Endüstriyel KK 2008_Sempozyum_Kitabi_1

istanbul teknik üniversitesiçevre mühendisliği bölümü

BİLDİRİLER KİTABI Sözlü Sunumlar ve Posterler

İTÜ

11. ENDÜSTRİYEL KİRLENME

KONTROLÜ SEMPOZYUMU

11-13 Haziran 2008

Süleyman Demirel Kültür Merkezi, İTÜ Ayazağa Kampüsü

İSTANBUL

EKK’08

11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü

Sempozyumu

Bildiriler Kitabı

EKK’08

Editörler

Ġsmail TORÖZ

Nevin YAĞCI

Ebru DÜLEKGÜRGEN

Çiğdem GÖMEÇ

Osman ARIKAN

Mustafa Evren ERġAHĠN

Asude ÖZKAN

Edip AVġAR

Recep Kaan DERELĠ

Hale ÖZGÜN

Necati KAYAALP

11-13 HAZİRAN 2008, İSTANBUL

Önsöz

Ġstanbul Teknik Üniversitesi Çevre Mühendisliği Bölümü tarafından 2 yılda bir olarak düzenlenmekte

olan “Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu” serisinin 11.sine katılımlarınızdan dolayı Onur

Kurulu, Bilim Kurulu ve Organizasyon Kurulu olarak memnuniyet duyuyoruz. ĠTÜ Çevre Mühendisliği

Bölümü öğretim üye ve yardımcıları, böyle yoğun ve zahmetli bir çalıĢmayı uzun yıllar istikrarla

sürdürmenin gururunu taĢımaktadır. Bu gurur, her yeni dönemde, sempozyumu daha iyiye götürmenin

itici gücünü oluĢturmaktadır.

Endüstriyel kirlenme kontrolü, geliĢen proses ve arıtma teknolojilerine bağlı olarak hem dünyada hem

de ülkemizde önemli bir araĢtırma-geliĢtirme alanı olma özelliğini korumaktadır. Bu nedenle,

endüstriyel atıkların uzaklaĢtırılması ve yönetimi konusundaki araĢtırma ve uygulamaların ortaya

konması ve sonuçlarının bilimsel seviyede tartıĢılmasının önemi büyüktür. Bu konulardaki yeni

yaklaĢımların ve uygulamaya yönelik çalıĢmaların paylaĢılması gereği uzun yıllar önce ortaya çıkmıĢ

ve Ġstanbul Teknik Üniversitesi Çevre Mühendisliği Bölümü tarafından baĢlatılan “Endüstriyel Kirlenme

Kontrolü Sempozyumu” ile ortam bulmuĢtur. Ġstanbul Teknik Üniversitesi’nin sürekliliğe ve bilimsel

saygınlığa sahip toplantılara verdiği önemi de esas alarak, sempozyum 22 yıldır titizlik ve özenle

sürdürülmektedir. Ġlki 1988 yılında 7. Türk-Alman Çevre Mühendisliği Sempozyumu ile ortaklaĢa

düzenlenen sempozyum, düzenli olarak iki yılda bir düzenlenmeye devam edilmiĢ, bilim insanlarının,

mühendislerin, uygulamacı kuruluĢların ve bizzat endüstrilerden katılımcıların gerek çalıĢma verileri

gerekse tecrübeleriyle endüstriyel atık bertarafı ve yönetimi konusundaki araĢtırma ve uygulama

sonuçlarını ortaya koydukları ve tartıĢtıkları bir platform olma misyonunu üstlenmiĢ, bu sayede ilgili

tüm tarafları geniĢ bir katılım ile buluĢturmayı baĢarmıĢtır.

Sempozyum bu dönem, temel amaçlarından birini gerçekleĢtirmek üzere, Çevre ve Orman Bakanlığı

ile üniversiteler ve sanayi kuruluĢlarının temsilcilerini bir tartıĢma platformunda biraraya getirecektir.

