Artımda Kullanılan Reaktör Tipleri ve Prosesler 22

2.1.4.1. Tam Karışımlı Anaerobik Proses 23

2.1.4.2. Anaerobik Temas (Kontakt) Prosesi 24

2.1.4.3. Anaerobik Filtre Sistemleri (Aşağı ve Yukarı Akışlı) 25

2.1.4.4. Akışkan Yataklı Anaerobik Arıtma Prosesi 25

2.1.4.5. Yukarı Akışlı Anaerobik Çamur Yatağı Prosesi 26

viii

2.1.4.6. Anaerobik Çamur Yataklı Filtre 26

2.1.4.7. Membranlı Anaerobik Arıtma Prosesi 27

2.1.4.8. İki Kademeli Anaerobik Arıtma Sistemleri 27

2.2. Anaerobik Arıtma Konusunda Yapılan Araştırmalar 29

3. ANAEROBİK SİSTEM PARAMETRELERİ 33

3.1. pH Değeri 33

3.1.1. Hidrojen Konsantrasyonu Ölçümü 33

3.1.2. pH Tanımı 34

3.1.3. PH Ölçümü 35

3.1.4. pH Verisinin Kullanımı ve Önemi 36

3.2. Asidite 37

3.3. Alkalinite 39

3.3.1. Alkalinitenin Önemi ve Ölçülmesi 40

3.3.2. Alkalinite Verisinin Kullanımı 41

3.4. Biyokimyasal Oksijen İhtiyacı (BOİ) 42

3.5. Kimyasal Oksijen İhtiyacı (KOİ) 44

3.6. Uçucu Yağ Asitleri (UYA) 46

3.6.1. Genel Bilgiler 46

3.6.2. Uçucu Asitlerin Ölçülmesi 48

3.6.3. Uçucu Asit Verilerinin Kullanılması 49

3.7. Sıcaklık 50

4. SİSTEMİN MODELLENMESİ 51

4.1. Anaerobik Arıtma Sistemi Modellenmesi 51

4.2. Sistem Denklemleri 51

4.3. Sistem Denklemlerinin Çözümü 55

5. ANAEROBİK SİSTEMLERİN KONTROL EDİLMESİ 59

5.1. Sistem Giriş ve Çıkış Parametreleri 59

5.2. Sistemin Kontrolü 60

6 SONUÇLAR 64

KAYNAKLAR 66

ÖZGEÇMİŞ 69

ix

SİMGELER VE KISALTMALAR

Simgeler:

1X : Asidojenik bakteri konsantrasyonu (g/l),

X :Mikroorganizma konsantrasyonu (g/l)

2X : Metanojenik bakteri konsantrasyonu (g/l),

1S : Substrat konsantrasyonu (KOİ) (g/l),

2S : Uçucu yağ asileri konsantrasyonunu (UYA) (g/l)

1inS :Giriş substrat konsantrasyonunu (KOİ) (g/l),

2inS : Giriş uçucu yağ asileri konsantrasyonunu (UYA) (mmol/l),

D : Seyreltme (seyreltme) oranı (1/gün),

K1 : KOİ yıkım verimi katsayısı (gKOİ/g X1),

2k : UYA üretimi verim katsayısı (mmolUYA/grX1),

1mµ : Maksimum asidojenik biyokütle büyüme oranı (1/gün),

2mµ : Maksimum metanojenik biyokütle büyüme oranı (1/gün),

1Sk : 1S ile alakalı doyum parametresi (gKOİ/l),

2Sk : 2S ile alakalı doyum parametresi(mmolUYA/l),

Q : Çıkıştaki spesifik biyogaz üretim oranı (litreCH4/litre.gün-1),

Q R : Kontrol için referans biyogaz üretim oranı (litreCH4/litre.gün-1),

Y : Büyüme verimilik katsayısı,

µ : Spesifik mikroorganizma büyüme oranı (1/gün),

b : Spesifik mikroorganizma ölüm oranı,

So, S : Limitli büyüyen substratın giriş ve çıkış konsantrasyonu, (g/l)

Yg : Gaz üretim verim katsayısı,

q : Substrat kullanım hızı sabiti (1/gün),

K : Kinetik sabiti (1/gün),

qc : Karbondioksit gazı üretim oranı (litreCO2/litre.gün-1),

KLa : Sıvı gaz transfer katsayısı (1/gün),

KH : Henry sabiti(mol/(l.atm)),

PC : Karbondioksit basıncı (atm),

x

PT : Toplam basınç (atm),

Kb : Eğilim oranı,

Z : Toplam alkalinite konsantrasyonu (g/l),

C : Toplam inorganik karbon konsantrasyonu(g/l)

k4, k5, k6 : Verim katsayıları (mmol/g)

Kısaltmalar:

TOK: Toplam Organik Karbon. (kg)

KOİ: Kimyasal Oksijen İhtiyacı. (kg)

BOİ: Biyolojik Oksijen İhtiyacı. (kg)

∆G: Gibbs Serbest Enerjisi (kJ).

AKM: Askıda Katı Madde.

HRT: (θ ) Hidrolik Bekleme Süresi (gün)

SRT: ( Cθ ) Çamur Bekleme Süresi (gün)

xi

ŞEKİLLER DİZİNİ

Şekil Sayfa

2.1., Polimerik maddelerin anaerobik parçalanmasının reaksiyon şeması 16

2.2., Glikozun Parçalanması 20

2.3., Anaerobik Arıtma Sistemleri [Erşahin, 2005] 24

2.4., İki aşamalı anaerobik arıtma sistemi [Murnleitner, E., 2001] 28

3.1., Metanojenlerin reaktif aktivitelerinin (R) pH ile değişimi [Öztürk,

1999].

35

3.2., Zayıf asitler için titrasyon eğrileri [Samsunlu, 2005]. 38

3.3, Kuvvetli bazlar ve asitler için titrasyon eğrileri [Samsunlu, 2005] 38

3.4., İçme suyu ve atıksu analizlerinde önemli asidite tipleri ve bunların

önemli olduğu pH sınırları [Samsunlu, 2005]

38

3.5., Sıcaklığın gaz üretimine etkisi 50

4.1., Besi Maddesinin (S) büyüme hızına etkisi [Öztürk, 1999]. 52

4.1., D=0.5 (1/gün) için spesifik gaz üretim oranı 56

4.2., D=0.3 (1/gün) iken Q değişimi 57

4.3., D=0.75 olduğunda gaz üretim oranının değişimi 57

4.4., D=0.5 (l/gün) için pH’ın zamanla değişimi 58

5.1., Genel bir kontrol sistemi blok şeması 60

5.2., Birim geri beslemeli kapalı çevrim sistemde gaz üretim oranı eğrisi. 61

5.3., Birim geri beslemeli kapalı çevrim sistemde X2 değişimi. 61

5.4., Birim geri beslemeli kapalı çevrim sistemde S2 değişimi 62

5.5., PID kontrollü sistemde Q değişimi [ 10, 7, 3 ]p I DK K K için= = = 62

5.6., PID kontrollü sistemde Q değişimi [ 50, 30, 3 ]p I DK K K için= = = 63

xii

ÇİZELGELER DİZİNİ

Çizelge Sayfa

2.1. Çevre dostu koruma teknolojilerinin seçim esasları. 11

2.2. Arıtma sistemlerinin seçim esasları 11

2.3. Aerobik ve Anaerobik arıtmanın arıtma kapasitesi bakımından

karşılaştırılması.

12

2.4. Aerobik ve Anaerobik arıtmanın işletme şartları bakımından

karşılaştırılması.

13

2.5. Anaerobik arıtmanın dezavantajları 13

2.6. Karbonhidratlardan ve Aminoasitlerden Uçucu Asitlerin Üretimi 17

2.7. Uçucu Asitlerden Asetat Üretimi 18

2.8. Çeşitli ürünler vasıtasıyla metan oluşumu. 19

2.9. Anaerobik mikroorganizmalar için optimum çevre şartları 22

2.10. Proses/Reaktörlerin organik yük ve verim bakımından

karşılaştırılması

23

2.11. Tek kademeli ve iki kademeli sistemlerin işletimlerinin

karşılaştırılması

28

2.12. Yaygın kullanılan anaerobik arıtma sistemlerinin karşılaştırılması 29

2.13. Yaygın kullanılan anaerobik arıtma sistemlerinin işletme sorunları. 29

1

1 GİRİŞ

Günümüzde, hızlı artan nüfus ve buna bağlı olarak artan ihtiyaçları

karşılamak üzere teknoloji, miktar ve tür olarak her geçen gün gelişmektedir.

Ürünlerin hammadde ihtiyacının karşılanmasından, üretimi, kullanımı ve ekonomik

ömürlerini doldurduktan sonra tüketici tarafından atılmaları sürecinde, katı, sıvı ve

hava kirlenmesi problemleri ortaya çıkmaktadır. Bu kirlenme başta insan sağlığını

olmak üzere, canlı ve cansız tüm varlıkları olumsuz etkilemektedir. Bazı doğal

kaynaklar ekonomik ömürlerini bitirmeden atılmaktadır. Kirlenmeye en çok maruz

kalan kaynakların başında insan ve diğer canlılar için vazgeçilmez olan su

gelmektedir. İçme, kullanma, sanayi, hayvancılık, sulama, su sporları gibi değişik

amaçlar için kullanılan su kaynakları, başta sanayi ve yerleşim yerlerinde su

atıklarının kontrolsüz olarak çevreye boşaltımı ile kirletilmektedir. Kirletici

kaynakların bu kontrolsüz boşaltımı ile su kaynaklarının kaliteleri düşmekte ve

kullanım amaçları yönünden kullanışsız bir hale gelmektedirler. Bu olumsuzlukların

giderilmesi için atıksuların alıcı ortamın durumuna ve kullanım maksadına göre

uygun olarak arıtıldıktan sonra boşaltımı esastır. Çevrenin bu kirlenmelerden en az

etkilenmesini sağlamak için çevre teknolojilerinde önemli gelişmeler

gözlenmektedir.

İnsan çevreden çok sayıda bitki, hayvan ve mineral kökenli malzemeleri alır,

bunları işleyerek daha çok sayıda ekonomik ürün elde eder. Bunların üretimi,

tüketimi ve sonuçta çöp halinde çevreye geri verilmeleri aşamalarında toprak, su ve

hava kirlenmesi gibi olumsuzluklar çıkar. İnsan ve hayvan atıklarıyla, bitki

faaliyetlerinin bir sonucu olarak hızlı bir şekilde parçalanmaya başlar ve belirli bir

süre sonunda inorganik maddelere dönüşerek kaybolur. Ancak doğal olarak meydana

gelen bu arıtma işlemi, atık miktarının fazla olması ya da içerisinde biyolojik olarak

parçalanması zor olan kirleticilerin bulunması durumunda yeterli olamamaktadır ve

bulunduğu çevredeki doğal hayatı yok etmektedir.

Çevre kirlenmesine neden olan sıvı atıklar, uygun teknoloji ile kurulmuş az

yer kaplayan atıksu arıtma tesislerinde, doğal arıtmaya göre daha hızlı ve emniyetli

2

bir şekilde gerçekleştirilebilmektedir. Sıvı atıklar, evsel veya endüstriyel kökenli

olabildikleri gibi, içerisindeki kirleticilik unsurları endüstrinin durumuna göre çok

farklılık gösterebilir. Bu atıksular; fiziksel, kimyasal ve biyolojik veya ileri atıksu

arıtma teknolojilerinden biri veya birkaçının birlikte kullanıldığı sistemlerden

geçirilerek çözünmüş, kolloidal veya askıda haldeki kirleticilik unsurları arıtma

çamuru halinde su ortamından uzaklaştırılır [Demir ve ark., 2000].

Biyolojik arıtma teknolojileri temelde, aerobik (havalı) ve anaerobik

(havasız), olmak üzere iki bölüme ayrılabilir. İleride bahsedileceği gibi aerobik

sistemler 1970’li yıllara kadar en çok kullanılan sistemlerdir. Aerobik arıtma

sistemlerinin maliyeti yüksek, hızı, verimi düşük olduğundan dolayı başka

sistemlerin arayışına gidilmiş ve anaerobik artıma sistemleri geliştirilmiştir.

Anaerobik arıtma, kirliliğin azaltılmasında, özellikle gıda üretimi yapan ve tarıma

dayalı endüstrilerin (şeker, maya, mısır, alkol, süt ürünleri, selüloz ve kağıt)

atıksularına bir asırdan fazla süredir uygulanmaktadır. Anaerobik arıtma

sistemlerinin az alan kaplaması, hızlı olması ve uygulanabilirliği sayesinde kullanımı

oldukça artmıştır. Yüksek yükleme hızları, proses stabilitesi ve düşük çamur üretimi

anaerobik proseslerin diğer biyolojik proseslere göre başlıca avantajları arasındadır.

Anaerobik proseslerin uygulanmalarındaki artışın en önemli sebeplerinden biri net

enerji üretimidir. Bu prosesler net enerji ürettiği gibi, aynı zamanda üretilen biyogaz,

fosil yakıtların yerine kullanılmaktadır. Bu sayede sera gazı etkisinin azaltılmasına

olumlu katkıda bulunmaktadır. Bu durum atık arıtımında anaerobik proseslerin

gelecekteki önemini arttırmaktadır.

Anaerobik mikrobiyal tabaka dönüşümü sürekli kültür teorisi ve bunula

birlikte bulunan proses kinetiğine dayanarak açıklanabilir. Ancak çevresel faktörlerin

etkisi ile birlikte reaksiyon mekanizmalarını etkileyen birçok parametrenin etkileri

eklendiğinde ifadeler karmaşık bir hale gelir. Bu tip ifadeler veya modeller öğretici

yararlılığı dışında, karmaşıklığı ve belirsizliği yüzünden kullanıma uygun değillerdir

ve parametrelerin seçimi ve giriş - çıkış parametrelerinin ölçümü, simülasyonların ve

tahminlerin doğruluğu açısından çok önemlidir. Bu sebepten modelleme çabası

bazen seçilen temel ilkelere dayandırılır ve tesislerin proses ve dizayn kontrolü

amacıyla genelleştirilir. Kullanıcının kapasitesine veya tercihine göre düzenlediği

parametre seçimleri ile kinetik ve sistematik modeller kurulabilir.

3

Matematiksel model parametreleri olarak kinetik ifadeler, oran sabitleri, kütle

dengesi ve dönüşüm katsayıları, proseslerin açıklanması için kullanılır. Kullanılan

modeller substratların büyüme sınırlanmasının, nutrient (besin) temellilerin ve

mikrobial büyüme üzerindeki çevresel şartların etkilerinin açıklanması için

geliştirilmiştir. İleride değinileceği gibi, karmaşık organik moleküllerin hidrolizi en

yaygın olarak, Monod Modeli olarak adlandırılan, birinci dereceden kinetikler ve bu

modelin türevleri ile tanımlanır. Ayrıca bu modeller çözülebilir substratların

büyümelerinin simülasyonunda yaygın olarak kullanılmaktadır. Grau, Contois ve

Chen ve Hashimoto modelleri Monod modelinin geliştirilmesi ve farklı metotlarla

elde edilen kullanışlı diğer modellerden bazılarıdır.

Bu modeller, substrat kullanım modeline bakılmaksızın, çoğunlukla tamamen

birleştirilmiş olarak ve durum uzayı şartları varsayılarak kullanılırlar.

Anlatılanlar doğrultusundan bu tezin amacı; karmaşık olan prosesin

modellenmesi ve anaerobik arıtmada önemli olan biyogazın (metan) çıkışının aynı

zamanda da sistemin sürekliliğinin devamı için uygun şekilde kontrolünün

yapılmasıdır. Bunun için ikinci bölümde anaerobik arıtmayla ilgili tanımlar irdelendi.

Üçüncü bölümde ise anaerobik arıtma için önem arz eden çeşitli tanımlar

anlatılmıştır. Dördüncü bölümle birlikte model ve denklemler anlatılarak beşinci

bölümde bu denklemlerden oluşan sistemin simulasyonla kontrolü yapılmaya

çalışılmıştır. Altıncı bölümde ise alınan sonuçlar değerlendirilmeye çalışılmıştır.

4

2 . ANAEROBİK (HAVASIZ) ARITMA

SİSTEMLERİ

2.1 Anaerobik (Havasız) Arıtmanın Genel Prensipleri

Bu bölümde atıksu arıtımını genel olarak inceledikten sonra anaerobik

arıtmanın temel konuları üzerinde durulmuştur. Arıtma sisteminden en iyi verimin

alınabilmesi için proseslerin çok iyi belirlenmesi gerekliliğinden hareketle bu

bölümde konularla ilgili detaylara biraz ağırlık verilmiştir. Yakın geçmişimizde bu

konu ile ilgili yapılan çalışmalarda da kısa bilgiler verilmeye çalışılmıştır.

2.1.1 Atıksu Arıtma Sistemlerine Genel Bakış

Dünyada yılda 40.000 km³ tatlı su okyanuslardan karalara transfer olmaktadır.

Bu suyun büyük bir kısmı taşkın vb. nedenlerle kaybolurken kullanılabilir su miktarı

yıllık olarak 9.000 km³ olmaktadır. Dünya nüfusunun yıllık su gereksinimi kişi

başına ortalama 350 m³ civarındadır. Ancak su kirlenmesi nedeni ile su gereksinim

kişi başına 700 m³ değerine ulaşmaktadır. Şu an dünya üzerindeki suyun ancak 13

milyar insana yeteceği düşünülmektedir. Dünya nüfusunun zaman içinde artışı ve su

kaynaklarının dünya üzerinde eşit olarak dağılmaması (Afrika ve Ortadoğu vb.) gibi

nedenlerle su kirliliği önemli bir sorun olarak karşımıza çıkmaktadır. Suyun kirlilik

derecesi ilerdeki konularda da anlatılacağı üzere ihtiva ettiği KOİ veya BOİ değerleri

ile ölçülmektedir. Bir atıksuyun KOİ veya BOİ derecesi ne kadar yüksekse kirliliği o

derece yüksektir. Arıtma sistemleri dört başlık altında toplanabilir [Demir ve ark.,

2000].

2.1.1.1 Fiziksel Atıksu Sistemleri

Atıksu içerisindeki kirletici maddelerin fiziksel işlemlerle atıksudan alınması

amacı ile kullanılan proseslerdir. Uygulamaları; ızgaralar, elekler, kum tutucular,

yüzdürme sistemleri, çöktürme havuzları, dengeleme havuzlarıdır [Demir ve ark.,

2000]. Belirtilen uygulamalar kısaca aşağıdaki gibi açıklanabilir:

5

Izgaralar, büyük hacimli maddelerin atıksudan ayrılarak pompa ve diğer

teçhizata zarar vermelerini önlemek ve diğer arıtma ünitelerine gelecek yükü

hafifletmek amacı ile kullanılan arıtım üniteleridir. İnce ve kaba ızgaralar olmak

üzere aralık miktarlarına bağlı çeşitleri bulunmakta ve manuel veya otomatik

temizlemeli olarak tasarlanabilmektedirler.

Elekler, atıksu içerisindeki katı maddelerin tutulması ve arıtma sistemine giren

kirlilik yüklerinin azaltılması amacı ile kullanılırlar.

Dengeleme Havuzları, atıksuyun debi ve kirlilik yüklerinin dengelenmesi

amacı ile kullanılırlar.

Kum Tutucular, atıksu içerisinde bulunan kum, çakıl vb. ayrışmayan maddeleri

sudan ayırarak makine ve teçhizatın aşınmasını önlemek, çöktürme havuzlarında

kum ve çakıl birikiminin önüne geçmek amacı ile kullanılırlar.

Yüzdürme Sistemleri, yüzdürme işlemi, çökeltme işleminin tersidir ve sudan

daha düşük özgül ağırlığa sahip taneciklerin yükselmesi esasına dayanır. Yüzdürme

sistemleri, atıksu içerisinde bulunan yağ, sabun, gres, ahşap parçaları gibi sudan hafif

maddeleri tutmak için kullanılırlar.

Çöktürme Havuzları, sudan daha fazla yoğunluğa sahip katı maddelerin

durağan koşullarda yer çekimi etkisi ile çöktürülerek uzaklaştırılması amacı ile

kullanılırlar. Çöktürme havuzları, ön çöktürme veya biyolojik ve kimyasal arıtım

işlemi ardından son çöktürme amacı ile kullanılabilirler.

2.1.1.2 Biyolojik Arıtma Sistemleri

Biyolojik arıtma, atıksu içerisindeki çözünmüş organik maddelerin

bakteriyolojik faaliyetlerle ayrıştırılarak giderilmesi işlemidir. Bakterilerin arıtma

işlemini gerçekleştirebilmeleri için pH, sıcaklık, çözünmüş oksijen, toksik maddeler

gibi parametrelerin kontrol altında tutulması gerekmektedir. Uygulamaları; aktif

çamur sistemleri, biyofilm sistemleri, stabilizasyon havuzları, havalandırmalı

lagünlerdir [Demir ve ark., 2000]. Bunlardan bazıları aşağıda özetlenmiştir.

6

Aktif çamur: Aktif çamur sistemi dengeleme, havalandırma, çöktürme ve

dezenfeksiyon ünitelerinden oluşmaktadır. Aktif çamur tekniğine göre çalışan

sistemler uygulamada en çok kullanılan sistemlerdir. Aktif çamur, kolloidal

çözünmüş maddelerin mikroorganizmalar ile çökebilir biyolojik floklara

dönüştürüldüğü bir proses olup bu proseste havalandırma havuzu içindeki

mikroorganizmaların askıda tutulması esastır. Biyolojik arıtma ünitesi havalandırma

sonucu, organik maddelerin askıda büyüyen mikroorganizmalar tarafından

parçalanması prensibiyle çalışır. Askıda büyüyen mikroorganizmalar suyun

içerisinde bulunan organik maddeleri parçalayarak H2O ve CO2’e ve diğer ürünlere

çevirirler. Mikroorganizmaların organik maddeleri oksitlemesi sonucu organik

maddeler ya okside olur, ya da biyokütleye dönüşür. Havalandırma havuzunda

gereken arıtma veriminin sağlanması amacıyla havuz içerisinde faaliyet gösteren

mikroorganizma sayısını (MLSS) sabit bir değerde tutmak gerekmektedir. Bu

nedenle biyokütlenin bir kısmı çöktürme kademesinde fazla çamur olarak sistemden

atılırken diğer kısmı havalandırma bölümüne geri devrettirilir. Aktif çamur

sistemlerinde bakteriler en önemli mikroorganizmalardır. Çünkü organik maddelerin

parçalanmasından sorumludurlar. Aktif çamur sistemlerinin tasarımında ve

işletilmesinde çeşitli parametreler kullanılır. Bu parametrelerden bazıları çamur

yükü, çamur yaşı ve bekletme süresidir.

Biyofilm Kullanılan Sistemler: Damlatmalı filtre sistemlerinde üst kısımdan

verilen atıksular damlatmalı filtre içine yerleştirilen dolgu malzemelerinin arasından

aşağı doğru akar. Dolgu malzemeleri üzerinde mikroorganizmalar oluşur.

Damlatmalı filtre tabanından verilen hava mikroorganizmaların yaşamı için

gereklidir. Mikroorganizmalar da atıksudaki organik maddeleri tüketirler. Filtre

malzemesi taş dolgu ya da plastik dolgu malzemesidir. Biyodisk sistemleri seri

olarak yerleştirilmiş dairesel disklerden oluşur. Disklerin malzemesi polystrene veya

polyvinyl kloriddir. Diskler atıksuya batmıştır ve yavaş olarak dönerler.

Mikroorganizmalar disklerin yüzeyine tutunup tabaka oluştururlar. Disklerin

dönmesi biyokütleyi atıksudaki organik maddelerle temas ettirilir. Diskler sonra da

atmosferdeki oksijenle temas eder. Disklerin dönmesi ile aerobik şartlar sağlanır.

7

Stabilizasyon Havuzları: Stabilizasyon havuzlarının işletilmesi basittir ve

fazla mekanik ekipmana ihtiyaç duymazlar. Bu sistemler aerobik, anaerobik ve

fakültatif stabilizasyon havuzları olarak sınıflandırılırlar.

Havalandırmalı Lagünler: Diğer Bu sistemler havalandırma için doğal

alanları kullanır. Gerekli oksijen difüzör veya yüzeysel havalandırıcılar vasıtasıyla

temin edilir.

Anaerobik Arıtma Sistemleri: Anaerobik arıtma sistemleri havasız ortamda

gerçekleştirilen arıtma prosesleridir. Uygulamalarından bazıları sürekli karışımlı

reaktörler, anaerobik filtreler ve akışkan yataklı sistemlerdir.

a) Sürekli Karışımlı Tank Reaktörü: Sürekli karıştırılan tank tipinde olan

bu reaktör atıksuların anaerobik arıtılmasında kullanılan ve katı

resirkülasyonu olmayan ilk kuşak reaktörlerden birisidir.

b) Anaerobik Filtre (Yukarı akışlı dolgu sütunu): Hareketsiz hücre

reaktörlerinin bir uyarlaması olarak geliştirilen anaerobik filtre tipinde

kullanılan dolgu malzemesi biyofilm gelişmesi için gerekli olan temas

yüzeyini sağlar.

c) Akışkan Yataklı Sistemler: Bu sistemde yukarı akışlı reaktör, kısmen

bir taşıyıcı malzeme (genellikle kum) ile doldurulur. Söz konusu

reaktörde kum tanecikleri üzerinde biyofilm oluşturularak arıtmanın

gerçekleştirilmesi amaçlanır.

2.1.1.3 Kimyasal Arıtma Sistemleri

Kimyasal arıtma sistemleri suda çözünmüş veya askıda halde bulunan

maddelerin fiziksel durumunu değiştirerek çökelmelerini sağlamak üzere uygulanan

arıtma prosesleridir. Kimyasal arıtma işleminde, uygun pH değerinde atıksuya

kimyasal maddeler (koagülant, polielektrolit vb.) ilave edilmesi sonucu, çöktürülmek

istenen maddeler çökeltilerek çamur halinde sudan ayrılır. Uygulamaları;

nötralizasyon, flokülasyon ve koagülasyondur [Demir ve ark., 2000].

Nötralizasyon, asidik ve bazik karakterdeki atıksuların uygun pH değerinin

ayarlanması amacı ile yapılan asit veya baz ilavesi işlemidir.

8

Koagülasyon, koagülant maddelerin uygun pH’da atıksuya ilave edilmesi ile

atıksuyun bünyesindeki kolloidal ve askıda katı maddelerle birleşerek flok

oluşturmaya hazır hale gelmesi işlemidir.

Flokülasyon (yumaklaştırma), atıksuyun uygun hızda karıştırılması sonucunda

koagülasyon işlemi ile oluşturulmuş küçük taneciklerin, birbiriyle birleşmesi ve

kolay çökebilecek flokların oluşturulması işlemidir.

2.1.1.4 İleri Arıtma Yöntemleri

Dezenfeksiyon, arıtma tesisi çıkış suyu alıcı ortama verilmeden önce, suda

bulunan bakteri ve virüslerin uzaklaştırılması işlemidir.

Azot Giderme, atıksuyun içerdiği amonyum iyonları azot bakterileri

yardımıyla nitrifikasyon kademesinde önce nitrite ve sonra nitrata dönüştürülür.

Daha sonra denitrifikasyon kademesinde anoksik şartlar altında azot gazı halinde

sudan uzaklaştırılır.

Fosfor Giderme, fosfor bileşiklerini gidermek için kimyasal ve biyolojik

metotlar ayrı ayrı veya birlikte kullanılır. Kimyasal arıtmada kimyasal maddeler

kullanılarak yüksek pH değerinde fosfor, fosfat tuzları halinde çöktürülür. Biyolojik

metotlarla fosfor arıtımı, biyolojik arıtma sırasında fosfatın mikroorganizmalarca

alınması ile sağlanır.

Filtrasyon, biyolojik ve kimyasal arıtma işlemlerinde yeterince giderilemeyen

askıda katı maddelerin ve kollidlerin tutulması amacıyla uygulanır.

Adsorbsiyon, suda çözünmüş maddelerin elverişli bir ara yüzeyde toplanması

işlemidir.

İyon Değiştirme, endüstriyel atıksu arıtımında kullanılan atıksu bünyesinde

istenmeyen anyon ve katyonların uygun bir anyon ve katyon tipi iyon değiştirici

kolonda tutulması işlemidir.

9

Ters Osmoz, atıksuyun yeniden kullanılabilmesini sağlamak amacıyla,

genellikle endüstriyel atıksu arıtımında kullanılan çözünmüş anorganik ve organik

maddelerin sudan uzaklaştırılması ya da geri kazanılması amacıyla yüksek basınç

uygulanan bir sistemdir.

Ultrafiltrasyon, yarı geçirgen membranların kullanıldığı ters osmoz işlemine

benzeyen basınçlı membran filtrasyon metodudur. Bu yöntemde yağ/su emülsiyonu

içerisinde dağılmış olan yağ damlacıkları ince bir membran yardımı ile filtre edilerek

su fazından ayrılır. Ultrafiltrasyondan önce arıtılması düşünülen emülsiyonun bir ön

arıtma işlemine tutulmasında fayda vardır. Bu işlem emülsiyon kırma maddeleri ile

gerçekleştirilir ve yağ su fazı ayrılır.

2.1.2 Anaerobik (Havasız) Arıtmaya Giriş

Anaerobik arıtma, organik atıkların oksijensiz ortamda biyolojik süreçlerle

parçalanmak suretiyle, CH4, CO2, NH3 ve H2S gibi son ürünlere dönüştürülmesi

olarak tanımlanmaktadır [Öztürk, 1999]. Organik çökeltilerin çürümesi sonucu

metan ortaya çıktığı 18. Yüzyıldan beri bilinmektedir. 19. Yüzyılın ortalarında bu

ayrışmada bakterilerin rol oynadığı anlaşılmıştır. Bununla birlikte havasız arıtmanın

evsel atıksu arıtma tesisi çamurlarının çürütülmesinde kullanılabileceği 1881 yılında

ortaya konmuştur [Moigno, 1882]. Bu tarihten itibaren havasız arıtmanın atıksu

arıtımındaki uygulamaları ile ilgili çalışmalarda proses biyokimyası ve

mikrobiyolojisi alanındaki gelişmelere paralel bir artış görülmüştür. Yakın zamana

kadar hemen sadece biyolojik arıtma çamurlarının çürütülmesinde uygulanan havasız

arıtma süreci, son yıllarda endüstriyel ve evsel atıksuların arıtılmasında da yaygın

olarak kullanılmaya başlanmıştır [Öztürk, 1999].

Havalı (aerobik) sistemler enerji maliyetlerinin hızla artmaya başladığı 1970’li

yıllara kadar, atıksu arıtımında en çok kullanılan sistemlerdi. Artan enerji maliyetleri,

mevcut arıtma sistemlerinin yatırım ve işletme giderleri bakımından yeniden

incelenmesini gündeme getirmiş ve bunun sonucu olarak da havasız arıtma sistemleri

geliştirilmiştir [Öztürk, 1999].

10

Mevcut atık ve atıksu uzaklaştırma ve arıtma problemleri büyük yatırımlar

yapılarak zamanla çözüme ulaştırabilmesine rağmen sonuç olarak daima arıtılması

çok güç konsantre arıtma çamurları ve katı atıklar kalmaktadır. Bu nedenle mali

kaynakları zayıf olan ülkelerde basit, pahalı olmayan, geri kazanma ve yeniden

kullanma metotlarıyla bağlantılı uygun arıtma tekniklerinin kullanılması ve bu

tesislerden çıkacak artıkların ihmal edilmeden takip edilmesi gerekmektedir. Birçok

atık türünün arıtılmasında kullanılan yöntemlerden birisi biyolojik arıtımdır.

Doğada kendiliğinden var olan bu arıtım yöntemi teknolojik imkanlar kullanılarak

çok miktarda atığın hızlı ve kontrollü olarak arıtılmasını temin etmektedir.

Biyolojik arıtım aerobik ve anaerobik arıtım olmak üzere başlıca iki gruba

ayrılmaktadır [Demir ve ark., 2000].

Anaerobik atıksu arıtımı, bazı özelikleri dolayısıyla son yıllarda önem

kazanmış ve üzerinde çok sayıda araştırma yapılmıştır. Bilhassa sanayi atıksularının

arıtımı maksadıyla çok sayıda anaerobik arıtma tesisi kurulmuştur. Ülkemizde ise

son yıllarda yurtdışı firmalardan lisans almak suretiyle inşa edilmiş sınırlı sayıda

anaerobik tesis mevcuttur. Anaerobik arıtma birçok atıksu çeşidi için

uygulanabilmesi, enerji gerektirmemesi hatta fazladan enerji üretebilmesi ve düşük

teknoloji ve maliyetlerle inşa edilebilmesi gibi üstünlüklere sahiptir [Öztürk, 1999].

Bütün bu üstünlüklerine rağmen anaerobik arıtma bilhassa sıcaklık, pH, şok

yükler gibi çevresel faktörlere aerobik arıtmaya göre daha fazla hassastır. Bu

etkileri minimuma indirgemek ve proseste zararlı bir etki oluşturmamak için bu

faktörlerin etki şekli, etki aralığı, zararın nasıl ve ne kadar sürede giderilebileceği

gibi konularda bilgi sahibi olmak ve buna göre tedbir alıp işletme şartlarını

düzenlemek gereklidir [Demir ve ark., 2000].

Anaerobik reaktör stabil şartlarda işletilirken farklı metabolik grupların

aktiviteleri birbirine uyumlu olduğundan herhangi bir reaksiyon basamağındaki

ürünün birikimi söz konusu değildir. Ancak, anaerobik proses ani bir işletme

değişikliğine uğradığında, reaktör dengesi bozulmakta ve bakteri grupları bu etkiye

farklı tepkiler göstermektedir. Bu ani işletme etkileri; zehirli maddeler, aşırı organik

yükleme, sıcaklık değişimi ve benzeri etkiler olabilir [Demir ve ark., 2000].

11

Gelişmekte olan ülkelerin çoğu ciddi çevre sorunları ile birlikte enerji,

hammadde ve zirai üretim yetersizliği gibi meselelerle karşı karşıyadır. Bu ülkeler

için basit, ucuz ve yerel şartlara uygun çevre koruma sistemleri geliştirilmelidir. Bu

sistemlerle atıksu arıtımı ile geri kazanma ve yeniden kullanma imkanları

sağlanmalıdır. Bu tür çevre koruma teknolojilerinin seçiminde göz önünde tutulması

gereken faktörler Çizelge 2.1’de verilmiştir. Ayrıca arıtma tesisi seçiminde dikkat

edilmesi gerek hususlar da Çizelge 2.2’de verilmiştir [Erşahin, 2005].

Çizelge 2.1., Çevre dostu koruma teknolojilerinin seçim esasları. - Bu teknolojiler atıkları ortadan kaldırmalı veya miktarını büyük ölçüde

azaltmalıdır.

- Kirleticilerin temiz suyla seyreltilmesine gerek kalmamalıdır.

- Arıtma verimi yüksek olmalıdır.

- Atık maddelerin azami derecede yeniden kullanılmasına ve geri kazanılmasına imkan

verilmelidir.

- Yatırım, enerji ve işletme maliyeti düşük olmalıdır.

- İşletme ve bakımları kolay olmalıdır.

- Değişik ölçeklerde uygulanabilmelidir.

- Her bakımdan kendi kendine yeterli olmalıdır.

Çizelge 2.2., Arıtma sistemlerinin seçim esasları. - Sistemin, BOİ, AKM, nütrient ve patojen mikroorganizma giderme verimleri yeterli

olmalıdır.

- Sistem, enerji kesilmesi, şok yükler, kesikli besleme ve toksik maddelerden az

etkilenmelidir.

- Sistem, debi ve kirlilik yükündeki değişimlere kolayca uyum sağlayabilmelidir ve

büyütülmeye müsait olmalıdır.

- İşletilmesi, bakımı ve kontrolü tespit olmalı, olabildiğince kalifiye mühendis ve

operatöre ihtiyaç göstermemelidir.

- Az alan kaplamalıdır.

- Çamur miktarı az ve uzaklaştırılması kolay olmalıdır.

- Koku problemi olmamalıdır.

- Ürün geri kazanmaya, zirai sulamaya ve gübre olarak kullanılmaya imkan vermelidir.

- İşletme emniyeti yüksek olmalı, hakkında yeterli bilgi ve tecrübe birikimi bulunmalıdır.

12

KOİ >1500 mg/1 olan atıksuların havasız arıtımı, havalı arıtmaya göre önemli

oranda daha ekonomiktir. Havasız arıtma ile enerji tüketilmez, biyoenerji (biyogaz)

üretilir. Özellikle kuvvetli atıkların arıtımında, havasız arıtma adeta bir enerji

jeneratörü hüviyeti kazanır. Havasız arıtma yoluyla 1000 kg KOİ giderimi sonunda

2700 kw-sa eşdeğeri net enerji üretilebilir [Öztürk, 1999].

Havasız arıtma sistemlerinde oluşan biyolojik çamur miktarı havalı sistemlere

göre çok azdır. Genelde havalı arıtmaya giren 100 gram organik karbondan (TOK)

takriben 50 gram biyolojik çamur oluştuğu halde havasız arıtmada buna karşı ortaya

çıkan biyolojik çamur miktarı 1 ila 5 gram civarındadır. Dolayısıyla havasız arıtmada

giderilen organik karbonun %90-98’i biyogaza (metan) geri kalan miktar ise

karbondioksit, hidrosülfür ve amonyağa dönüştürülür [Öztürk, 1999].

Aerobik (havalı) ve Anaerobik arıtmanın toplam organik kütle bakımından

karşılaştırılması Çizelge 2.3’te, işletme şartları bakımından mukayesesi Çizelge

2.4’te, anaerobik arıtmanın bazı dezavantajları da Çizelge 2.5’te verilmiştir [Öztürk,

1999].

Çizelge 2.3., Aerobik ve Anaerobik arıtmanın arıtma kapasitesi bakımından

karşılaştırılması.

- Havasız arıtmanın mekanik donanım maliyeti daha düşüktür.

- Havasız arıtma şeker ve konserve gibi mevsimlik endüstriler için çok uygundur.

Zira havasız mikroorganizmalar 15°C den daha az sıcaklıkta tutulmak kaydıyla,

beslemeksizin, aktivitelerini uzun süre koruyabilirler.

- Anaerobik arıtma çok farklı reaktör kapasitelerinde arıtma verimleri

değişmeksizin kullanılabilirler.

- Havasız arıtma, müteakip basit havalı arıtma sistemleri ile birlikte çevre dostu

entegre bir arıtma sistemi halinde uygulanabilir. Bu tür bir uygulama ile

atıksularla balık yetiştirilip hayvan yemi (alg) üretilebildiği gibi, kükürt geri

kazanılabilir, ayrıca zirai sulama yoluyla amonyum (NH4) ve fosfat (PO4) tuzları

gübre olarak değerlendirilebilir.