Böylelikle, ülkemizde özellikle endüstrileĢmenin getirdiği çevre sorunlarının çözümü için yetkili devlet

organının yönetim yaklaĢımı ve bilimsel çalıĢmalara bakıĢı ile sanayi kuruluĢları ile iliĢkileri ortaya

konmuĢ olacaktır. Sempozyum süresince, ülkemizde endüstriyel kirlenme ile ilgili teorik ve

uygulamaya dönük araĢtırmalar ile uygulamada elde edilen deneyimlere ve karĢılaĢılan problemlerin

çözümüne yönelik çalıĢmaların sonuçları sunulacaktır.

EKK’08 için 100’ün üzerinde geniĢletilmiĢ özet gönderilmiĢ, bunlardan 47 tanesi bildiri, 26 tanesi

poster olarak kabul edilmiĢtir. Farklı bilim kuruluĢlarından çok sayıda akademisyenin sempozyuma

katılması, endüstriyel kirlenme kontrolü alanında ülkemizde önemli bir bilgi birikiminin olduğunu

göstermektedir. Sempozyumda sunulacak bildiri ve posterler, üniversite ve araĢtırma kuruluĢlarının

sahalarında öne çıkmıĢ bilim insanlarından oluĢan hakem heyetince belirlenmiĢtir. Sempozyumda

ayrıca Çevre ve Orman Bakanlığı tarafından 4 adet, sanayici tarafından çevre mevzuatının

uygulamalarına yönelik 2 adet bildiri sunulmuĢtur.

Sempozyumda tartıĢılmak üzere ele alınacak konular baĢlıca “Çevre Yönetim Sistemleri, Çamur

Arıtımı, Endüstrilerde Fizikokimyasal Arıtma Uygulamaları, Endüstrilerde Biyolojik Arıtma

Uygulamaları, Tehlikeli ve Katı Atıklar, Hava Kalitesi ve Gürültü Kontrolü” baĢlıkları altında

toplanmıĢtır. Sempozyumda ayrıca Çevre ve Orman Bakanlığı ile ortaklaĢa belirlenen “BirleĢik Çevre

Denetim Sistemi” baĢlıklı bir panel düzenlenerek, çevre sorunlarında yer alan tarafların bir araya

gelerek ortak bir zeminde tartıĢması hedeflenmiĢtir.

Sempozyuma yayınları ile katılan bilim insanlarına, maddi katkılarından dolayı sponsor kuruluĢlara, bu

organizasyonun gerçekleĢmesinde katkıları olan düzenleme kurulu üyelerine teĢekkür eder,

sempozyumun çevre sorunlarının çözümüne katkı açısından baĢarılı ve yararlı geçmesini dilerim.

Prof. Dr. İsmail Toröz Düzenleme Kurulu BaĢkanı

Destekleyen Kuruluşlar

SKATMK

ONUR KURULU Prof. Dr. Faruk KARADOĞAN (ĠTÜ Rektörü)

Prof. Dr. Ahmet SAMSUNLU (Onursal BaĢkan)

Prof. Dr. Derin ORHON (TÜBA Üyesi)

Prof. Dr. Veysel EROĞLU (T.C. Çevre ve Orman Bakanı)

Prof. Dr. Hasan Z. SARIKAYA (Çevre ve Orman Bakanlığı MüsteĢarı)

BİLİM KURULU Prof. Dr. Nazik ARTAN

Prof. Dr. SavaĢ AYBERK

Prof. Dr. Hulusi BARLAS

Prof. Dr. Miray BEKBÖLET

Prof. Dr. Bilsen BELER BAYKAL

Prof. Dr. Recep BONCUKÇUOĞLU

Prof. Dr. Hanife BÜYÜKGÜNGÖR

Prof. Dr. Avni ÇAKICI

Prof. Dr. Filiz B. DĠLEK

Prof. Dr. Ferruh ERTÜRK

Prof. Dr. AyĢe FĠLĠBELĠ

Prof. Dr. FatoĢ GERMĠRLĠ BABUNA

Prof. Dr. Erdem GÖRGÜN

Prof. Dr. Orhan ĠNCE

Prof. Dr. Gülen ĠSKENDER

Prof. Dr. IĢık KABDAġLI

Prof. Dr. Bahar KASAPGĠL ĠNCE

Prof. Dr. Bülent KESKĠNLER

Prof. Dr. Cumali KINACI

Prof. Dr. Aysen MÜEZZĠNOĞLU

Prof. Dr. Halil KUMBUR

Prof. Dr. Ġzzet ÖZTÜRK

Prof. Dr. Seval SÖZEN

Prof. Dr. Delya SPONZA

Prof. Dr. Bülent TOPKAYA

Prof. Dr. Mustafa TURAN

Prof. Dr. Olcay TÜNAY

Prof. Dr. Beyza ÜSTÜN

Prof. Dr. Orhan YENĠGÜN

Prof. Dr Ülkü YETĠġ

Doç. Dr. Ġdil ARSLAN ALATON

Doç. Dr. Kadir ALP

Doç. Dr. Emine UBAY ÇOKGÖR

DÜZENLEME KURULU Prof. Dr. Ġsmail TORÖZ (BaĢkan)

Y.Doç.Dr. Nevin YAĞCI (BaĢkan Yardımcısı)

Y.Doç.Dr. Ebru DÜLEKGÜRGEN (Genel Sekreter)

Doç.Dr. Çiğdem GÖMEÇ

Y.Doç.Dr. Osman ARIKAN

Ar.Gör. Mustafa Evren ERġAHĠN

Ar.Gör. Asude ÖZKAN

Ar.Gör. Edip AVġAR

Ar.Gör. Recep Kaan DERELĠ

Ar.Gör. Hale ÖZGÜN

Ar.Gör. Necati KAYAALP

I

ĠÇĠNDEKĠLER

SÖZLÜ SUNUMLAR

AB SÜRECİNDE ENDÜSTRİ-ÇEVRE ILİŞKİLERİ ................................................................................................. 1 Ahmet Samsunlu

TEHLİKELİ MADDELER DİREKTİFİ (76/464/EEC), SU ÇERÇEVE DİREKTİFİ (2000/60/EC) VE ÖNCELİKLİ MADDELER DİREKTİFİ ARASINDAKİ İLİŞKİLER VE TÜRKİYE’DEKİ UYGULAMALARI ...................... 9 Yakup Karaaslan, Sedat Kadıoğlu, Cevat Yaman, Veysel Aslan, Nermin Çiçek, Lütfi Akça

ENDÜSTRİYEL KAYNAKLI KİRLENMİŞ SAHALAR İÇİN ÇEVRE YÖNETİM SİSTEMİ .......................................... 19 Kahraman Ünlü, Meltem Güvener, Serkan Girgin, Ülkü Yetiş, Filiz B. Dilek, Ayşegül Aksoy,

Beril Büyüker, Şener Polat

ENDÜSTRİYEL KAYNAKLI KİRLENMİŞ SAHALARIN YÖNETİMİ İÇİN BİLGİ SİSTEMİ GELİŞTİRİLMESİ ........................................................................................................................................... 27 Serkan Girgin, M. Güvener, Şener Polat, B. Büyüker, Ülkü Yetiş, F. Dilek, A. Aksoy,

Kahraman Ünlü

AVRUPA BİRLİĞİ IPPC DİREKTİFİ ÇERÇEVESİNDE BİR TEKSTİL FABRİKASINDA SU KULLANIMI PERFORMANS DEĞERLENDİRMESİ .......................................................................................... 35 A. Merve Kocabaş, Hande Yükseler, Filiz B. Dilek ve Ülkü Yetiş

ÇİMENTO ÜRETİMİNİN YAŞAM DÖNGÜSÜ ANALİZİ ................................................................................... 43 Zerrin Çokaygil, Aysun Özkan, Müfide Banar

TOPRAKTA KULLANIM KAPSAMINDA EVSEL NİTELİKLİ ARITMA ÇAMURLARININ YÖNETİMİ ..................... 51 Erdoğan Işık

ATIKSU ARITMA ÇAMURLARININ KURUMA ÖZELLİKLERİNİN DEĞERLENDİRİLMESİ................................... 59 Kadir Alp, Lütfi Akça, Çiğdem Yangın Gömeç ve Asude Hanedar