13

Çizelge 2.4., Aerobik ve Anaerobik arıtmanın işletme şartları bakımından

karşılaştırılması.

- Hacimsel organik yük havalı süreçlere göre 5-10 kat daha fazladır.

- Biyokütle sentez hızı (Y) havalı proseslerin %5-20’si dir.

- Nütrient (besin N,P) ihtiyacı havalı proseslerin %5-20’si dir.

- Anaerobik biyokütle aktivitesini kaybetmeksizin aylarca tutulabilir.

- Havalı süreçlerdeki 500-2000 kw-sa/1000 kg KOİ lik bir havalandırma

enerjisine karşılık havasız süreçlerde böyle bir ihtiyaç yoktur.

- Havasız arıtma ile 12.000.000 BTU (3395 kw-sa)/1000 kg KOİ eşdeğeri

metan üretilebilir.

Çizelge 2.5., Anaerobik arıtmanın dezavantajları

- İşletmeye alma devresinin daha uzun olması,

- Seyreltik ve karbonhidratlı atıklarda düşük alkaliniteye bağlı ilave alkalinite

ihtiyacı,

Bazı hallerde yüzeysel sulara deşarj kriterlerinin sağlanamaması (Top N,P).

- Seyreltik atıklarda üretilen metanın reaktörlerin 35°C de ısıtılması için yeterli

olmayışı,

- Sülfatlı atıksularda H2S ve koku problemi,

- Nitrifikasyon imkanı olmayışı,

- Klorlu organiklerin havasız arıtmada, havalı arıtmaya göre daha zararlı oluşu,

- Düşük sıcaklıklarda arıtma hızının düşük oluşu,

- Yüksek biyokitle aktivitelerinin oluşabilmesi için NH4 konsantrasyonlarının

da 40-70 mg/l gibi yüksek seviyelerde tutulma gereği,

- Bazı tür endüstriyel atıklarda reaktör içinde ve boru aksamında ciddi

inorganik çökelti ve taşlaşma sorunları.

14

2.1.3 Anaerobik Arıtmanın Aşamaları

Organik maddelerin mikroorganizmalarca anaerobik ayrışma prosesi başlıca

dört safhada gerçekleşmektedir. Bunlar: (1) hidroliz, (2) asit üretimi, (3) asetat

üretimi, (4) metan üretimi kademeleridir [Demir ve ark., 2000].

Anaerobik bakteriler inert parçacıklara veya birbirlerine tutunarak

oluşturdukları kümeler halinde bulunmaktadırlar [McLeod et al, 1990]. Böylece

kolonileşme bakterilere simbiyoz ortam açısından iyi bir ortam sağlamaktadır.

Yapılan çalışmalar göstermiştir ki, anaerobik mikroorganizmalar beslenmeden üç

yıla kadar uzun bir süre granüler yapısını koruyabilmekte ve metan üretme etkinliğini

kolayca yeniden sağlayabilmektedir [Wu et al, 1995]. Depolanan granüllerin havasız

metabolik aktivitelerini etkileyen en önemli faktörler olarak; havaya maruz kalma,

muhafaza süresinin uzunluğu ve muhafaza sıcaklığı sayılabilmektedir [Wu et al,

1995].

2.1.3.1 Hidroliz

Hidroliz, hücre dışı enzimlerce gerçekleştirilen oldukça yavaş bir süreçtir.

Reaksiyon hızını etkileyen en önemli faktörler pH, sıcaklık ve çamur yaşıdır

(mikroorganizma bekleme süresi). Yağlar çok yavaş hidrolize olduğundan dolayı

önemli miktarda yağ ve diğer yavaş hidrolize olan maddeleri ihtiva eden atıkların

havasız arıtımında hidroliz hız sınırlayıcı faktör olabilmektedir [Speece, 1996].

Karbonhidratlar genellikle havasız ortamda ayrıştırılabilmektedir.

Karbonhidratların hidroliz yolu ile monosakkaritlere parçalanması esnasında şekerler

enerji kaynağı olarak kullanılmaktadır. Glikozun polimerleri olarak ele alındıkları

takdirde, polisakkaritlerin hidroliz yolu ile tam anaerobik fermantasyonu (2.1)’de

görüldüğü gibidir.

6 10 5 n 2 4 2(C H O ) + (n - 1).H O 3n.CH + 3n.CO⎯⎯→ (2.1)

Yağlar suda çözünmeyen; ancak organik çözücülerde çözünebilen heterojen

yapıdaki organik bileşiklerdir. Havasız şartlarda lipaz olarak adlandırılan esteraz

grubu, lipidleri parçalayıp uzun zincirli-yağ asitleri, galaktoz ve gliserol

oluşturmaktadır [Erşahin, 2005].

15

Selüloz, kimyasal ve fiziksel yapısından dolayı çok zor hidrolize olur. Bazı

protozoa ve bakteri türlerinin (Clostridium gibi) selülozları fermente olabilen dimer

sellobiyozayı hidrolize ettiği bilinir. Selülozik atıkların anaerobik mikrobiyolojik

parçalanmasında, hidroliz safhası tüm prosesin reaksiyon hızını sınırlayıcı

basamağıdır [Demir ve ark., 2000].

Proteinler, proteazlar ve peptidaz enzimleri tarafından hidrolize edilir. Bu

enzimler kısmen hücre duvarında kısmen de reaktör sıvısı içinde bulunurlar.

Proteinlerin hidrolizi, aminoasit kompozisyonuna bağlıdır. Bileşiğin uzaysal yapısı

çok önemlidir. Çözünebilir proteinler, çözünür olmayanlara göre çok daha hızlı

hidrolize olurlar. Çözünür olmayan besi maddelerinin hidrolize edilebilmesi için

mikroorganizmalar besi maddelerine yapışarak faaliyet gösterir. Yağlar, anaerobik

arıtmada kolayca giderilemez. Bazı Clostridium türlerinin gliseridezleri hidrolize

ettiği bilinmektedir [Demir ve ark., 2000].

Kompleks organik maddelerin anaerobik ortamda hidrolizinde değişik

mikrobiyal türler mevcuttur. Bunların çoğu zorunlu anaerob olmakla birlikte

Streptococci ve Enterics gibi türler fakültatif anaerobtur. Bacteroides, Clostridium,

Butyrivibrio, Eubacterium, Bifidobacterium, Lactobacillus gibi mezofilik türler ve

diğer pek çoğu baskın organizma şeklinde bulunmaktadır [Demir ve ark., 2000].

2.1.3.2 Asit Üretimi

Asit üretimi safhasında hidroliz ürünleri asetik aside veya reaktördeki işletme

şartlarının kararlı olması durumunda, propiyonik, bütirik, valerik asit gibi ikiden

fazla karbonlu yağ asitlerine dönüştürülmektedir. Kararlı anaerobik süreçlerde yağ

asitlerinin konsantrasyonu oldukça düşük seviyelerde bulunmaktadır (100-300

mgHac/l). Asit üretimi safhasında 2 farklı bakteri grubu görev yapmaktadır. Birinci

grup bakteriler (fermentasyon ve asidojenik bakteriler, la ve lb; Şekil 2.1.) organik

polimerlerin hidrolizinde ve bunu takiben de açığa çıkan monomerlerin (hidroliz

ürünlerinin) organik asitlere ve solventlere dönüştürülmesinde rol almaktadır. Bazı

asidojenik bakteri türleri (homoasetik bakteriler) karbonhidratları kullanarak asetik

asit üretmektedirler. Diğer bir tür de belirli şartlarda H2 üretmektedir [Öztürk, 1999].

16

Şekil 2.1., Polimerik maddelerin anaerobik parçalanmasının reaksiyon şeması.

Asetik asit bakterileri, çoğalmaları için gerekli enerjiyi organik asit ve

solventlerin asetik asite, H2 ve CO2’ye parçalanması sonucu açığa çıkan enerjiden

sağlamaktadırlar. Termodinamik sebeplerle asetik asit bakterileri sadece H2 kullanan

mikroorganizmalar ile birlikte yaşarlar. Asetik asit bakterileri aynı zamanda H2

üreten asetojenik bakteriler olarak da bilinmektedir. Asit üretim hızı metan üretim

hızına göre daha büyük olduğu için, çözünmüş organik madde konsantrasyonundaki

ani artış, asit üretiminin artması sonucu sistemde asit birikimine yol açmaktadır.

Böyle bir durum bir sonraki adım olan metan üretimi safhasında inhibisyona sebep

olabilmektedir. Asit üretimine paralel olarak, protein ve aminoasitlerin

ayrışmasından NH4’de açığa çıkmaktadır. Amonyum konsantrasyonu genelde

17

havasız süreçlerde inhibisyona sebep olacak seviyede olmamakla birlikte azotça

zengin endüstriyel atıksularda problem oluşturabilmektedir [Speece, 1996].

Kompleks organik maddeler, suda çözünebilir daha basit organik maddelere

hidrolize olduktan sonra, asitojen bakteriler vasıtasıyla organik asitlere,

karbondioksite ve hidrojene fermente olurlar. Asitojen bakteriler metanojenlere göre

daha hızlı büyürler ve pH değişimine karşı çok fazla hassas değildirler. Asitojen

bakteriler fakültatif anaeroblar (oksijen mevcudiyetinde de yaşayabilen), zorunlu

anaeroblar veya her ikisinin karışımı olabilir [Demir ve ark., 2000].

Asitleşme safhası esnasında karbonhidratlar ve aminoasitler asitojen bakterileri

tarafından propiyonik, butirik ve valerik aside fermente olurlar (Çizelge 2.6.).

Organik asitlerin üretimi esnasında asetik asit, hidrojen ve karbondioksit de oluşur

[Demir ve ark., 2000].

Çizelge 2.6., Karbonhidratlardan ve Aminoasitlerden Uçucu Asitlerin Üretimi.

2.1.3.3 Asetat Üretimi

Asit üretimi esnasında oluşan propionat, butirat ve valerat gibi ürünler

metanojenik bakteriler için uygun besi maddeleridir. Bu maddelerin asetata ve

hidrojene oksidasyonu için hidrojen kısmi basıncının, 10-3 atmosferin altında

tutulması gerekmektedir. Bu durum, metanojenler ve sülfat indirgeyici organizmalar

tarafından H2’nin hızlı bir şekilde tüketilmesiyle başarılır. Aksi takdirde, organik

18

asitlerin konsantrasyonları artarak ortamın pH’ını düşürür. Böylece arıtma tamamen

verimsiz hale gelir. Kararlı (stabil) şartlarda, karbondioksit, hidrojenle reaksiyona

girerek hidrojen konsantrasyonunun 10-3 atmosferin altında kalmasını sağlar. Asetat

üretimi safhasında gerçekleşen reaksiyonlar Çizelge 2.7.’de verilmiştir [Demir ve

ark., 2000].

Çizelge 2.7., Uçucu Asitlerden Asetat Üretimi

2.1.3.4 Metan Üretimi

Anaerobik ayrışmada son basamak metan fermantasyonudur. Bu safhada iki

kademe reaksiyon gerçekleşir. Birincisinde asetat, metan ve karbondioksite fermente

olur. İkincisinde ise asetat, metan ve karbondioksite çevrilir. Her iki safhada

meydana gelen ürünler ya gaz olarak çıkar ya da bikarbonat alkalinitesine dönüşürler

veya hidrojen ile birleşerek metan ve suyu meydana getirirler [Demir ve ark., 2000].

Şimdiye kadar 15 farklı metan bakterisi izole edilmiştir. Formik asit, asetik

asit, metanol ve hidrojen, çeşitli metanojen bakterilerin enerji kaynağı olarak

kullanılmaktadır. Asetik asit ve hidrojen, metan oluşumu için ana besi maddesi

olarak hizmet görür. Anaerobik arıtmada oluşan metanın yaklaşık %72’si asetatın

bölünmesinden meydana gelir. Geriye kalan %28’lik miktar ise CO2 indirgeyici

metanojenler tarafından enerji kaynağı olarak kullanılan hidrojenin karbondioksiti

indirgenmesinden meydana gelir. Çizelge 2.8.’de çeşitli ürünler vasıtasıyla metan

oluşumu görülmektedir [Demir ve ark., 2000].

Moleküler hidrojen anaerobik arıtmada önemli bir ara üründür. Metan

üretiminin %30’u, CO2’nin moleküler hidrojen (H2) kullanılarak indirgenmesiyle

oluşur. Fakat hidrojen konsantrasyonu yüksekse organik maddelerden üretilen

propiyonat ve bütirat konsantrasyonu artarken asetatta parçalanma işlemi yavaşlar ve

sonuç olarak bu maddelerin birikimi artar. Anaerobik reaktörde hidrojen

19

konsantrasyonu reaksiyonlarda oluşan hidrojen üretimi ya da metanojenlerin

inhibisyonu sonucu artar. Düşük hidrojen konsantrasyonda fazla elektronlar için

protonlar elektron alıcı olarak tercih edilir ve sonuçta moleküler hidrojen ve ilaveten

asetat ve CO2 oluşur [Demir ve ark., 2000].

Çizelge 2.8., Çeşitli ürünler vasıtasıyla metan oluşumu.

Metan üretimi yavaş bir süreçtir ve genellikle havasız arıtmada hız sınırlayıcı

kademe olmaktadır. Ancak metan üretim safhasının her zaman hız sınırlayıcı olması

söz konusu değildir, bazı durumlarda hidroliz safhası daha kritik olabilmektedir.

Havasız reaktörlerde üretilen metanın takriben % 30’u H2 ve CO2’den, % 70’i ise

asetik asitin parçalanmasından oluşmaktadır. H2 ve CO2’den metan üreten bakteriler,

asetik asit kullanan bakterilere oranla çok daha hızlı bir şekilde çoğalmaktadır

[Öztürk, 1999]. Dolayısı ile ortamda yeterli H2 ve CO2’nin bulunduğu ve H2’nin

kısmi basıncının uygun olduğu koşullarda, bu yolla CH4 üretimi devam etmektedir.

Metan bakterileri, fizyolojik yapıları gereği en etkili şekilde pH~ 6,7-8,0 aralığında

faaliyet göstermektedirler.

2.1.3.5 Mikroorganizmalar arasındaki İlişkiler ve Faz Ayırımı

Anaerobik arıtımın, kısaca dört adımda üç grup mikroorganizma tarafından

gerçekleştirildiği söylenebilir [Demir ve ark., 2000]. Bunlar:

1- Asidojenler: Yüksek çoğalma hızına sahip, bakteriyel dönüşüm oranı

nispeten yüksek ve birçok besi maddesini kullanabilir.

20

2- Asetojenler: Düşük çoğalma hızına sahip, bakteriyel dönüşüm oranı düşük,

az sayıda besi maddesini kullanabilir ve sadece oldukça düşük hidrojen miktarlarında

çoğalabilir.

3- Metanojenler: Düşük çoğalma hızına sahip, bakteriyel dönüşüm oranı

düşük, az sayıda besi maddesini kullanabilir ve hidrojen kullanma eğilimine

(affinitesine) sahiptirler.

Proses şartlarının optimizasyonunda iki durum söz konusudur. Birincisinde

bütün reaksiyon zincirleri aynı reaktörde gerçekleştirilir ve işletme şartları en yavaş

ilerleyen adıma göre düzenlenir. Tek fazlı proses olarak adlandırılan bu işlemde

genellikle metanojenik ve asetojenik bakteriler dikkate alınır. İkinci alternatifte,

reaksiyonlar farklı reaktörlerde gerçekleştirilir ve her bir grup bakteri için en uygun

şartlar hazırlanır. Anaerobik arıtmada hidroliz ve asidifikasyon aynı bakteri grubu

tarafından gerçekleştirildiğinden bunların fiziksel olarak ayrımı söz konusu değildir.

Asetojenler ve metanojenlerin de fiziksel ayrımı imkansızdır. Çünkü asetojenler

yüksek hidrojen konsantrasyonlarında çoğalamaz. Bu nedenle sadece bir şekilde

fiziksel faz ayrımı mümkündür. İki fazlı proseste, birinci reaktörde asidojenler yer

alır ve hidroliz olayı ve asidojen reaksiyonlar gerçekleşir. İkinci reaktörde ise

asetojen ve metanojen reaksiyonlar meydana gelir [Demir ve ark., 2000].

Havasız reaktörlerde arıtma sürecinin durumu biyogazdaki H2

konsantrasyonunun izlenmesi suretiyle hassas bir şekilde açıklanabilmektedir. Gaz

fazındaki H2 konsantrasyonunun artması halinde hidrojen kullanan bakterilerce CO2

ve H2’den CH4 üretimi azalmaktadır [Öztürk, 1999]. Bu en basit şekilde glikozun şok

yükler halinde beslenmesi sonucu havasız reaktörlerde oluşan aşağıdaki reaksiyon

(Şekil 2.2.) ile ifade edilmektedir:

Şekil 2.2., Glikozun Parçalanması

21

Sisteme glikoz ani olarak verildiğinde, fermentasyon (asit) bakterileri bu şok

yüke kısa sürede uyum göstererek yukarıdaki reaksiyona göre asetik asit

üretmektedirler. Bu durum pH’ı düşürmekte ve metan bakterilerinin rol oynadığı

reaksiyonların hızını yavaşlatarak ortamda H2 birikmesine yol açmaktadır [Öztürk,

1999]. Reaktörde H2 konsantrasyonunun artması;

1. Toplam asit üretim hızının düşmesine yol açmaktadır. Bu halde

sistemin kararlı hale dönebilmesi için ilave zamana ihtiyaç

duyulmaktadır.

2. Bütirik ve propiyonik asit konsantrasyonlarının artmasına sebep

olmaktadır. Bu da asetik asit üretimini ve asetat kullanan metan

bakterilerinin CH4 üretmelerini engellemektedir.

3. Hidrojen konsantrasyonunun daha da artması propiyonik asit üretimini

hızlandırmakta ve bunun sonucunda reaktörde pH daha da düşmektedir.

Kompleks organik maddelerin metana dönüştürülmesi, söz konusu 3 bakteri

grubunun ortak çalışmasını gerekli kılmakla birlikte hidrojen üreten ve hidrojen

kullanan bakterilerin de özel önemleri vardır. Hidrojen üreten ve hidrojen kullanan

bakteriler için hidrojenin kısmi basıncı ile serbest enerji seviyesi arasında bir ilişki

bulunmaktadır. Buna göre reaksiyonların verimli bir şekilde gerçekleşebilmesi için

H2 kısmi basıncının yaklaşık olarak 10-4-10-6 atm aralığında olması gerekmektedir.

Bu düşük basınç ortamında hidrojen kullanan metan bakterileri için gerekli enerji,

kısmi basıncın 1 atm olması haline göre önemli ölçüde azaltılmış olmakta ve sonuç

olarak reaksiyonun gerçekleşmesi kolaylaşmaktadır. Diğer bir deyişle birim hacim

H2’yi kullanmak için gerekli bakteri miktarı daha da azalmaktadır. Anaerobik

arıtmayı gerçekleştiren bakterilerden maksimum düzeyde faydalanabilmek için

reaktörde optimum çevre şartlarının sağlanması gerekir. Bu koşullar Çizelge 2.9.’da

özetle görülmektedir. Parantez içerisindeki değerler optimum değerlerdir [Öztürk,

1999].

22

Çizelge 2.9., Anaerobik mikroorganizmalar için optimum çevre şartları.

Parametre Optimum Şartlar Arıtılan atığın bileşimi

Karbon, temel (N, P) ve iz elementler (Cu, Mo, Fe gibi) dengeli olmalı, O2, NO3, H2O2, SO4 gibi oksitleyici maddeler, toksik maddeler ve inhibitör elementler içermemelidir.