EVSEL VE ENDÜSTRİYEL BİYOLOJİK ÇAMURLARIN AEROBİK STABİLİZASYONUNUN ARAŞTIRILMASI ........................................................................................................................................... 67 Elif Pehlivanoğlu-Mantaş, Didem Okutman Taş, Güçlü İnsel, Egemen Aydın, Duygu C. Öztürk,

Tuğba Ölmez, Erdem Görgün, Emine Ubay Çokgör, Derin Orhon

SABİT YATAKLI ADSORPSİYON KOLONUNDA PALAMUT MEŞESİ ATIĞI İLE Ni(II) GİDERİMİNE KOLON YÜKSEKLİĞİ VE pH'IN ETKİSİ’NİN İNCELENMESİ ........................................................ 75 Emine Malkoç ve Yaşar Nuhoğlu

KALSİYUM ALJİNAT BİLYELERİ İLE ÇİNKO İYONLARININ ADSORPSİYONU ................................................... 83 Züleyha Bingül, Seçil Sağol ve Nuhi Demircioğlu

VETERİNER ANTİBİYOTİKLERİNİN FOTOKATALİTİK OKSİDASYON PROSESİ İLE ARITIMINDA SU BİLEŞENLERİNİN ETKİSİ .......................................................................................................................... 91 Keziban Seven Yalap

ve Işıl Akmehmet Balcıoğlu

TEKSTİL ATIKSULARININ ARITILMASINA ALTERNATİF ÇÖZÜM: SÜPERKRİTİK SU OKSİDASYONU ............................................................................................................................................ 99 Onur Ö. Söğüt, Dilek Gümüş ve Mesut Akgün

ENDÜSTRİYEL ATIKSULARIN ZEOLİTLE ARITILMASI ................................................................................... 107 Günay Kocasoy ve Vicdan Şahin

II

SULU ÇÖZELTİLERDEN REAKTİF TEKSTİL BOYALARININ ELEKTROKOAGÜLASYON YÖNTEMİ İLE GİDERİMİ ............................................................................................................................................. 117 Ruhi Malkoç, Bünyamin Karagözoğlu, Fuat Özyonar

ENTEGRE ET VE ET ÜRÜNLERİ ENDÜSTRİSİ ATIKSULARININ ELEKTROKOAGÜLASYON YÖNTEMİYLE ARITILABİLİRLİĞİNİN ARAŞTIRILMASI .................................................................................. 125 Fuat Özyonar ve Bünyamin Karagözoğlu

ASİT, DİSPERS VE REAKTİF BOYA BANYO ATIKSULARINDAN ELEKTROKOAGÜLASYON PROSESİ İLE RENK VE ORGANİK MADDE GİDERİMİ .................................................................................. 133 İdil Arslan-Alaton, Işık Kabdaşlı, Burcu Vardar, Yasemin Şahin, Güler Türkoğlu, Olcay Tünay

KOMPLEKS OLARAK BAĞLI METAL İÇEREN ATIKSULARIN ELEKTROKOAGÜLASYON İLE ARITIMI ..................................................................................................................................................... 141 Tülin Arslan, Işık Kabdaşlı, İdil Arslan-Alaton, Tuğba Ölmez ve Olcay Tünay

ELEKTROKOAGÜLASYON METODU İLE SULARDAN FOSFAT GİDERİMİ ÜZERİNE SİSTEM PARAMETRELERİNİN ETKİNLİK SIRALAMASININ BELİRLENMESİ ............................................................... 151 Yalçın Şevki Yıldız, Gökçe Didar Haşıloğlu, Züleyha Bingül, Şahset İrdemez

FENTON PROSESİNİN REAKTİF VE ASİT BOYAR MADDELERİNİN AEROBİK BİYOLOJİK ARITILABİLİRLİĞİNE ETKİSİ ........................................................................................................................ 157 İdil Arslan-Alaton, Betül Hande Gürsoy