KOİ/N/P 300/5/1 pH 6,5-8,2 Sıcaklık 25-40 (35-37) °C, mezofilik ve 50-65 (55) °C, termofilik Alkalinite 1000-4000 (2000) mg CaCO3/l TUA (toplam uçucu asit)

<1000-1500 mg/1 asetik asit

TUA/Alkalinite <0,1

2.1.4 Anaerobik Artımda Kullanılan Reaktör Tipleri ve Prosesler

Çeşitli anaerobik reaktör tipleri atıksuların arıtılması için biyolojik vasıtalar

olarak kullanılmaktadır. Her bir farklı tasarım kendine ait çamur bekleme

süresi/hidrolik bekleme süresi oranını içerir. Çamur bekleme süresi biyolojik

sistemlerde temel tasarım parametresidir. Maksimum çamur bekleme süresi proses

stabilitesi ve minimum çamur üretimi için arzu edilir. Minimum hidrolik bekleme

süresi reaktör hacmini minimize eder ve böylece ilk yatırım maliyeti azalır [Demir ve

ark., 2000].

Anaerobik arıtmada kullanılan reaktörler genel olarak iki guruba ayrılır:

1- Sabit filmli reaktörler,

2- Askıda büyüyen biyokütleli sistemler.

Birincisinde biyokütle inert maddelere film olarak bağlanmış bakterileri

kapsar. İkincisinde reaktör içinde granüle veya flok olarak askıda halde bulunan

mikroorganizmalar mevcuttur [Demir ve ark., 2000].

Hacimsel organik yükün olabildiğince artırılarak havasız reaktör hacminin

küçültülmesi ve karşılaşılan problemlerin en aza indirilmesi amacıyla çeşitli havasız

arıtma sistemleri geliştirilmiştir. Havasız arıtma alanında uygulanmakta olan başlıca

reaktör tipleri Şekil 2.3’te verilmektedir [McCarty ve Ritmann, 2001]. Ayrıca yaygın

23

olarak kullanılan çeşitli reaktör tiplerinin organik yük ve KOİ giderme verimleri

bakımından genel karşılaştırmaları Çizelge 2.10.’da verilmektedir [Öztürk, 1999].

Çizelge 2.10., Proses/Reaktörlerin organik yük ve verim bakımından

karşılaştırılması

Reaktör Tipi Organik Yük (kg

KOİ/m3.gün)

KOİ Giderme

Verimi (%)

Anaerobik temas proses 1-6 (3-5) 80–95

Anaerobik filtre 1-18(7-10) 80–95

Anaerobik akışkan yataklı

reaktör 1-60(15-30) 80–90

Yukarı akışlı anaerobik çamur

yatağı 5-15(10-15) 85–95

Membranlı anaerobik reaktör1-30(15) 85–95

2.1.4.1 Tam Karışımlı Anaerobik Proses

Tam karışımlı, geri döngüsü olmayan ve basit yapıda bir reaktördür (Şekil 2.3.-

a). Çamur yaşı (SRT veya θC), hidrolik bekleme süresine (HRT veya θh) eşittir. Bu

sistemlerde, yavaş çoğalan metan bakterilerinin yıkanmasını önlemek için çamur

yaşının 10 günden az olmaması gerekmektedir. Pratikte bu süre 15-20 gün

alınmaktadır. Hacminin çok büyük olması ve çıkıştaki askıda madde

konsantrasyonunun yüksek oluşu gibi olumsuz yönleri dolayısıyla, klasik anaerobik

çürütücü günümüzde yerini diğer sistemlere bırakmaktadır [Erşahin, 2005].

24

Şekil 2.3., Anaerobik Arıtma Sistemleri [Erşahin, 2005]..

2.1.4.2 Anaerobik Temas (Kontakt) Prosesi

Havasız aktif çamur sistemi adı ile de bilinen bu prosesin klasik anaerobik

çürütücüden tek farkı çöktürme tankı ve geri devir düzeni ilave edilmiş olmasıdır

(Şekil 2.3.-b). Böylece çamur yaşı artırılarak sistemin arıtma veriminin yükseltilmesi

ve sistem hacminin azaltılması sağlanmaktadır. Bu sistemin uygulamadaki en büyük

sorunu anaerobik çamurların çöktürülmesindeki zorluklardır. Askıda katı madde

25

cinsiden çamur konsantrasyonunun 12.000 mg/l’yi aşması durumunda çökelmede

ciddi sorunlar ortaya çıkmaktadır. Bu yüzden organik yükün 5 kg KOİ/m3.gün’ü

aşmaması istenmektedir.

2.1.4.3 Anaerobik Filtre Sistemleri (Aşağı ve Yukarı Akışlı)

Anaerobik filtre, içerisinde kırma taş veya plastik dolgu maddesi bulunan,

yukarı akışlı veya aşağı akışlı tasarlanabilen bir anaerobik reaktördür (Şekil 2.3.-c,

d). Dolgu malzemesi bakterilerin tutunması için büyük bir yüzey sağlamaktadır.

Yapılan çalışmalar, anaerobik filtrelerdeki mevcut biyokütlenin hemen hemen %

60’ını filtre malzemesi boşluklarında biriken biyokütlenin oluşturduğunu ve organik

madde gideriminin çoğunluğunun bu kısımdaki mikroorganizmalarca

gerçekleştirildiğini göstermektedir [McCarty ve Ritmann, 2001].

Anaerobik filtrelerde çok yüksek değerlere varan (1.000.000 mg/1) biyokütle

birikimi elde edilebilmektedir. Bu sistemlerde çeşitli inhibitörler karşısında biyokütle

kaybı sınırlı olup, sistemin yeni durumlara adaptasyonu daha rahat olabilmektedir.

Buna karşılık anaerobik filtrelerin, biyofilm oluşumunun zaman alması, yüksek

oranda askıda katı madde içeren atıklarla kısa sürede tıkanarak ölü hacimler ve

kanalların oluşması nedeniyle işletme zorluklarının ortaya çıkması ve özellikle

sentetik dolgu malzemelerinin pahalı oluşu gibi olumsuz yönleri mevcuttur. Aşağı

akışlı sitemde ise besleme yukarıdan yapıldığından dolayı katı parçacıklar üst tarafta

birikmektedir; çünkü bu kısımda substrat konsantrasyonu ve biyolojik büyüme daha

fazladır. Böylece gaz sirkülasyonu ile üst bölgeden katı madde giderimi daha kolay

olabilmektedir. Fakat aşağı akışlı sistemde çıkış suyunda biyokütle kaybı daha fazla

olmaktadır [McCarty ve Ritmann, 2001].

2.1.4.4 Akışkan Yataklı Anaerobik Arıtma Prosesi

Bu tip reaktörlerde biyokütle akışkan haldeki 0,1-0,6 mm çaplı kum, antrasit,

aktif karbon gibi ince tanecikli yatak malzemesi üzerinde tutulmaktadır (Şekil 2.3.-

e). Akışkan haldeki yatak malzemesinin yüzey alanı 2000-5000 m2/m3 gibi yüksek

değerlere, biyokütle konsantrasyonu da 30.000 mg/l’nin üzerine çıkabilmektedir.

Çok yüksek organik yükler (40-60 kgKOİ/m3.gün) uygulanabilen ve hidrolik

bekletme süresini 1,5-3 saate indirilebilen bu sistemin en önemli olumsuz yanı,

26

yatağı akışkan halde tutmak için yaptırılan geri devir sebebiyle işletme enerji

maliyetinin yüksek olmasıdır. Bununla birlikte bu sistem, özellikle seyreltik atıkların

arıtılmasında başarı şansı en yüksek anaerobik arıtma prosesi olarak görülmektedir

[Erşahin, 2005].

2.1.4.5 Yukarı Akışlı Anaerobik Çamur Yatağı Prosesi

Anaerobik filtrelerdeki sentetik dolgu malzemesinin pahalı oluşu, askıdaki

maddelerle tıkanma ve kanallanma gibi problemlerin oluşması, büyük debilerdeki

aşırı yük ve biyokütle kaybı gibi olumsuzlukları içermeyen, içerisinde yatak

malzemesi bulunmayan bir sistemdir (Şekil 2.3.-f). Bu sistemlerde arıtma, reaktörün

alt kısmındaki çamur yatağı ile bunun üst kesimindeki çamur örtüsünce

gerçekleştirilmektedir. Beslenen atığın organik madde içeriğine bağlı olarak, kuvvetli

atıklarda çamur yatağı; seyreltik atıklarda ise çamur örtüsü arıtmada ağırlıklı rol

oynamaktadır. Evsel atıksulara da uygun olan bu sistemler ile 40.000 mg/l’nin

üzerinde biyokütle konsantrasyonlarına ulaşılabilmektedir. Çökelme hızı çok yüksek

ağır aktif granüler çamur yatağı sayesinde, hidrolik bekleme süresinin 3-4 saat gibi

değerler alması halinde bile biyokütle kaybı olmaksızın sistem işletilebilmektedir. Bu

sistemler, yüksek verimi ve basitliği sebebiyle özellikle gelişmekte olan ülkeler başta

olmak üzere dünyada en yaygın uygulama alam bulan sistemlerdir [Erşahin, 2005].

2.1.4.6 Anaerobik Çamur Yataklı Filtre

Anaerobik çamur yataklı filtre, alt kısım havasız çamur yatağı üst kısım ise

havasız filtre olarak teşkil edilen bir reaktördür (Şekil 2.3.-g). Filtre kısmının hacmi

toplam hacmin % 50-70’i arasında değişebilmektedir. Bu tip reaktörlerde biyolojik

arıtmanın çok büyük kısmı alt kısımdaki havasız çamur yatağında

gerçekleştirilmektedir. Üstteki filtre ise genellikle lamelli bir çökeltici gibi katı/sıvı

ayrımım sağlamakta ve reaktörden biyokütle kaçışını azaltmaktadır. Ancak bu

sistemler için, dolgu malzemesi içinden geçen biyogazın neden olduğu türbülans

sebebiyle, çökelme fonksiyonunun beklenen seviyede olmadığı ve bu yüzden dolgulu

kısmın reaktör dışında ayrıca yer almasının daha faydalı olacağı belirtilmektedir

[Erşahin, 2005]. Bu sistemlerde filtre dolgu malzemesi olarak özgül yüzey alanı 100

m2/m3 civarındaki ticari plastik malzemeler kullanılmaktadır. Anaerobik çamur

27

yataklı filtrenin 5-10 kgKOİ/m3.gün’lük organik yüklerde başarı ile çalışan birçok

örneği bulunmaktadır [Erşahin, 2005].

2.1.4.7 Membranlı Anaerobik Arıtma Prosesi

Ana kısmı tam karışımlı anaerobik bir reaktörden oluşan bu sistemde, katı

madde ayrımında çökeltme yerine ultrafıltrasyon birimi kullanılmaktadır (Şekil 2.3.-

h). Ultrafıltrasyon birimindeki gözenekli sentetik membran zar üzerinden akarken

suyu alınan çamur hemen sisteme geri döndürülmekte ve böylece çamur yaşı

istenildiği kadar artırabilmektedir. Genelde KOİ değeri 10.000 mg/l’nin üzerindeki

çok konsantre ve debisi nispeten küçük endüstriyel atıksular için uygun olan bu tür

sistemlerle, aşı çamuruna bağlı olmaksızın 1-2 hafta sonunda 10-15 kg

KOİ/m3.gün’lük organik yüklemelere ulaşılabilmektedir [Öztürk, 1999].

2.1.4.8 İki Kademeli Anaerobik Arıtma Sistemleri

Anaerobik arıtma sistemleri (Şekil ), asit ve metan üretiminin tek bir reaktörde

meydana geldiği tek kademeli reaktör şeklinde uygulanmak yerine, bu iki kademenin

ayrıldığı iki kademeli (asit reaktörü-metan reaktörü) reaktörler tarzında da

uygulanabilmektedir. Son yıllarda bu yöndeki uygulamaya eğilim artmaktadır. Faz

ayrımına gitmek suretiyle anaerobik arıtmada organik yükün % 50’ye yakın oranda

artırılması mümkündür. Böyle bir uygulama ile toplam hacimde de % 30-40 oranında

bir küçülme sağlanabilmektedir. Tam karışımlı bir havasız tank veya derin havasız

lagün rahatlıkla asit reaktörü olarak kullanılabilmektedir (Şekil 2.3.-i).

İki kademeli ve tek kademeli anaerobik reaktörler için işletme durumlarının

genel karşılaştırılması Çizelge 2.11.’te verilmektedir. Ayrıca yaygın olarak kullanılan

anaerobik arıtma sistemlerinin çeşitli yönlerden karşılaştırılmaları da Çizelge 2.12 ve

Çizelge 2.13’te verilmektedir [Öztürk, 1999].

28

Besleme Tanki Asidifikasyon Tanki Metan ReaktörüBesleme Tanki Asidifikasyon Tanki Metan ReaktörüBesleme Tanki Asidifikasyon Tanki Metan Reaktörü

Şekil 2.4., İki aşamalı anaerobik arıtma sistemi [Murnleitner, E., 2001].

Çizelge 2.11., Tek kademeli ve iki kademeli sistemlerin işletimlerinin

karşılaştırılması.

Tek Kademeli İki Kademeli Avantajları -Daha az yatırım maliyeti,

-İşletme ve kontrol

kolaylığı,

-Daha hızlı işletmeye alma,

-Prosesin daha kararlı olması,

-Arıtma veriminin daha yüksek

olması,

-Katı organik maddelerin daha iyi

parçalanması,

Dezavatajları -Daha uzun sürede işletime

Alma,

-Daha kararsız proses,

-Organik yük değişimlerine

daha hassas oluşu.

-Daha yüksek yatırım maliyeti,

-Kontrolü daha zor oluşu,

-pH’ın sürekli kontrolü gerekliliği.

29

Çizelge 2.12., Yaygın kullanılan anaerobik arıtma sistemlerinin karşılaştırılması.

Karakteristik Davranış (- Yetersiz, + İyi, ++ Çok iyi)

Yukarı akışlı anaerobik çamur yatağı

Anaerobik filtre Anaerobik akışkan yataklı reaktör

İşletmeye alma - - - Biyokütle (çamur) gelişimi ++ +(+) ++ Sıvı fazın karışımı - ++ ++ Hidrolik şoklara karşı koyma - ++ ++ Organik şoklara karşı koyma + + + Tıkanmaya duyarsızlık ++ - ++ Biyokütle yüzme riski - + + Askıda katılara duyarsızlık - + ++ Reaktörün kontrol ihtiyacı + + -

Çizelge 2.13., Yaygın kullanılan anaerobik arıtma sistemlerinin işletme

sorunları.

Yukarı akışlı anaerobik çamur yatağı

Anaerobik filtre Anaerobik akışkan yataklı reaktör

-Yatak genleşmesinin kontrol güçlüğü

-Giriş akımının üniform dağıtma zorluğu

-Yatak genleşmesininkontrol güçlüğü

-Değişken giriş suyu özelliklerine bağlı proses stabilitesi sorunu

-Yatakta tıkanma ve kanallarıma riski

-Giriş akımının üniform dağıtma zorluğu

-Şok yüklerde biyokütle kaybı

-Filtrenin periyodik olarak geri yıkanması gereği

-Biyokütle kopması ve kaçması|

-İnert katı madde birikimi -inert katı madde birikimi -Akışkanlaşma Özelliklerinin değişkenliği

-Biyokütle kaçması -Çıkışta AKM çökeltilmesi ihtiyacı

-Sürekli geri devir gereği

2.2 Anaerobik Arıtma Konusunda Yapılan Araştırmalar

Husain A. tarafından yapılan araştırmada, çeşitli hayvansal atıkların dinamik

modellerle kararlı hal denklemlerine uygulanarak sonuçlar elde edilmesi ve

sonuçların karşılaştırılması amaçlanmaktadır. Bunu yaparken tam karışımlı tank

reaktörünün kinetiği matematiksel olarak ortaya konulmakta, statik ve dinamik

30

olarak verilen toplam beş modelden bahsedilmekte ve bu modellere göre yapılan

hesaplama sonuçları karşılaştırılmaktadır. Anaerobik arıtma tanıtılarak matematiksel

olarak hesaplamalarda kimyasal ve biyolojik farklı karakteristik gösterdiğinden

bahsedilmektedir. Atıkların kimyasal karakteristikleri verilerek simule edilmektedir.

Yapılan simulasyon sonuçlarında oluşan metan gazı değerleri karşılaştırmalı olarak

sunulmaktadır.

Anaerobik arıtmada proseslerde, giren madde miktarı kısıtlı ve proses

parametrelerindeki yetersiz bilgiden dolayı, bir biyolojik atıksu arıtım süreci için

güçlü çıkış geri besleme izleme problemini oluşturduğuna işaret eden Anotelli. ve

arkadaşlarının yapığı çalışmada, biyolojik prosesin dinamik davranışlarının

matematiksel modeli dikkate alınmakta ve sınırlı çıkış geri besleme kontrolünün

tasarlanmasında doğrusal olmayan kontrol tekniklerini kullanmaktadır. Sonuçta

oluşan metan gazı akış oranı bilgisi kullanılarak ve seyreltme oranı ayarlanabilir

değişken olarak seçildiğinde kapalı çevrim sisteminin lokal asimptotik kararlılığı ve

lokal ayar noktası izlemesi sağlanmaktadır. Sonuç olarak doğrusal olamayan çıktı

geri besleme denetimi kanununun uyarlaması, tanımlanmakta, deneysel sonuçlar

sunulmaktadır [Anotelli R. et al, 2003].

Günümüzde faaliyette bulunan tesislerde proseslerin teşhisi ve izlenmesi için

uzman bir sistem gerekliliği ortaya çıkmaktadır. Puñal, A. ve arkadaşları 2002

yılında anaerobik arıtma tesisi için uzman bir sistem geliştirmişlerdir. Burada

kullanılan arıtma tesisinde hibrid yukarı akışlı anaerobik çamur reaktörü

kullanılmaktadır. Uzman sistem için bir teşhis alogaritması sunulmakta ve tesise

programlanabilir sayısal kontrol ediciye ilgili program yüklenerek izlemesi

gerçekleştirilmektedir. Yapılan sistem sayesinde sensörleri, mekanik sistemlerin

durumlarını çevrimiçi olarak izlemek mümkün olmakta ve parametrelerin

değişimlerini baz alarak işlemin eğilimini belirmektedir.

Aceves-Lara ve arkadaşlarının 2004 yılında yaptıkları çalışmada, SQP olarak

isimlendirilen (başarılı dörtlü programlama) optimizasyon tekniğinin kinetik

parametreleri ve kazanç katsayılarını tahmin etmek için anaerobik sindirimin

modeline uygulanması anlatılmaktadır. Asimptotik ve doğrusal olmayan gözleme

dayanılarak iki adet hipotez üretilmektedir. Bu kabullerden bir tanesi Seyreltme oranı

31

üç substrat ve bunların karşılığı olan konsantrasyon değerleri sürekli ölçülebilir

olmalıdır. İkincisi ise sistem başlangıçta (t=0 anında) kararlı olmasıdır. Fransa

Narbonne alanında bulunan kırmızı şarap üreten bir işletmenin arıtma verileri

kullanılarak parametreler SQP metoduna göre belirlenmesine çalışılmıştır. Klasik

yaklaşıma göre daha hızlı ve verimli istatistiksel analiz yapıldığı anlatılmaktadır.

Vanrolleghem tarafından yılında yapılan çalışmasında anaerobik arıtmada

kullanılan sensörler alt başlıklar halinde genel olarak gözden geçirilmektedir. Yeni

ve eski teknolojilerin izlenmesi amacı ile hazırlanmıştır. Üniversite laboratuarlarında

yapılan deneysel konular üzerinden geçilmiştir. Sensörlerin işletim maliyetlerin

azaltılması için temiz ve bakımlı olması gerektiği vurgulanmaktadır (1995).

Çakır, ve arkadaşları 2003 yılında hazırlamış oldukları çalışmalarında

anaerobik arıtmanın modellenmesi ile ilgili bir literatür taramasının ardından dinamik

bir model geliştirerek sunmaktadırlar. Anaerobik proses, yukarı akışlı çamur yatağı

ve anaerobik filtreler hakkında bilgi verilmektedir. Monod denklemleri kullanılarak

sıvı gaz ve biyolojik fazlar için modeller oluşturulmuştur. Bunlara göre yapılan

simülasyonların sonuçları da verilmektedir.

Yine Vanrolleghem, 2003 yılında yayınladığı, ileri arıtma sistemleri kontrolü

modellenmesi isimli yazısında kullanılan tüm kontrol sistemleri hakkında alt

başlıklar halinde bilgi vermektedir. Sensörlerin kontrol sistemlerinin giriş ve çıkış

değerleri için anahtar rolünü oynadığı ifade edilmektedir. Sonuç olarak kontrol

sistemi; kontrol yapısının dizaynını desteklemeli, kontrol iyileştirilebilmeli, model

bazlı kontrol alogaritması olmalıdır.

Tönük, çalışmasında, orta ve kuvvetli endüstriyel atıksuların anaerobik

arıtımında sağlanan başarıların, araştırmacıları evsel atıkların anaerobik arıtımı

konusunda çalışmalar yapamaya yönlendirdiğini belirtmektedir. Yapılan çalışmanın

amacı, anaerobik yukarı akışlı çamur yataklı reaktörde evsel atıksuları arıtma

potansiyelini ortaya koymak, sistem performansını etkileyen hidrolik ve kinetik

faktörleri belirlemek ve deneysel sonuçlardan yaralanarak iklimsel koşullara göre

paket arıtma sistemleri geliştirmek olarak belirtilmiştir. Laboratuar şartlarında

yapılan 1,5 senelik çalışmaların sonuçları anlatılmaktadır (2004).

32

Blumensaat çalışmasında; iki aşamalı anaerobik sindirimin Uluslararası Su

Organizasyonu’nun oluşturduğu ADM1 modeli kullanılarak modellenmesini

anlatmaktadır. ADM1 modeli kullanılan standart denklemlerini ve parametrik

değerleri, kinetik eşitlikler kullanılan atıksuyun cinsine ve türüne göre hazırlanan

matrislerle gösterilmektedir. Sonuçlar karşılaştırmalarla yapılmış grafikler olarak

verilmektedir. ADM1’kullanılması ile ilgili bilgiler verilerek matematiksel açıdan

yapılabilecek hataların azaldığı, anlaşılırlığın arttığı anlatılmaktadır (2005).

Yordanova tarafından hazırlanan çalışmada iki aşamadan oluşan bulanık

mantık kontrollü anaerobik arıtma sisteminde verdiği ilk koşullar dahilinde beşinci

mertebeden durum denklemlerini kullanarak tesisi modellemiştir. Modellenen tesiste

bulanık mantık kontrol giriş ve çıkışları da başka bir kontrol ünitesi tarafından

iyileştirilmek amacıyla kontrol edilmektedir (süpervizör kontrol). Sonuç olarak

verilen referans değerler ve ilk koşullar dahilinde sistem oluşturulmuş, değişik

referans ve ilk koşullara göre sistemin çıkıştaki cevabı incelenerek karşılaştırılmıştır.

Burada bulanık mantıkla yapılan kontrolün yapılan ikinci aşama kontrolle birlikte

daha memnun edici sonuçlar verdiği aktarılmaktadır (2004).

33

3 ANAEROBİK SİSTEM PARAMETRELERİ

3.1 pH Değeri

pH bir çözeltinin asit veya baz olma özelliğinin şiddetini gösteren bir terim

olup çözeltide bulunan H iyonu konsantrasyonunu ve daha kesin bir ifade ile

hidrojen iyonunun aktivitesini göstermektedir. Bu parametre çevre mühendisliğinin

tüm uygulamalarında çok önemlidir. pH su temininde kimyasal koagülasyon,

dezenfeksiyon, su yumuşatma ve korozyonun önlenmesinde çok büyük önem taşır.

Endüstriyel ve evsel atıksu arıtılmasında pH kontrol edilmeli ve biyolojik yaşam

sağlamak için çok iyi bilinmeli ve kontrol edilmelidir. Yine evsel atıksu ve

endüstriyel kullanılmış suların arıtılmasında kimyasal koagülasyon, çamur

yoğunlaştırma, özel bazı kirleticilerin giderilmesi gibi işlemlerde çok önemlidir.

Diğer taraftan pH ile asidite ve alkalinite arasında büyük bir ilişki olduğu da dikkate

alınmalıdır [Samsunlu, 2005].

1766’da Cavendish hidrojeni buluncaya kadar asit ve bazlar tatlarından ve

çeşitli indikatörlerin rengini değiştirmelerinden tanınıyordu. Bazların ise, asitlerle

reaksiyona girdiğinde su üreten maddeler olduğu bilgisine dayanarak OH- içerdiği

daha sonradan anlaşılmıştır [Samsunlu, 2005].

1877’de Arrhenius iyonizasyon teorisini ortaya atınca, asitler hidrojen iyonu

vermek üzere suda iyonize olduğunda OH- iyonu veren maddeler olarak tanımlandı.

Kuvvetli asit ve bazlar ileri derecelerde iyonize olanlar, zayıf asit ve bazlar ise daha

az iyonize olanlar şeklinde tarif edildi [Samsunlu, 2005].

3.1.1 Hidrojen Konsantrasyonu Ölçümü

Elektrokimyasal yöntemle yapılan analizler yardımıyla, saf suyun 10 mol/L

konsantrasyonunda H+ iyonu içerdiği görülmüştür. Bu da aynı zamanda 10 mol/L

OH" iyonunun su içinde olması demektir. 1 mol su dissosiye olduğunda (iyonlara

parçalandığında) 1 hidroksil iyonu ve 1 hidrojen iyonu verecektir [Samsunlu, 2005]:

34

2H O H OH+ −⎯⎯→ + (3.1)

denge bağıntısına göre, suyun dissosiasyon sabiti K,

2[ ][ ] /[ ]K H OH H O+ −= (3.2)

olacaktır. Burada su konsantrasyonu oldukça fazla olduğundan ve iyonizasyon ile

pek az etkilendiğinden sabit olarak (=1) alınır ve yukarıdaki bağıntı şu hale gelir:

[ ][ ] WH OH K+ − = (3.3)

Bu da saf su için,

7 7 14[ ][ ] 10 .10 10H OH+ − − − −= = (3.4)

şeklinde bulunur ve bu değer su için iyonizasyon sabiti olarak tanımlanır [Samsunlu,

2005].

Uygulama: Kw = 10-14 olduğuna göre saf suya [H+] =10-1 olacak şekilde asit

ilave edildiğinde, [H+]=10-1 ve [OH-]=10-13 olacaktır. Çünkü 10-1.10-13=10-14’tür.

Tersine suya baz ilave edilerek [OH-]=10-3 ‘e yükseldiğinde [H+]=10-11 ‘e düşecektir.

[OH-] veya [H+] değeri ortam şartları ne olursa olsun hiç bir zaman sıfır olmaz

[Samsunlu, 2005].

3.1.2 pH Tanımı

Hidrojen iyonu konsantrasyonlarının molar konsantrasyon terimlerinde ifade

edilmesi oldukça zordur. Bu güçlüğü ortadan kaldırmak amacı ile 1909 yılında bu tip

değerlerin negatif logaritmalarının alınarak ifade edilmesi önerilmiştir [Samsunlu,

2005]. Böylece elde edilen değerler pH olarak ortaya konmuştur. Onun verdiği bu

sembol pH şeklinde düzeltilmiştir. Bu terim (3.5)‘teki gibidir.

+ +pH = - log [H ] veya log (1/[H ]) (3.5)

Ayrıca, OH- konsantrasyonlarının (-) işaretli logaritmaları alınabilir ve bu

taktirde pOH ortaya çıkar. pH skalası çoğunlukla 0-14 sınırında ifade edilir. 25

°C’deki pH =7 değeri nötrlüğü ifade eder. Kw sıcaklıkla değiştiğinden nötrlüğün pH

değeri de sıcaklıkla değişir, tıpkı nötrlüğün 0 °C’de 7.5 ve 60 °C’de 6.5 olması gibi.

pH değerleri azaldıkça asit şartlar artar; pH değerleri arttıkça alkali şartlar artar. pH’ı

35

1 olan bir çözelti kuvvetli asidiktir ve pOH’ı 13 demektir. Aksine pH’ı 13 olan

çözelti ise şiddetli baziktir ve pOH’ı 1 dir [Samsunlu, 2005].

14pH pOH+ = (3.6)

olarak ifade edilebilir [Samsunlu, 2005].

Şekil 3.1., Metanojenlerin reaktif aktivitelerinin (R) pH ile değişimi [Öztürk, 1999].

3.1.3 PH Ölçümü

pH değerinin tesbiti elektrometrik ve kolorimetrik yöntemlerle ölçülebilir.

Ölçüm kolaylığı nedeniyle elektrometrik yöntem standartlarda tercih edilmekte olup

hidrojen iyonu konsantrasyonunun potansiyometrik ölçümü hidrojen elektrodu ile

hassas olarak yapılabilmektedir.

Standart referans elektrod olan hidrojen elektrodu, üzeri platin oksitle

kaplanmış platin bir şeridin, 1 atm. basınçta hidrojen gazı geçirilen 1 normal (1.0 N)

hidrojen iyonu içeren HC1 çözeltisi içine konulması sureti ile elde edilir. Platin

üzerinde hidrojen gazı absorblanır. Bu sırada elektrod üzerine aktarılan elektrotlar

belirli bir elektrik potansiyeli oluştururlar. Bu elektrot tüm diğer elektrotlar için

referans olduğundan üretilen potansiyel sıfır kabul edilir ve Eo veya EH ile gösterilir

[Samsunlu, 2005].

36

1925 yılında keşfedilen cam elektrodu diğer iyonlar ile girişim olmaksızın

hidrojen iyonu konsantrasyonuna bağlı olarak potansiyel verir. Cam elektrodu pH

ölçümlerinde standart yöntem haline gelmiştir [Samsunlu, 2005].

Cam elektrodu kullanan pek çok pH metre çeşidi geliştirilmiştir. Taşınabilir

pille çalışan tiplerden oldukça hassas laboratuar tiplerine kadar çok çeşitli pH-metre

pH ölçümü için kullanılmaktadır. Her çeşit madde ile ekstrem şartlarda pH ölçümleri

özel önlemler alınarak yapılabilir. pH > 10’da ve yüksek sıcaklıklarda pH ölçümleri

en iyi şekilde özel cam elektrodları yardımı ile yapılabilir. pH-metreler normal

olarak, pH değerleri bilinen tampon çözeltiler yardımı ile standardize edilmeli ve

zaman zaman kontrolleri yapılmalıdır. Arazi çalışmaları için pille çalışan pH

metreler çok uygundur. Ayrıca, pH indikatörleri de arazi çalışmalarında

kullanılabilir. Çok çeşitli indikatörler, çeşitli pH seviyelerinde verdikleri değişik renk

karakteristikleri yardımı ile pH ölçümünde kullanılabilirler. Belli bir pH sınırında

belli renk değişimlerini gösteren indikatörü seçerek pH değerlerini hassas bir şekilde

belirlemek mümkündür [Samsunlu, 2005].

3.1.4 pH Verisinin Kullanımı ve Önemi

pH verisi asit veya baz şartların şiddetinin ölçüsü olan bir terimdir ve hidrojen

iyonu konsantrasyonu şeklinde değerlendirilmelidir. Tüm pratik amaçlar için

dönüşüm çok basit olmakla birlikte, unutmamak gerekir ki pH, konsantrasyonun

değil, iyon aktivitesinin bir ölçüsüdür. pH = 2 de [H+]=l0-2, pH=l0 da [H+]=10-10,

pH= 4.5 ta [H+]= 10-4,5 olmaktadır [Samsunlu, 2005].

pH, toplam asiditeyi veya toplam alkaliniteyi ölçmez. Bazı durumlarda, pOH

veya hidroksil iyonu konsantrasyonu da, çözeltide önemli olabilir. pOH değerleri,

(3.6) eşitliğinden faydalanılarak hesaplanabilir.

Ancak unutmamak gerekir ki, bir çözeltinin (OH) konsantrasyonu asla sıfıra

kadar düşürülemez. Aynı şekilde (H) konsantrasyonu da asla sıfıra kadar azaltılamaz.

pOH kavramı veya hidroksil iyonu konsantrasyonu, hidroksitlerin oluşumunu

kapsayan çökelme reaksiyonlarında özellikle önemlidir. Çevre mühendisliğinde

37

suların kireç ile yumuşatılması prosesinde ve kimyasal çökeltme prosesindeki

çökelme reaksiyonları bu tip reaksiyonlara örnek olarak verilebilir [Samsunlu, 2005].

Anaerobik arıtmada asidojenik gurup pH bakımından birçok özel durumu

içerir. Asidifikasyon en iyi pH>4.5 de gerçekleşmektedir. Asetojen ve metanojen

prosesleri ise yaklaşım olarak 6.5-8 arasındaki pH değerlerinde en iyi

performanslarını göstermektedir [Murnleitner, 2001].

3.2 Asidite

Asidite çözeltideki, karbondioksit ve diğer asitlerin ölçümü ile belirlenir.

Doğal suların çoğu, evsel atıksular ve endüstriyel atıksuların çoğu esas olarak

karbon-dioksit-bikarbonat sistemi ile tamponlanmışlardır. Bir suyun asiditesi, o

suyun bir bazı belirtilen bir pH değerine kadar nötralize edebilme kapasitesini

gösterir. Doğal suların büyük bir çoğunluğu zayıf asitleri içerir. Zayıf asitlerin en

önemlisi de anorganik karbon dengesinin oluşturduğu karbonik asittir (H2CO3).

Birçok zayıf asit için titrasyon eğrileri Şekil 3.2’de verilmiştir. Bu şekildeki karbonik

asit için titrasyon eğrisinden, pH değeri 8.5’e kadar yükselmeden, karbonik asit için

titrasyonun dönüş noktasına ulaşılmadığı gözlenir. Bu bilgiye dayanarak pH’ı 8.5’ten

düşük olan tüm suların asidite içerdiğini dikkate almak alışılagelmiştir. Çoğunlukla

fenolftalein dönüm noktası, pH 8.2-8.4’te referans noktası olarak alınır. Karbonik

asit için Şekil 3.2.’deki eğrinin incelenmesi, pH = 7.0’de belli bir miktarda

karbondioksitin nötralize olmadan kaldığını gösterir. Ayrıca aynı şekilden

karbondioksitin (karbonik asit) pH değerini yalnız başına 4.5’in altına

düşüremeyeceği görülür.

Şekil 3.3. kuvvetli asitler ve bazlar için titrasyon eğrisini göstermektedir.

Asidin nötralizasyonunun esas olarak pH 4.5’te tamamlandığı sonucuna varılabilir.

Böylece karbonik asit ve kuvvetli asitler için titrasyon eğrilerinin özelliğinden, doğal

suların asiditesinin karbondioksit sebebi ile veya kuvvetli mineral asitler nedeniyle

olduğu sonucuna varılır. Şekil 3.4.’te, su ve atıksu analizlerinde önemli olan asidite

türleri görülmektedir. pH 4.5’un altında mineral asidite, pH 4.5’un üzerinde CO2

asiditesi etkindir [Samsunlu, 2005].

38

Şekil 3.2., Zayıf asitler için titrasyon eğrileri [Samsunlu, 2005].

Şekil 3.3, Kuvvetli bazlar ve asitler için titrasyon eğrileri [Samsunlu, 2005].

Şekil 3.4., İçme suyu ve atıksu analizlerinde önemli asidite tipleri ve bunların

önemli olduğu pH sınırları [Samsunlu, 2005].

39

3.3 Alkalinite

Bir suyun alkalinitesi, o suyun asitleri nötralize edebilme kapasitesi olarak

tanımlanır. Alkalinite pH değerlerine karşı suların gösterdiği direncin bir ölçüsü

olması nedeni ile incelenen suyun tampon kapasitesini yansıtır. Doğal suların

alkalinitesi, zayıf asitlerin tuzlarından ileri gelir. Bunların başında yer alan

bikarbonatlar alkalinitenin en önemli şeklidir. Bikarbonatlar karbondioksitin

topraktaki bazik maddeler üzerindeki faaliyeti sonucu sularda oluşurlar. Doğal

sularda ayrıca boratlar, silikatlar ve fosfatlar gibi diğer zayıf asit tuzlan küçük

miktarlarda mevcut olabilirler. Ayrıca biyolojik parçalanmaya dayanıklı olan humik

asit gibi bazı çok rastlanan organik asit tuzları suda hidrolize olup, alkaliniteye

katkıda bulunabilir. Anaerobik sularda, anaerobik parçalanma ürünü olan propiyonik,

asetik ve hidrosülfirik asitler de alkaniteye katkıda bulunurlar. Bundan başka

amonyum iyonu ve hidroksitler de toplam alkaliniteye etki ederler.

Bazı durumlarda doğal sular, önemli miktarlarda karbonat ve hidroksit

alkalinitesi içerebilir. Bu durum özellikle alglerin ürediği yüzeysel sularda rastlanır.

Algler sudaki serbest veya iyonize haldeki karbondioksiti alırlar ve bunun sonucu

olarakta suyun pH'sını 9-10'a kadar yükseltirler. Kazan suları özellikle karbonat ve

hidroksit alkalinitesi içerebilirler. Kimyasal olarak arıtılmış sular, çok miktarlarda

karbonat ve hidroksit iyonları içerirler [Samsunlu, 2005].

Birçok madde suyun alkalinitesine katkıda bulunmakla beraber, doğal sularda

alkalinitenin en önemli kısmı, üç türde maddeden ileri gelmektedir. Bunları pH

değerlerinin yüksek oluşuna göre şu şekilde gruplandırabiliriz: 1. Hidroksitler 2.

Karbonatlar ve 3. Bikarbonatlar. Pratik uygulamalar için; doğal sularda diğer

maddelerden ileri gelen alkalinite önemli değildir ve ihmal edilebilir. Suların

alkalinitesi esas olarak zayıf asitlerin tuzlarından ve kuvvetli bazlarından ileri gelir.

Alkalinite suyun tamponlama kapasitesinin bir ölçümüdür ve atıksu arıtma

uygulamalarında büyük ölçüde kullanılan bir özelliktir. Biyolojik sistemlerde pH

kontrolü karbondioksit ve bikarbonat dengesine ve dolayısıyla bikarbonatın

tamponlama kapasitesine dayanır. Bu nedenle alkalinite ölçümleri biyolojik arıtmada

ve çamurun çürütülmesinde çevresel şartların bir parametresi olarak önemlidir.

40

Kimyasal arıtma proseslerinde kullanılan maddeler alkaliniteyi etkilemektedirler.

Optimum dozaj miktarını sağlayabilmek için giriş suyu ile kimyasal işlem gören

suyun alkalinitesi ölçülerek gözlenmelidir [Samsunlu, 2005].