KARBON NANOTÜP / POLİPİROL / HORSERADİSH PEROKSİDAZ ÇALIŞMA ELEKTRODUYLA HAZIRLANMIŞ AMPEROMETRİK FENOL BİYOSENSÖRÜNÜN GELİŞTİRİLMESİ .......................................... 165 Şeyda Korkut, Bülent Keskinler, Elif Erhan

ALÜMİNYUM YÜZEY HAZIRLAMA PROSESİNDEN OLUŞAN ATIKSULARIN KOAGÜLANT OLARAK KULLANILABİLİRLİLİĞİ ................................................................................................................. 173 Nusret Karakaya, Yalçın Güneş ve Sinan Yatkın

İNDİGO BOYAMA ATIKSULARININ KOAGÜLASYON VE MEMBRAN FİLTRASYON İLE ARITIMI ................... 179 Meltem Ünlü, Hande Yükseler ve Ülkü Yetiş

MISIR İŞLEME ENDÜSTRİSİ ATIKSULARINDA KİMYASAL FOSFOR GİDERİMİNDE İŞLETME OPTİMİZASYONU ...................................................................................................................................... 187 Çiğdem Yangın Gömeç, R. Kaan Dereli, M. Evren Erşahin, Mevlüt Bilge ve İzzet Öztürk

İZMİR’DEKİ BİR PETROKİMYA ENDÜSTRİSİ ATIKSULARINDA BULUNAN POLİAROMATİK HİDROKARBONLARIN (PAH) AEROBİK ORTAMDA GİDERİMLERİNE BİOSÜRFAKTANIN ETKİSİ ........................................................................................................................................................ 195 Oğuzhan Gök ve Delia Sponza

KATYONİK POLİMERLER KULLANARAK MEMBRAN BİYOREAKTÖRDE (MBR) TIKANMALARIN AZALTILMASI .................................................................................................................. 205 Hasan Köseoğlu, Nevzat Ö. Yiğit, Vera Iversen, Anja Drews, Matthias Kraume, Mehmet Kitis

MEMBRAN BİYOREAKTÖRLERİN (MBR) TIKANMA KONTROLÜNDE KULLANILAN KATYONİK POLİMERLERİN BİYOLOJİK AKTİVİTEYE ETKİLERİ ....................................................................................... 213 Nevzat Ö. Yiğit, Hasan Köseoğlu,Vera Iversen, Anja Drews, Matthias Kraume, Mehmet Kitis

ENDÜSTRİYEL ATIKSULARDAN NİTRAT GİDERİMİ İÇİN YENİ BİR YAKLAŞIM: HİDROJENE DAYALI MEMBRAN BİYOFİLM REAKTÖRÜ ................................................................................................ 221 Halil Hasar

HÜCRE TUTUKLAMALI SÜREKLİ REAKTÖRDE SELÜLOZİK ETANOL ÜRETİMİ ............................................. 227 Pınar Karagöz ve Melek Özkan

III

KATI ATIK DEPOLAMA SAHALARI İÇİN KARAR DESTEK SİSTEMİ................................................................ 233 Başak Çelik ve Kahraman Ünlü

MAYA ENDÜSTRİSİ ATIKSU ARITMA TESİSİ ÇAMURLARININ KOMPOSTLAŞTIRILMASI ............................. 241 Osman Arıkan, Mahmut Altınbaş, Tuba Işık, Naci Söğüt, Halime Sulak, Elif B. Gençsoy, Deniz

İ. Çifçi ve İzzet Öztürk

KATI ATIK DEPO SAHALARINDAN KAYNAKLANAN KOKU EMİSYONLARININ DİSPERSİYON MODELLEMESİNDE FARKLI YAKLAŞIMLARIN KIYASLANMASI ................................................................... 249 Selami Demir, Arslan Saral, Hülya Erten

KOCAELİ’NİN DEĞİŞİK BÖLGELERİNDE ÜRETİLEN YEREL İNEK SÜTLERİNDEKİ PCDD/F SEVİYELERİNİN BELİRLENMESİ .................................................................................................................. 257 M. Kemal Korucu, Seda Aslan, Aykan Karademir ve Ertan Durmuşoğlu