3.3.1 Alkalinitenin Önemi ve Ölçülmesi

Alkalinite halk sağlığı açısından az bir öneme sahiptir. Yüksek alkalinite içeren

sular, çoğunlukla tatsızdır. Bu tip sulan tüketen halk başka su temini arama yoluna

gider. Kimyasal olarak arıtılmış sular oldukça yüksek pH değerlerine sahip

olduklarından ve bazen standartlara uymadıklarından tüketiciler tarafından tepki

görürler. Bu nedenlerle, kimyasal olarak arıtılmış sular için standartlar

geliştirilmiştir. Bu standartlar genellikle fenolftalein, toplam ve aşın alkalinite

ölçümlerine dayanır ve içme sularının kalite kontrolünde önem taşır [Samsunlu,

2005].

Alkalinite volümetrik olarak N/50 H2SO4 çözeltisi ile suyun titrasyonunda

harcanan, hacimle ölçülür. Başlangıç pH'lan 8.3'den yüksek olan numuneler için

titrasyon iki kademede yapılır. Birinci kademede titrasyon, pH 8.2'nin altına düşene

kadar yürütülür. Bu noktada indikatör olarak ortama eklenen fenolftalein pembeden

renksiz hale dönüşür. İkinci kademede ise metil oranjın son dönüm noktasına karşı

gelen pH 4.5'a kadar titrasyona devam edilir. Numunenin pH'ı 8.3'den az olduğunda

ise pH 4.5'a kadar bir tek titrasyon yeterlidir. İlk kademe için dönüm noktası olarak

seçilen pH 8.3'de asit ilavesi ile (3.7)’deki reaksiyona göre karbonat iyonları,

bikarbonat iyonlarına dönüştürülür [Samsunlu, 2005].

23 3CO H HCO− ++ ⎯⎯→ (3.7)

İkinci kademe titrasyonda pH 4.5 dönüm noktasında, (3.8) deki reaksiyon

uyarınca bikarbobat, karbonik asite dönüştürülür [Samsunlu, 2005].

3 2 3HCO H H CO− ++ ⎯⎯→ (3.8)

Fenolftalein dönüm noktasına kadar ölçülen alkalinite pH 8.3 e kadar ölçülen

alkalinite Fenolftalein alkalinitesi olarak ifade edilir. pH 8.3’ün altında bikarbonat

iyonlan asit ile reaksiyona girer ve karbonik asite dönüştürülür. pH 4.5'e kadar

düştüğünde reaksiyon tamamlanır. Hidroksit, karbonat ve bikarbonat ile reaksiyona

girmek üzere gerekli asit miktarı toplam alkaliniteyi ifade eder. Toplam alkalinite

41

tayininde, stokiyometrik dönüm noktasındaki pH, numunede orijinal olarak mevcut

karbonat alkalinitesinin miktarı ile ilişkilidir. Alkalinite hesabı (3.9) ve (3.10)’daki

formüllere göre yapılır [Samsunlu, 2005]:

3 2 4

8.3'1000( / ) / 50

pH e kadarFenoftalein alkalinitesi mg l CaCO ml N H SO x

ml NumuneSarfiyatı

⎛ ⎞⎜ ⎟= ⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

(3.9)

2 4

1000/ 50

Belirli pH değerine kadarToplam Alkalinite x

sarfedilen toplam ml N H SO ml Numune⎛ ⎞

= ⎜ ⎟⎝ ⎠

(3.10)

3.3.2 Alkalinite Verisinin Kullanımı

Alkalinite ile ilgili bilgiler, çevre mühendisliği uygulamalarında çeşitli

şekillerde kullanılırlar [Samsunlu, 2005].

Kimyasal Pıhtılaştırma, İçme sularının ve atıksuların kimyasal pıhtılaştırma

işlemlerinde kullanılan kimyasal maddeler, su ile reaksiyona girerek çözünmeyen

hidroksit çökeleklerini oluştururlar. Açığa çıkan hidrojen iyonu, suyun alkalinitesi ile

reaksiyona girer. Böylece alkalinite, kimyasal pıhtılaştırma maddesinin etkili

olabileceği pH sınırında suyu tamponlama görevi yapar. Etkili ve tam bir kimyasal

pıhtılaştırmanın olması için pıhtılaştırma maddesi tarafından açığa çıkarılan asidin

nötralizasyonu için aşın alkalinitenin suda bulunması gereklidir.

Su Yumuşatılması, alkalinite, kireç ve soda-kireç yöntemleri ile suların

yumuşatılması işlemlerinde gerekli miktarların hesabında önemli bir husustur.

Korozyon Kontrolü, alkalinite, korozyon kontrolunda önemli bir parametredir.

"Langelier Doyma İndeksi"nin hesabı için bilinmesi gereklidir.

Tamponlama Kapasitesi, alkalinite ölçümleri atıksuların ve çamurların

tamponlama kapasitelerinin değerlendirilmesinde kullanılır.

Endüstriyel Atıksular, çevre kirlenmesi ile ilgili yasal kurumlar,

kostik(hidroksit) alkalinitesi içeren suların, alıcı sulara deşarjını yasaklamıştır.

Belediyeler ise, kostik alkalinite içeren suların kanalizasyona deşarjını çoğunlukla

42

yasaklarlar. Alkalinite verisi atıksuların biyolojik arıtma için uygun olup olmadığını

belirlemede pH kadar önemli bir faktördür [Samsunlu, 2005].

3.4 Biyokimyasal Oksijen İhtiyacı (BOİ)

Biyokimyasal oksijen ihtiyacı tayini, sularda mikroorganizmalarca

ayrıştırılabilen organik maddelerin miktarını belirlemekte kullanılan bir parametre

olup, bu maddelerin ayrıştırılması için gerekli oksijen miktarını belirtir. Ayrıca kısa

zamanda yapılabilen ve çok küçük organik madde konsantrasyonlarını belirlemeye

yarayan test Toplam Organik Karbon (TOK) tayinidir. Bu test şu anda çok

popülerdir. Bazı dirençli organik bileşiklerin oksitlenmesi mümkün olmadığından

değer düşük olur. Genelde BOİ'den küçüktür.

BOİ kavramı, aerobik organotrofik mikroorganizmalar için elverişli bir organik

karbon kaynağı içeren bir suyun kirletme potansiyelinin, bu sudan alınmış bir

numunede mikroorganizmaların gelişmeleri sırasında kullandıkları oksijenin

ölçülmesiyle belirlenmesine dayanır. BOİ biyolojik olarak ayrışabilmeleri koşuluyla

organik maddeler arasındaki farkları belirlemez. Ancak onların toplamı hakkında

bilgi verir. Bu açıdan BOİ kollektif bir parametredir[Samsunlu, 2005].

Su kaynaklarının kirlenme derecelerinin belirlenmesi, atıksuların kirletme

potansiyelinin saptanması ve arıtma sistemlerinin tasarımı ve işletilmesi gibi

konularda BOİ temel öneme sahip bir parametredir.

BOİ, aerobik şartlarda bakterilerin organik maddeyi parçalayarak stabilize

etmeleri için gereken oksijen miktarı olarak tanımlanabilir. BOİ testi, evsel ve

endüstriyel atıksuların kirlilik derecesini belirlemede yaygın olarak kullanılan bir

testtir. Arıtma tesislerine gelen kirlilik yüklerinin ve arıtma tesislerinin veriminin

hesabında BOİ neticeleri testi kullanılır. Organik maddenin ölçüsü olarak

biyokimyasal oksidasyon sırasında harcanan oksijen ele alınır. Sarf edilen oksijenin

fazlalığı, sudaki organik madde miktarının fazla olduğunu gösterir.

BOİ deneyi, aerobik oksidasyonda, 20 °C'de, karışık bir mikroorganizma

topluluğu tarafından kullanılan oksijen miktarının ölçümünü içeren bir yaşam

43

(Biyoassay) testidir. Tabiatta organik maddelerin mikroorganizmalarca ayrıştırılması

olayının laboratuvarda benzer bir ortamda gerçekleştirildiği bir biyo-deneydir.

Oksijenin sudaki limitli çözünürlüğü yüzünden (20 °C'de 9 mg/L), çok kirli sularda,

test sırasında kapta yeterli çözünmüş oksijen kalmasını temin için bu tip numunelerin

seyreltilmesi gereklidir. Bu test, biyolojik bir test olduğundan, işlem esnasında

çevresel koşulların canlı organizmaların fonksiyonlarını yapabilmelerine olanak

verecek şekilde uygun olması gereklidir. Bakteriyel büyüme için gerekli tüm besin

maddeleri (azot, fosfor ve bazı iz elementler gibi) ortamda bulunmalıdır. Bu nedenle,

belli miktarda atıksu, hazırlanan seyreltme suyu ile seyreltilerek 300 ml'lik özel BOİ

şişesine konur. Seyreltme suyu, fosfor tamponu (pH = 7.2), magnezyum sülfat,

kalsiyum klorür, demir üç klorür içerir ve çözünmüş oksijen ile doymuş haldedir.

Eğer, atıksu numunesinde atık organik maddeleri okside etmek üzere gerekli

mikroorganizma yok ise, ortama aşı mikroorganizmalar ilave edilir. Atıksu organik

madde (biyolojik besin) temin eder ve seyreltme suyu gerekli besin elementlerini ve

çözünmüş oksijeni sağlar. BOİ testinde genel reaksiyon, organik madde ve çözünmüş

oksijenin bakteriler tarafından alınıp, karbondioksit ve bakteri nüfusunda artış

olmasını sağlayan üremenin olduğu metabolizma reaksiyonudur. Burada meydana

gelen ikincil reaksiyon ise, bakteri hücrelerinin protozoalar tarafından besin olarak

tüketilip protozoa hücrelerinin oluşmasıdır. BOİ şişesindeki çözünmüş oksijenin

azalması doğrudan doğruya ayrışabilen organik madde miktarı ile ilgilidir. Evsel

atıksular gibi doğal olarak mikroorganizmaların mevcut olduğu hallerde, dışarıdan

ayrıca mikroorganizma eklemeye yani "aşı" ya gereksinme yoktur. Standart BOİ

testinde inkübasyon periyodu, 20 °C'de 5 gündür [Samsunlu, 2005]. Oluşan genel

reaksiyonlar şu şekildedir.

2 2 2 3

2 3 2

2

2

3 34 2 4 2 2

Pr

n a b c

Bakteri

Çözünmüşoksijenprotoza

a b aC H O N n c O nCO c H O cNH

CO NH H OOrganik Madde O Bakteriyel yeni hücreler

Kararlı sonürünlerCO otozoa hücreleri

⎛ ⎞ ⎛ ⎞+ + − − ⎯⎯→ + − +⎜ ⎟ ⎜ ⎟⎝ ⎠ ⎝ ⎠

+ ++ ⎯⎯⎯→+

+

⎯⎯⎯⎯⎯→ +

(3.11)

BOİ testinde oluşan reaksiyonlar, biyolojik aktivitenin sonucudur. Bu yüzden

reaksiyon hızı mikroorganizma topluluğu sayısı ve sıcaklığa bağlıdır. Metabolik

prosesler 20 °C'de test koşullarında günlerce devam edebilir. Teorik olarak organik

44

maddenin tam biyolojik oksidasyonu için sonsuz zaman gereklidir. Fakat pratik

amaçlarla reaksiyonun 20 günde tamamlandığı esas alınmıştır. Ancak, 20 gün

beklemek çok zaman alıcı olduğundan BOİ testinde 5 günlük süre kabul edilerek,

inkübasyon süresi 5 gün ile sınırlandırılmıştır. Bu nedenle test, BOİ5 adını almıştır.

Burada şunu belirtmek gerekir ki; 5 günlük değerler, toplam BOİ'nin ancak belli bir

kısmını vermektedir. Evsel ve endüstriyel atıksular ile yapılan araştırmalarda, 5

günlük, BOİ değerinin, toplam BOİ değerinin (nihai BOİ) %70-80 kadarı olduğu

bulunmuş ve bu sonuç yeterli olarak kabul edilerek, testte 5 günlük inkübasyon

periyodu seçilmiştir.

BOİ değerlerinin çevre mühendisliği uygulamalarında çok geniş bir uygulama

alanı vardır. Evsel ve endüstriyel suların kirlilik derecesini belirlemede kullanılan

esas testtir. Biyolojik olarak ayrışabilen organik maddelerin miktarını ölçmekte

kullanılan yegane test olması açısından da çok önemlidir. BOİ özellikle nehir

kirlenmesi kontrol çalışmalarında nehre gelen organik kirlilik yükünü belirlemede

ana kriterdir. BOİ testini nehirlerin kirliliği özümleme kapasitelerini ölçmede ve bu

tip sularda verilecek atıksuların kalitesini kontrolde kullanılır Atıksuların BOİ'si ile

ilgili veriler arıtma ünitelerinin projelendirilmesinde büyük önem taşır. Arıtma

metodunun seçiminde ve bazı ünitelerin boyutlarının belirlenmesinde kullanılır.

Ayrıca arıtma tesisleri çalışmaya başladıktan sonra çeşitli ünitelerin arıtma

verimlerinin değerlendirilmesinde BOİ testi sonuçları kullanılır.

Endüstrilerin ana kanalizasyon sistemine verdikleri kirlilik yükleri Avrupa

ülkelerinde büyük önem taşımaktadır. Endüstrilerin kanalizasyon sistemine (arıtma

tesisine) olan bu kirlilik etkileri oranında yerel kuruluşlara para ödemelerini öngören

kanunlar yapılmıştır. Endüstrilerin kirlilikleri oranında ödemeleri gereken miktarların

hesabında ise BOİ en önemli faktörlerden biridir. [Samsunlu, 2005].

3.5 Kimyasal Oksijen İhtiyacı (KOİ)

KOİ, evsel ve endüstriyel atıksuların kirlilik derecesini belirlemede kullanılan

önemli bir parametredir. Biyokimyasal oksijen ihtiyacı gibi ancak ondan farklı olarak

organik maddenin biyokimyasal reaksiyonlara değil redoks reaksiyonlanyla

oksitlenmesi esasına dayanır. Biyokimyasal oksidasyonun bazı organik maddelerde

45

çok hızlı cereyan etmesine karşılık diğer bazı maddelerde çok yavaş olması

mümkündür. Buna karşılık kimyasal oksidasyonda maddenin biyolojik olarak ayrışıp

ayrışmadığına ve ayrışma hızına bakılmaksızın bütün organik maddeler oksitlenir

[Samsunlu, 2005].

Kimyasal oksijen ihtiyacı çevre kirlenmesinde en çok kullanılan kollektif

parametrelerden biridir. Bu parametre ile atıksuların bünyesindeki organik maddeler,

kimyasal oksidasyonları için gerekli oksijen miktarı cinsinden belirlenir. Yöntem bir

kaç istisna dışında tüm organik maddelerin, kuvvetli oksitleyicilerle asit ortamlarda

oksitlenebilecekleri esasına dayanmaktadır. Oksidasyon ortamında karbonil organik

maddeler C02 ve H2O'ya, azotlu organik maddeler ise NH3'e dönüşürler [Samsunlu,

2005].

Ölçüm yöntemi bir redoks reaksiyonuna bağlı olduğu için, elektron transferinin

olmadığı reaksiyonlara giren maddelerin KOİ sinden söz etmek olanaksızdır.

KOİ'nin aynı amaçla kullanılmakta olan BOİ'ye göre en önemli üstünlüğü

laboratuarda kısa sürede belirlenebilmesidir. BOİ değerinin tespiti en az 5 gün

sürmesine karşılık, KOİ değeri yaklaşık 3 saat gibi kısa bir sürede ölçülebilmektedir

Bu nedenle birçok durumlarda BOİ yerine tercih edilir. Her iki parametre arasında

elli bir korelasyon vardır. Evsel atıksularda KOİ değeri BOİ5 'in 2 katı civarındadır.

Ancak KOİ deneyinde, biyolojik yollarla ayrışabilen ve ayrışamayan organik

maddelerin ayırt edilmesinin olanaksızlığı, bu parametre için en büyük sakıncadır.

KOİ deneyi esnasında organik madde tümüyle karbondioksit ve suya dönüştürüleceği

belirtilmişti. Örneğin biyolojik olarak çok kolay ayrışan glikoz ve oldukça yavaş

ayrışan lignin kimyasal olarak tamamen okside edilirler. Sonuç olarak daima KOİ

değerleri BOİ değerlerinden daha yüksektir.

KOİ testinde BOİ'de olduğu gibi suyun ister doğada, isterse biyolojik arıtmada

karşılaşacağı biyokimyasal reaksiyonları yerine, kimyasal reaksiyonlar

kullanılmaktadır. Bu nedenle KOİ parametresi, BOİ değeri ile ilişkilendirilmeli ve

ona bağlı olarak yorumlanmalıdır. Mesela, her ikisinin de KOİ değeri 1000 mg/L

olan iki atıksudan birinin BOİ5 konsantrasyonu 700 mg/L, diğerininki 100 mg/L

46

olması halinde, bu iki atıksuyun doğal ortamlarda veya mühendislik sistemlerinde

göstereceği davranış birbirinden çok farklı olacaktır [Samsunlu, 2005].

Kirletilmiş suların oksijen ihtiyacını ölçmek için çeşitli kimyasal maddeler

kullanılagelmiştir. Oksitleyici madde olarak geçmiş yıllarda KMnO4 çözeltileri

kullanılmıştır. Daha çok suyun "permanganat ihtiyacı" olarak bilinen bu parametre

güncelliğini kaybetmiştir. Ayrıca seryum sülfat, potasyum iyodat gibi oksitleyiciler

de kullanılabilmekle beraber, standart KOİ deneyi potasyum bikromatla sudaki

organik maddeyi oksitlemek suretiyle yapılır. Bu madde hem yeterince yüksek

oksitleme gücü, hem saf halde bulunabilirliği ve ucuzluğu ile tercih edilmektedir.

Ancak Cr2O72- 'nin yağ asitlerini oksitleme gücü yetersiz olduğu için, bu maddelerin

suda bulunabileceği durumlarda dikkatli olmak gerekir. Bu gibi durumlarda, ortamda

Ag+ iyonlarının bulunması katalitik etki yapmakta ve oksitlenme kolaylaşmaktadır.

Bu nedenle KOİ testinde, suya gümüş sülfat (Ag2SO4) eklenir. Bazı aromatik organik

maddelerin oksidasyonu ise hiçbir koşulda mümkün olmamaktadır [Samsunlu,

2005].

KOİ deneyi, bileşenleri iyi bilinen su ve atıksularda, bu maddelerin

konsantrasyonlarındaki değişmeleri incelemek üzere yaygın olarak kullanılır. Ayrıca

çeşitli nedenlerle BOİ testinin çok başarılı olmadığını bildiğimiz endüstriyel

atıksularda, arıtma tesislerinin çalışmasını denetlemede KOİ testine çok sık baş

vurulur. BOİ deneyi ile birlikte yapılacak KOİ deneyleri toksik durumların ortaya

çıkarılmasında ve biyolojik olarak indirgenemeyen organik maddelerin

belirlenmesinde oldukça faydalıdır.

3.6 Uçucu Yağ Asitleri (UYA)

3.6.1 Genel Bilgiler

Uçucu asitlerin tayini çoğunlukla anaerobik arıtma proseslerinin kontrolünde

yaygın bir şekilde kullanılır. Organik maddenin biyokimyasal olarak ayrışmasında

çok çeşitli saprofıtik bakteriler kompleks maddeleri hidrolize ederler ve düşük

molekül ağırlıklı bileşiklere dönüştürürler. Oluşan düşük moleküler ağırlıklı

bileşiklerin tümü kısa zincirli yağ asitleridir. (Asetik asit, propiyonik asit, bütirik ve

47

valerik asit, izovalerik ve kaproik asit gibi). Bu düşük moleküler ağırlıklı yağ asitleri,

uçucu asitler olarak ifade edilirler. Bunlar normal atmosfer basıncında distile

edilebilirler. Bu asitlerin ortamda artışı, eğer sistemde gerekli tamponlama kapasitesi

yoksa, pH düşmelerine ve böylece anaerobik arıtma prosesinin durmasına yol

açabilir [Samsunlu, 2005].

Uygun şartlarda çalışan anaerobik çürütme tesislerinde, organik maddenin

ayrıştırılmasında iki grup bakteri uyum içinde çalışmaktadır. Saprofıtik bakteriler

ayrışmayı asit kademesine kadar yürütürler ve daha sonra metan oluşturan bakteriler

dönüşümü, metan ve karbondioksit oluşumu ile tamamlarlar. Metan oluşturan

bakteriler yeterli sayıda mevcut olduğunda ve çevresel koşullar uygun olduğunda,

saprofıtik bakteriler tarafından üretilen son ürünler (uçucu asitler) metan bakterileri

tarafından hızlı bir şekilde kullanılırlar. Netice olarak mevcut doğal tamponların

nötralize etme yeteneğini aşarak ortamda biriktirilemezler ve pH metan bakterileri

için uygun sınırda kalır. Bu şartlar altında, çürüyen çamurun uçucu asit içeriği

çoğunlukla 50-250 mg/L arasındadır ve asetik asit şeklinde ifade edilir.

Metan oluşturan bakteriler doğada çok yaygın olarak bulunurlar ve daima bir

miktar, evsel atıksularda ve bunlardan elde edilen çamurlarda mevcuttur. Ancak

saprofitik bakterilerle sayıca mukayese edildiklerinde çok azdır. Bu nedenle daha

ziyade çamur çürütme amacı ile kullanılan anaerobik ayrışmanın başlangıcında, bir

miktar çürütülmüş çamur aşılama amacı ile geri döndürülür. Çünkü, ham çamurun

tamponlama gücü azdır. Diğer taraftan saprofit bakteriler, metan bakterilerinden çok

daha hızlı bir şekilde ürerler. Bu nedenle pH'nın düşerek ayrışmayı durdurması

önemli bir tehlikedir. Bu durum meydana gelirse, ortama kireç ekleyerek pH'yı nötral

bölgeye yükseltmek uygun olur. Bu nedenle metan parçalanmasının başlangıcı

esnasında çevre şartlarının kontrolü amacı ile pH ölçümleri ve uçucu asit tayinleri

gerekli olmaktadır.

Anaerobik çürütme ünitelerinin başarılı çalışması, metan ve saprofitik

bakteriler arasında yeterli bir denge elde edilmesine bağlıdır. Metan bakterileri çevre

koşullan ve gıda yükündeki değişimlerle oldukça yakın ilişkilidirler. Bu bakteriler

pH ve sıcaklık değişimlerinden, saprofitik bakterilerden daha fazla etkilenirler. Bu

48

iki faktörden birindeki değişim uçucu asitlerin bozunma hızında azalmalara neden

olur; neticede de uçucu asitler sistemde birikmeye başlarlar [Samsunlu, 2005].

Saprofitik bakteriler metan bakterilerinden daha hızlı bir şekilde çoğalabilirler.

Artan gıda yüklemeleri altında uçucu asitler; yavaş gelişen metan

mikroorganizmalarının onları kontrol edemeyecekleri kadar hızı bir şekilde meydana

gelirler. Bu durum sistemde uçucu asitlerin birikimine neden olur. Bu gibi hallerde

çamur; çamur çürütme ünitelerinden uzaklaştırılmalı veya taşınmalıdır. Bununla

beraber, büyük miktarlarda çamurun uzaklaştırılması ortamdaki metan

organizmalarının uçucu asitlerin bozunmasını sağlamaya yetmeyecek kadar

azalmasına neden olacaktır ve ortamda uçucu asitlerin birikimi olayı meydana

gelecektir. Yukarıda belirtilen nedenlerle çürütme ünitelerinde uçucu asit tayinleri,

bu ünitelerin düzgün çalışıp çalışmadığını kontrol etmede en önemli unsur

olmaktadır [Samsunlu, 2005].

3.6.2 Uçucu Asitlerin Ölçülmesi

Uçucu asitlerin tayininde üç yöntem kullanılmaktadır. Bunlardan biri, kolon

kro matografı yöntemi, diğer ikisi distilasyona dayanan yöntemlerdir. Standart

yöntem olarak kabul edilmemesine rağmen gaz kromotografı ve iyon kromotografi

yardımıyla da ölçümler yapılmaktadır [Samsunlu, 2005].

Kolon kromatografisinde iki faz mevcuttur. Karışım birisi katı absorblayıcı faz,

birisi hareketli sıvı organik bir çözücü faz olmak üzere iki ayırıcı ile muamele edilir.

Numune katı fazla doldurulmuş bir kolondan geçerken arkasından hareketli faz

dökülür, numune ve hareketli faz birlikte akarken katı faz üzerinde uçucu asit ler

miktar ve türlerine göre ayrılırlar. Bu amaçla, asitlendirilmiş numune kısa bir kolona

doldurulmuş kuru silisik asit katı fazı üzerinden kloroform - bütanol sıvı karışımıyla

birlikte geçirilerek ayrılır. Sıvı organik faza geçen uçucu asitler de, metanollü NaOH

karışımı ile, fenolftalein indikatörünün dönüm noktasına kadar titre edilerek

ölçülürler.

Doğrudan distilasyon yöntemi rutin tayinlerde sık olarak kullanılır. Normal

çamur 6.5 - 7.5 pH 'a sahiptir. Organik asitler bu çamurda iyonik haldedir ve

49

damıtılamazlar. Kuvvetli uçucu olmayan bir asit (sülfürik asit gibi) ilavesi ile organik

asitler, iyonize olmayan şekle dönüştürülürler

Çoğunlukla pH'ı, 1.0'e kadar indirmek üzere yeterli asit ilave edilir. Daha sonra

düşük moleküler ağırlıklı yağ asitleri distile edilir. Distile edilen asitler, kantitatif

olarak, standart NaOH çözeltisi ile fenolftalein dönüm noktasına kadar titrasyonla

tayin edilir.

Doğrudan distilasyon yönteminin bir çok kısıtlamaları, buhar distilasyon

yönteminin kullanılması ile giderilebilir. Bu yöntemde, çamurdaki katı maddeler

ayrılır ve tayin çamurun sıvı kısmında yapılır. Buhar ayrı bir ünitede elde edilir.

Distilasyon işlemi istenildiğince uzun süreli olabilir ve tüm asit distilatta elde

edilebilir. Belli bir zaman gerektiren bir yöntem olduğundan, daha çok araştırmalarda

kullanılan duyarlı bir yöntemdir. Distilattaki uçucu asitlerin tayini, diğer yöntemlere

benzer şekilde yapılır [Samsunlu, 2005].

3.6.3 Uçucu Asit Verilerinin Kullanılması

Uçucu asit tayinleri, organik maddenin anaerobik ayrışması hususunda ve

metan üreten bakterilerin optimum aktivitesi için en uygun çevre şartlan ile ilgili

bilgi sağlamada kullanılır. Anaerobik arıtma proseslerindeki araştırmaların çoğu,

özel olarak ayrışmaya giren maddenin tabiatına bağlı olarak, anaerobik arıtma

prosesi endüstriyel atıksulara uygulanmadan önce yapılmalıdır. Bu tip araştırma

çalışmalarında, uçucu asit verisinden yararlanılır. Anaerobik çürütme ünitelerinin

rutin kontrolünde uçucu asit verisinin önemi daha önce açıklanmıştır.

Atıksu arıtma tesislerinde, anaerobik çürütme ünitelerinde rutin kontrolde,

uçucu asit verisi yaygın olarak kullanılmaktadır. Yüksek hızlı çürütme proseslerinin

geliştirilmesi ile bu test gelecekte çok daha önemli hale gelecektir. Çürütme

tesislerinin kontrolünde uçucu asit testi uygun, çabuk ve ucuz olarak veri sağlar

[Samsunlu, 2005].

50

3.7 Sıcaklık

Anaerobik sistemde mikroorganizmaların büyüme oranlarında, yaşam

sürelerinde ve reaksiyonların hızında sıcaklık çok önemli bir parametredir. Tüm

bakteri gurupları farklı sıcaklıklarda büyürler. Metanojenik proseste (hidroliz den

metanojene dönüşüm) 5-65 Cο ’de iş gördükleri bilinmektedir [Murnleitner, E.,

2001].

Ortamın sıcaklığı artırıldığında kimyasal reaksiyon hızlanmaktadır. Bu nedenle

sıcaklık arttırıldığında hücrelerin büyümeleri de hızlanır. Fakat büyük yapıda ki

proteinlerin nükleik asitlerin veya yağların fonksiyonlarını yitirdiği bir sıcaklık limiti

vardır. Aynı zamanda büyümeleri için minimum bir sıcaklık değeri vardır. Genellikle

organizmalar 30-40 Cο sıcaklık değerleri arasında büyürler. Ancak, değer

değişikliklerine göre temelde dört grupta toplanırlar. Mezofilik mikroorganizmaların

optimal büyüme sıcaklıkları 20 ile 50 Cο arasındadır; bunlar genellikle dünyanın ve

hayvanların normal ortak sıcaklıklarıdır. Psikrofilik bakteriler ise 15 Cο ’den düşük

bir sıcaklıkta iş görmektedir. Bu bakteriler oda sıcaklığında ölmektedirler. Termofilik

bakteriler ise 50 Cο ’nin üstünde çok iyi büyüme sağlarlar. Bazı bakteriler 75 Cο ’nin

üzerindeki sıcaklıklarda büyüdüklerinden dolayı bunlara da aşırı termofilik bakteriler

adı verilir [Murnleitner, E., 2001]. Şekil 3.5. de sıcaklığın spesifik biyogaz üretimine

etkisi gösterilmiştir [Roš, M. et al, 2003].

Sicaklik ( )Cο

Gaz

Üre

timi (

m3/

kg)

Sicaklik ( )Cο

Gaz

Üre

timi (

m3/

kg)

Şekil 3.5., Sıcaklığın gaz üretimine etkisi.

51

4 SİSTEMİN MODELLENMESİ

Anaerobik arıtma sistemleri, içerdiği karmaşık (kimyasal ve biyolojik)

prosesler nedeniyle, modellenmesinde ve bu denklemlerin çözümlerinde farklı

yöntemler kullanılmasını gerektirmiştir. Bu bölümde bu sistemlerin matematiksel

olarak modellenmeleri ve gelişimi, simulasyon için kullanılacak sistem denklemleri

ve parametreleri incelenmiştir.

4.1 Anaerobik Arıtma Sistemi Modellenmesi

Sistemin statik ve dinamik davranışını matematiksel olarak ifade edebilmek

için bir çok model ortaya atılmıştır. Bunlar birinci mertebenden denklemler, basit

Monod denklemleri, geliştirilmiş Monod denklemleri kararlı hal ve dinamik

modeller gibi farklılıklar göstermektedir [Husain, A., 1998] Biyolojik büyüme

kinetiği, büyüme hızı ve organik madde (substrat) kullanım hızı olmak üzere iki

temel ilişkiye dayanmaktadır. Özellikle havasız arıtma gibi hız sınırlayıcı adımı olan

kompleks bir prosesin kinetiğinin incelenmesi ve modellemesinde mikrobiyolojik ve

biyokimyasal özellikler büyük önem taşımaktadır. Mikrobiyal büyüme üzerinde

büyümeyi sınırlandıran madde konsantrasyonunun etkisinin tanımlandığı pek çok

matematik model geliştirilmiştir.

4.2 Sistem Denklemleri

Biyokütle çoğalma hızı en temel hali ile [Husain, A., 1998];

.dX Xdt

µ= (4.1)

X= mikroorganizma konsantrasyonu (g/l) (1/ )büyümeoranı günµ =

Substrat kullanım hızı birinci derece eşitlik halinde denklem (4.2) de olduğu

gibidir. Burada q (1/gün): Substrat kullanım hız sabitidir. [Husain, A., 1998];

.dS q Xdt

= (4.2)

52

Y Büyüme verimlilik katsayısı denklem (4.3)’te olduğu ifade edilmektedir.

biyokütle ölüm hızı da spesifik mikroorganizma ölüm oranı b (1/gün) olmak üzere

denklem (4.4)’te olduğu gibi ifade edilir [Husain, A., 1998].

dX

dtY dSdt

= (4.3)

.dX b Xdt

= (4.4)

Buradan net biyokütle değişimi denklem (4.5) görülmektedir [Husain, A.,

1998].

.dX dSY b Xdt dt

= − (4.5)

Mikroorganizma çoğalma kinetiği Monod Denklemleri ile ifade edilmektedir.

maxS

SK S

µ µ=+

(4.6)

Burada maxµ (1/gün) maksimum büyüme oranını, Ks (gKOİ/l) ise yarı

doygunluk sabitini ifade etmektedir. Ks ile maxµ arasındaki ilişki Şekil 4.1’de

görülmektedir [Öztürk, 1999]

Şekil 4.1., Besi Maddesinin (S) büyüme hızına etkisi [Öztürk, 1999].

53

Contois ifadesi, Monod Denklemlerine mikroorganizmaların popülasyon

yoğunluğunu belirleyen kütle transferinin etkisinin eklenmesi ile ifade edilir(4.7).

Buradaki K (1/gün) kinetik sabitidir[Husain, A., 1998].

max .S

K X Sµ µ=

+ (4.7)

Chen ve Hashimoto ifadelerinde ise Contois ifadesine girişteki substrat

değerinin etkisinin ilavesi ile geliştirilmiş bir modeldir. Burada So (g/l) girişteki

substrat miktarını ifade etmektedir. [Husain, 1998].

max0. (1 )

SK S K S

µ µ=+ −

(4.8)

Hashimoto ve arkadaşları tarafından yapılan araştırmalar sonucunda sıcaklığın

maksimum büyüme oranı üzerindeki etkisi de denklem (4.9) ile ifade edilmektedir

[Hashimoto, et al, 1980]. Burada T oC cinsinden sıcaklığı ifade etemktedir..

max 0.013. ( ) 0.129 (20 60)T C Tµ = ° − < < (4.9)

Hill ve arkadaşları tarafından geliştirilen Monod bazlı kinetik denklemler dört

adet durum uzay denkleminden oluştuğu için dördüncü mertebeden durum

denklemleri adını almaktadır. Bu denklemlerle (4.10) asidojenik ve metanojenik

durumlar belirlenmektedir [Antonelli R., et al., 2003].

[ ]

[ ]

11 1

22 2

11 1 1 1 1

22 2 1 2 1 2 3 2

( )

( )

in

in

dX D Xdt

dX D Xdt

dS D S S k XdtdS D S S k X k Xdt

µ

µ

µ

µ µ

= −

= −

⎡ ⎤= − −⎣ ⎦

⎡ ⎤= − − −⎣ ⎦

(4.10)

Burada 1X (g/l) asidojenik bakteri konsantrasyonunu, 2X (g/l) metanojenik

bakteri konsantrasyonunu, 1S (g/l) substrat konsantrasyonunu (KOİ), 2S (g/l) uçucu

yağ asitleri konsantrasyonunu (UYA) ifade etmektedir. 1inS (g/l) giriş substrat

konsantrasyonunu (KOİ), 2inS (mmol/l) giriş uçucu yağ asitleri konsantrasyonunu

54

(UYA), D (1/gün) seyreltme oranı, k1 (gKOİ/g X1) KOİ yıkım verimi katsayısı, 2k

(mmolUYA/grX1) UYA üretimi verim katsayısı belirtmektedir [Antonelli R., et al.,

2003].

Bernard ve arkadaşları tarafından geliştirilen modelde Hill’in geliştirdiği

modele gaz basıncı, toplam inorganik karbon ve toplam alkalinite ifadeleri ile pH

ifadesini de ilave etmektedir(4.11-4.12) [Bernard O, et al, 2001].

4 1 1 5 2 2

2

2

.( )

.( ) . . . .

log

in

in c

b

dZ D Z ZdtdC D C C q k X k Xdt

C Z SpH KZ S

µ µ

= −

= − − + +

⎛ ⎞− += − ⎜ ⎟−⎝ ⎠

(4.11)

2

22

62 2 2

.( . )

4. . .( )2.

. . .

C La H C

H TC

H

H TLa

q k C S Z K P

K P C S ZP

KkC S Z K P Xk

φ φ

φ µ

= + − −

− − + −=

= + − + +

(4.12)

Burada qc (litreCO2/litre.gün-1)karbondioksit gazı üretim oranını, KLa (1/gün)

sıvı gaz transfer katsayısı, KH (mol/(l.atm))Henry sabiti, PC (atm) karbondioksit

basıncı, PT (atm) toplam basınç, Kb eğilim oranı, Z (g/l) toplam alkalinite

konsantrasyonu, C (g/l) toplam inorganik karbon konsantrasyonu, k4, k5, k6 (mmol/g)

verim katsayılarını ifade etmektedir [Bernard O, et al, 2001].

Birden fazla substrat olması durumunda ve doğrusal olmayan tavır gösteren iki

mikrobiyolojik büyüme oranı 1µ ve 2µ denklem (4.13)’de olduğu gibidir [Antonelli

R., et al., 2003].

1 11

1 1

2 22

2 2

m

S

m

S

Sk S

Sk S

µµ

µµ

=+

=+

(4.13)

55

1mµ (1/gün), maksimum asidojenik biyokütle büyüme oranı, 2mµ (1/gün) maksimum

metanojenik biyokütle büyüme oranı, 1Sk (gKOİ/l) 1S ile alakalı doyum parametresi,

2Sk (mmolUYA/l) 2S ile alakalı doyum parametresi, Q (litreCH4/litre.gün-1)

çıkıştaki spesifik biyogaz üretim oranını,

2 2gQ Y Xµ= (4.14)

ifade eder [Yordanova,, 2004].

4.3 Sistem Denklemlerinin Çözümü

Doğrusal olmayan durum denklemlerinin çözülmesi için gereken ilk koşullar

ve parametrelerin başlangıç koşullarındaki değerleri Yordanova tarafından

verilmiştir. Bu değerler kullanılarak Bölüm 4.2’de belirtilen denklemler

MatLab/Simulink programında çözülmüştür.

Denklemde kullanılan parametreler matrisi ve kararlı hal değerleri:

1 2 1 2 3 1 2 4 5 6

0 60.4 0.4 1 40 0.909 1 3.6 3.650.6343.6453.0 2*10

tm m g s s La H b

t

q k k k Y k k k k k k K K

q

µ µ= −

⎡ ⎤= ⎣ ⎦⎡ ⎤= ⎣ ⎦

(4.15)

Durum uzayı denklemleri için ilk koşullar [ ]1 2 1 2tX X X S S Z C= ,

[ ]0 0.36 3.18 15.66 0.18 1 1tX = şeklinde verilmiştir [Yordanova, 2004]. Seyreltme

oranı [0.25 0.75]D∈ aralığındadır.

1 10inS = (g/l), 2 4inS = (mmol/l), Zin=1 (g/l), Cin=1 (g/l) T=35oC alındığı

takdirde ve D=0.5 (1/gün) değeri için simülasyon sonucunda çıkıştaki spesifik gaz

üretim oranı Q. Şekil 4.1.’deki elde edilir. Bulunan grafik Yordanova’nın

çalışmasındaki kesikli sistem için bulduğu grafik ile şekil ve değer itibari ile aynıdır.

[Yordanova, 2004]. Gaz üretim oranı ilk başta belli bir değerden başlayarak artış

göstermekte tepe değerine ulaştıktan sonra da azalıp sıfıra inmektedir. Bunun nedeni

ise belli bir miktar arıtılacak atık su sisteme ilave edildikten sonra reaksiyon

başlamakta ve gaz üretimi maksimum olmakta arıtım bittikten yani arıtılacak madde

56

tamamen arıtıldığı zaman ise gaz çıkışı sıfıra inmektedir. Şekil 4.2 ve Şekil 4.3’te

D’nin değişimleri ile gaz üretim oranının değişimleri görülmektedir. Normal çalışma

sıcaklığı T=35oC’ dir.

Şekil 4.4’te D=0.5 (1/gün) için pH değişimi görülmektedir. Grafiğe

bakıldığında belli bir miktar arıtılacak madde (KOİ) sisteme dahil edildiğinde

sistemde aniden pH düşmektedir. Bu düşüş dışarıdan arıtılmak üzere sisteme verilen

atıksuyun pH değerine göre değişiklik göstermektedir. Reaksiyon başladıktan sonra

pH değeri optimum noktaya döndüğü görülmektedir. Arıtma bittikten sonra pH beli

bir değerde seyretmektedir.

Şekil 4.1., D=0.5 (1/gün) için spesifik gaz üretim oranı.

57

Şekil 4.2., D=0.3 (1/gün) iken Q değişimi.

Şekil 4.3., D=0.75 olduğunda gaz üretim oranının değişimi.

58

Şekil 4.4., D=0.5 (l/gün) için pH’ın zamanla değişimi.

59

5 ANAEROBİK SİSTEMLERİN KONTROL

EDİLMESİ

Anaerobik arıtma gibi doğrusal olmayan, zamana bağımlı sistemlerin, PID

gibi yalnızca klasik kontrol metotlarıyla bütün sistemin kontrolünü gerçekleştirmek

zordur. Bundan başka böyle karmaşık sistemlerde ilgili parametrelerin etkisinin

miktarı, klasik yöntemler için tamamen yeterli bir şekilde belirlenememektedir.

Örneğin iki aşamalı bir anaerobik sistemin asidifikasyon tankındaki pH değerinin

(bkz. Bölüm 2.2) kontrolü çok önem arz etmektedir. Kontrol sisteminin pH

değişimlerine çok hızlı ve etkin bir şekilde cevap vermesi gerekmektedir. Ancak

klasik kontrol yöntemleri sistem doğrusal olmadığından istenilen çabukluk ve

etkinliği sağlamada yetersiz kalmaktadırlar. Bu nedenle klasik kontrol metodları

yetersiz kaldığından yeni kontrol metotları geliştirilmiştir. Bu tezde kapalı çevrim ve

PID kontrollü olmak üzere Q spesifik gaz üretim oranının kontrolü

MatLab/SimuLink programında gerçekleştirilmiştir.

5.1 Sistem Giriş ve Çıkış Parametreleri

Bölüm 4’te anlatılan sistem denklemleri yardımıyla MatLab/SimuLink

programında oluşturulan sistemin giriş parametrelerini 1inS ve 2

inS oluşturmaktadır.

Sistemin durum değişkenleri ise [ ]1 2 1 2TX X X S S Z C= ’dir. Bu durum

değişkenlerine ait ilk koşullar Bölüm 4.3’te verilmiştir.

Kontrol giriş değişkeni seyreltme oranı D (1/gün), kontrol edilecek çıkış ise

spesifik gaz üretim oranı Q’dur. Yapılan tüm simülasyonlarda 1 10inS = (g/l)

2 4inS = (mmol/l) olarak alınmıştır. Kontrol için gereken referans değeri QR=1.174

(l/l.gün) olarak seçilmiştir Şekil 5.1.’de genel bir kontrol sistemi blok şeması

görülmektedir.

60

Şekil 5.1., de genel bir kontrol sistemi blok şeması görülmektedir. Burada

kullanılan sensörler sıcaklık, pH, Hidrojen sensörü, debi sensörleri, metan gazı

basıncını ölçebilmek için basınç sensörleri ve seviye sensörleri gibi sensörlerdir.

Kontrol Sistemi

Sistem

Sensörler

Sensörler

-

+Qrefe Q

Gürültü

Şekil 5.1., Genel bir kontrol sistemi blok şeması.

5.2 Sistemin Kontrolü

PID, Oransal, İntegral ve Türev’den oluşan (Proportional-Integral-Derivative)

üç kontrol etkisinin bir arada olduğu kontrol sistemidir.

P alogaritması, temel olarak hata ile orantılı etki göstermektedir. (5.1)’de

denklemi görülmektedir. u kontrol değişkeni, uo kontrol çıkışı sapma işaretini, Kp

değeri ise oransal kazanç parametresini belirtir.

ou = u pK e+ (5.1)

Bu sisteme integral etkisi ilave edilmesi ile PI kontroller oluşur. KI integral

kazanç parametresidir, (5.2).

ou = u p IK e K edt+ + ∫ (5.2)

Bir de bu sisteme hatanın türevinin etkisi eklenirse PID kontrol ortaya çıkar,

(5.3).

Denklemdeki KD ise türev kazanç parametresidir [Olsson & Newell, 1999].

61

ou = u p I DdeK e K edt Kdt

+ + +∫ (5.3)

Bölüm 5.1 de anlatılan parametreler ile 4. Bölümde anlatılan denklemler ve ilk

koşul değerleri ile oluşturulan model, birim geri beslemeli sistem ve PID kontrollü

sistem şeklinde kontrol edilerek hazırlanan simülasyon sonuçları verilmiştir.

Şekil 5.2., Birim geri beslemeli kapalı çevrim sistemde gaz üretim oranı eğrisi.

Şekil 5.3., Birim geri beslemeli kapalı çevrim sistemde X2 değişimi.

62

Şekil 5.4., Birim geri beslemeli kapalı çevrim sistemde S2 değişimi.

Şekil 5.5., PID kontrollü sistemde Q değişimi [ 10, 7, 3 ]p I DK K K için= = = .

63

Şekil 5.6., PID kontrollü sistemde Q değişimi [ 50, 30, 3 ]p I DK K K için= = = .

Şekil 5.5 ve Şekil 5.6’de görüldüğü üzere PID kontrol değerlerinin değişimi ile

daha düzgün bir spesifik gaz üretimi mümkün olmaktadır.Aynı zamanda süreklilik

sağlanmaktadır.

64

6. SONUÇLAR

Üçüncü ve dördüncü bölümlerde anlatıldığı gibi anaerobik arıtma prosesi

kimyasal ve biyolojik olayları içine aldığından birçok doğrusal olmayan

denklemlerle modellenmek zorunda kalmaktadır.

Yapısı gereği sahip olduğu prosesin içinde barındırdığı birçok parametre

değişken olma potansiyeli göstermektedir. Birçok olay birbirini tetikleyebilmektedir.

Bazen bir tek parametre değerinin yanlış ölçülmesi veya hesaplanması tüm sistemin

durmasına ve simülasyonda da hatalara sebebiyet verecektir. Gerçek uygulamada ise

bakterilerin ölümü ile sonuçlanabilir. Bu operasyonu çok geciktireceğinden hiç

istenmez. Prosesin kararlı hale gelmesi için değindiğimiz gibi bir çok ölçüm

yapılarak kontroller gerekmektedir. Zaten uzun süreler sonunda tam verimi elde

edebilen bir sistem olduğundan arada yapılacak bir hata çalışılan günlerin boşa

gitmesi anlamına gelecektir. Bu nedenle sistem hayata geçirilmeden önce

parametreler çok iyi belirlenmeli, kullanılacak model ve matrissel bileşenleri de

amacına uygun seçilmeli, simülasyon değerleri çok iyi irdelenmelidir. Konu ile ilgili

çalışmalara bakıldığında modelleme ile ilgili çalışmalar, matematiksel ve

parametrelerin tespitine veya tahminine yönelik çalışmalar ağırlık kazanmaktadır. Bu

da sistemin ne kadar karmaşık olduğunun bir göstergelerinden biridir.

Bu tezde sistem Monod denklemleri ve altıncı mertebeden denklemlerle

modellenmeye çalışılmıştır. Burada spesifik gaz üretim oranı önem kazanmaktadır.

Bu oranın sürekliliğini sağlamak demek denklemlerden de anlaşılacağı üzere tüm

sistemin sürekli çalışması anlamına gelmektedir. O nedenle kontrol sonuçları

verilirken spesifik gaz çıkış oranı grafikleri verilmiştir. Seyreltme oranı kontrol

değişkeni olarak alınmış ve sistemin sürekli olarak belli bir spesifik gaz üretim

oranında (Q) tutulması arzulanmıştır. (Bazı kaynaklarda asidojenik ve metanojenik

bakteri denklemlerinde seyreltme oranı (D) bir katsayı ile çarpılmıştır. Bu katsayı

oransal parametre olarak adlandırılır ve deneysel olarak tayin edilmektedir.

[Antonelli R., et al., 2003]). Şekil 4.2., 4.3, ve 4.4 de üç farklı seyreltme oranı için Q

eğrisi elde edilmiştir.Şekillerden görüldüğü üzere D arttıkça gaz üretim oranının tepe

değeri artmakta ancak sıfıra geldiği süre azalmaktadır. Buradan D ne kadar yüksek

65

ise aynı miktar atıksuyun daha çabuk sürede arıtılacağı anlaşılmaktadır. Gaz üretim

oranının bir süre sonra sıfıra düşmesi de atıksuyun tamamen ayrıştığı anlamına

gelmektedir. Birim geri beslemeli sistemde Q çıkışından alınan işaret referans değeri

ile karşılaştırılmış ve doğrudan kontrol değişkenine verilmiştir. Böyle bir sürekli

çalışmada ilk anda oluşan dalgalanmalar hem metanojenik bakteri

konsantrasyonunda hem de gaz üretim oranında gözlenmektedir, (Şekil. 5.2, Şekil

5.3). Şekil 5.5’te ve Şekil 5.6’da ise değişik PID kazanç değerlerinde Q çıkışının

aldığı değerler görülmektedir. Şekil 5.6’da Şekil 5.5’e göre iyi bir sonuç elde

edilmiştir. Bu tezde tank reaktör ya da sistemin mekanik olarak imalatına çok az

değinilmiştir. Ancak sistemin başarılı olabilmesi için mekanik hesaplamaların da çok

iyi bir şekilde yapılması gerekmektedir.

Sistemin karalılığını koruyabilmesi için sıvı fazda uçucu asitlerin, pH

değerinin, Alkalinite konsantrasyonu, sıvı seviyesi, KOİ miktarı ve çözünmüş H2

değerlerinin; gaz fazında ise, gaz üretim hızı (Q), metan veya CO2 üretim hızı ve

biyogazdaki H2 ve CO2 yüzdelerinin sürekli olarak izlenmesi gerekmektedir.

Sistemin kararsız davranmasının başlıca nedenleri, sistemde serbest oksijen olması,

sıcaklıktaki ani değişimler, ani organik yük artışı, zararlı maddeler (atık içindeki), pH

düşüşü, yavaş mikroorganizma büyümesi ve metan gazı üretimindeki düşüş (Verim

%65’ten az olursa sistem kararsız kabul edilmektedir) olarak sıralanabilir [Öztürk,

1999].

Bu kadar karmaşık bir yapıya sahip olan anaerobik arıtma sistemlerinin

kontrolünün de gayet zor ve karmaşık olacağı aşikardır. Bu nedenle

mikroorganizmaların davranışlarının tam olarak anlaşılması için sistemin

matematiksel olarak modellenmesi çalışmaları devam etmektedir.

66

KAYNAKLAR

[1] Aceves-Lara, C. A., Aguilar-Garnica, E., Alcaraz-Gonzalez, V., Gonzalez-

Reynoso, O., Steyer, J. P., Dominguez-Beltran, J. L., Gonzalez-Alvarez V.,

“Kinetic Parameters Estimation in an Anaerobic Digestion Process Using

Successive Quadratic Programming (SQP) [TELEMAC Contribution #11],”

Proc. of 10th IWA World Congress on Anaerobic Digestion (AD10), Montreal,

Canada, vol. 3, pp. 1329-1334, September, 2004.

[2] Antonelli, R., Harmand, J., Steyer, JP., Astolfi, A., “Set-Point Regulation of an

Anaerobic Digestion Process With Bounded Output Feedback,” IEEE

Transaction on Control Systems Technology, vol. 11, No. 4, pp. 495-504, July

2003.

[3] Bernard O. Hadj-Sadok., Z., Dochain D., Genovesi, A. and Steyer J.-P.,

“Dynamical Model Development and Parameter Identification for an

Anaerobic Wastewater Treatment Process,” Biotechnol. Bioeng., vol. 75, 2001,

pp. 424-438.

[4] Blumensaat, F, Keller, J., “Modelling of Two-Stage Anaerobic Digestion

Using the IWA Anaerobic Digestion Model No. 1 (ADM1),” Water Research,

vol. 39, pp. 171-183, Elseiver Science, January, 2005.

[5] Cakir, F. Y., Strenstrom, M. K., “Anaerobic Treatment of Low Strength

Wastewater,” Journal of Environmental Science and Health, Part A:

Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering, vol. 38, No: 10,

pp. 2069–2076, Taylor & Francis, 2003.

[6] Demir A., Kanat G., Debik E., “Atıksu Arıtımında Fiziksel, Kimyasal ve

Biyolojik Metodlar”, YTÜ Yayınları, 2000.

[7] Erşahin, M., Yüksek Lisans Tezi, “Mısır İşlemesi Atıksularının Anaerobik

Arıtımına ADM1 Modelinin Uygulanması.” İTÜ Merkez Kütüphanesi, 2005.

[8] Estaben, M., Polit, M., Steyer, J.P., “Fuzzy Control for an Anaerobic Digester,”

Control Engineering Practice, vol. 5, no: 98, pp. 1303-1310, Elseiver Science,

September 2004.

[9] Feng, Y., Behrendt, J., Wendland, C., Otterpohl, R., “Parameters Analysis and

Discussion of the IWA Anaerobic Digestion Model No.1 (ADM1) for the

Anaerobic Digestion of Blackwater plus Kitchen Refuse”, 2005

67

[10] Hashimoto, A. G., Chen, Y. R. and Varel, V. H., “Theoretical Aspect of

Methane Production: State of The Art”, Livestock Waste A renewable resorce,

1980.

[11] Husain, A., “Mathematical Models of the Kinetics of Anaerobic Digestion – A

Selected Review,” Biomass and Bioenergy, vol. 14, No: 5, pp. 561-571, May

1998.

[12] Kiely, G., Tayfur, G., Dolan, C., Tanji, K., “Physical and Mathematical

Modelling of Anaerobic Digestion of Organic Wastes,” Water Research, vol.

31, No: 3, pp. 534-540, Elseiver Science, March 1997.

[13] Kim, J., Kozma, R., Kasabov, N., Gols, B., Geerink, M., Cohen, T., “A Fuzzy

Neural Network Model for the Estimation of the Feeding Rate to an Anaerobic

Waste Water Treatment Process,”

[14] Malina, J. F., Pohland, F. G., “Design of Anaerobic Processes for the

Treatment of Industrial and Municipal Wastes,” Teshnomic Publishing

Compony, Lancaster, 1992.

[15] McCarty, P. and Rittmann, B. E., “Environmental Biotechnology”, The McGraw

Hill-Companies, New York, 2001.

[16] McLeod, F. A., Guiot, S. R., Costerton, J., “Layered Structure of Bacterial

Aggregates Produced in the Upflow Anaerobic Sludge Bed and Filter Reactor”,

Appl. Env. Micr., 56, 1990.

[17] Moigno, A.F., "Mouras' Automatic Scavenger", Cosmos, 622 (1981 and 1971

(1882), as reviewed in Minutes of Proceedings of Institution of Civil

Engineering, XLVIII, 350.

[18] Murnleitner, E., Doktora Tezi, “State Detection and Feedback Control of The

Anearobic Wastewater Treatment Using Fuzzy Logic” Technischen Universität

München, 2001.

[19] Olsson, G., Newell, B., “Wastewater Treatment Systems,” IWA Publishing,

1999.

[20] Öztürk, İ., “Anaerobik Bioteknoloji ve Atık Arıtımındaki Uygulamaları”, Su

Vakfı Yayınları, 1999.

[21] Puñal, A., Roca, E., Lema, J.M., “An Expert System for Monitoring and

Diagnosis of Anaerobic Wastewater Treatment Plants,” Water Research, vol.

36, No: 10, pp. 2656-2666, Elseiver Science, 2002.

68

[22] Roš, M., Zupančič, G. D., “Thermophilic Anaerobic Digestion of Waste

Activated Sludge,” Acta Chim. Slov, vol. 50, pp. 359-374, 2003.

[23] Samsunlu, A., “Çevre Mühendisliği Kimyası”, Birsen Yayınevi, 2005.

[24] Sanchez, E. N., Beteau, J. F., Carlos-Hernandez, S., “Hierarchical Fuzzy

Control for a Wastewater Anaerobic Treatment Plant,” IEEE International

Conference on Systems, Man, and Cybernetics, pp. 3285-3290, 2001.

[25] Speece, R. E., “Anaerobic Biotechnology for Industrial Wastewaters”, Archae

Press, USA, 1996.

[26] Tönük Ubay, G., “Anaerobic Treatment of Domestic Wastewaters in Upflow

Sludge Blanket Reactors,” G.U. Journal of Science, vol:17 (2), pp. 141-154,

2004.

[27] Vanrolleghem, P. A., “Models in Advanced Wastewater Treatment Plant

Control,” Proceedings Colloque Automatique et Agronomie, Janvier 2003.

[28] Vanrolleghem, P. A., “Sensors for Anaerobic Digestion: An Overview,”

Proceedings Workshop Monitoring and Control of Anaerobic Digesters.

Narbonne, France, December, 1995.

[29] Wu, W., Jain, M. K., Thiele, J. H., Zeikus, J. G., “Effects of Storage on the

Performance of Methanogenic Granules” Water Res., 29, 1999.

[30] Yordonova, S. T., “Fuzzy Two-Level Control for Anaerobic Wastewater

Treatment,” 2nd International IEEE Conference on Intelligent Systems, vol. 1,

pp. 348- 352, June 2004.

.

69

ÖZGEÇMİŞ

Abdullah Bora ÜLKÜ, 1976 yılında Burdur’un Bucak ilçesinde doğdu. İlk ve

orta okulu aynı ilçede okuduktan sonra Eskişehir Atatürk Lisesinden 1994 yılında

mezun oldu. 1995 yılında Yıldız Teknik Üniversitesi, Elektrik – Elektronik Fakültesi,

Elektrik Mühendisliği Bölümü’ne girmeye hak kazandı. 1998- 2000 yılları arasında

Y.T.Ü. Elektrik Mühendisliği Bölümü Güç Elektroniği Laboratuarı Öğrenci

Araştırma Görevlisi olarak çalıştıktan sonra, 2000 yılında mezun oldu. 2000-2001

yılları arasında Laksan Tekstil ve Plastik A.Ş.’de Elektrik-Elektronik bölüm şefliği

yaptı. 2001 yılı şubat ayında GYTE Elektronik Mühendisliği Bölümünde Yüksek

Lisans yapmaya hak kazandı. 2002 Yılında Anadolu Üniversitesi Açıköğretim

Fakültesi İşletme bölümüne girdi. 2001-2004 yılları arasında Laksan Tekstil ve

Plastik A.Ş.’de Teknik Danışman olarak çalıştı. 2004 Yılı Nisan ayında Pera

Danışmanlık A.Ş.’de Kalite Mühendisi olarak çalışmaya başladı. Halen aynı firmada

Kalite Yönetim Sistemleri Danışmanı olarak çalışmaya devam etmektedir.