ENDÜSTRİ TESİSLERİNDEN KAYNAKLANAN HAVA KİRLİLİĞİNİN KONTROLÜ YÖNETMELİĞİNİN HAVA KALİTESİ MODELLEMESİ AÇISINDAN DEĞERLENDİRİLMESİ .............................. 265 Arslan Saral, Ferruh Ertürk, Selami Demir

METAL İŞLEYEN BİR TESİSTE İÇORTAM HAVA KALİTESİNİN BELİRLENMESİNE YÖNELİK BİR İNCELEME ................................................................................................................................................. 273 Edip Avşar, İsmail Toröz, Kadir Alp ve Vedat Uyak

İSTATİSTİKSEL AÇIDAN HAVA KALİTESİ İSTASYONLARININ ETKİNLİĞİNİN İNCELENMESİ ......................... 281 Hanefi Bayraktar ve F. Sezer Tutalıoğlu

ASİT BOYAR MADDENİN FENTON-BENZERİ, FOTO-FENTON-BENZERİ VE DEMİR OKSALAT FOTO-FENTON-BENZERİ PROSESLERİ İLE İLERİ OKSİDASYONU ................................................................ 287 İdil Arslan-Alaton ve Gökçe Türeli

ANTİBİYOTİK İÇEREN HAYVAN GÜBRESİNE FENTON PROSESİNİN UYGULANMASI .................................. 297 Merih Ötker Uslu ve Işıl Akmehmet Balcıoğlu

ENDÜSTRİYEL ATIKSULARIN ORGANİK MADDE İÇERİKLERİNİN PROFİLLENMESİ: ARDIŞIK FİLTRASYON/ULTRAFİLTRASYON İLE DANECİK BOYUT DAĞILIMI-TEMELLİ KOİ BİLEŞENLERİ ................... 305 Ebru Dülekgürgen, Serdar Doğruel, Tuğba Ölmez, İdil Arslan-Alaton ve Derin Orhon

ZEYTİNYAĞI KARASULARINDA ORGANİK KARBON GİDERİMİ VE DANECİK BOYUT DAĞILIMI BAZLI ORGANİK MADDE PROFİLİ ÜZERİNE KİMYASAL ARITMANIN ETKİSİ ............................................... 313 Tuğba Ölmez, Ebru Dülekgürgen, İdil Arslan-Alaton ve Derin Orhon

İNDİGO BOYAMA PROSESİ YIKAMA SULARININ NANOFİLTRASYON İLE GERİ KAZANIMI - PH, KİRLİLİK DÜZEYİ VE ÖN FİLTRASYONUN ETKİSİ .................................................................................. 323 Niğmet Uzal, Levent Yılmaz, Ülkü Yetiş

SINIRLI OKSİJEN DERİŞİMİNDE NİTRİTASYON VE DENİTRİTASYON İLE ATIKSULARDAN AZOT GİDERİMİ ......................................................................................................................................... 329 Şükrü Aslan, Lindsey Miller, Mohamed Dahab

ALKALOİD ENDÜSTRİSİ ATIKSULARININ ÜÇ KADEMELİ İLERİ ARITIMI ...................................................... 337 Ali Fuat Aydın, İsmail Koyuncu, Sevtap Bilgün, Melih Çiler ve İzzet Öztürk

BİYOREAKTÖRLERDE HAVALI VE HAVASIZ AYRIŞMA PROSESLERİ KULLANARAK SÜRDÜRÜLEBİLİR ATIK YÖNETİMİ ............................................................................................................ 347 A. Suna Erses ve Turgut T. Onay

AMOKSİSİLİNİN ANAEROBİK ARITILABİLİRLİĞİ .......................................................................................... 355 Hakan Çelebi ve Delya Sponza

IV

TEKSTİL ENDÜSTRİSİ ATIKSUYUNUN ARDIŞIK KESİKLİ BİYOREAKTÖR İLE OPTİMUM ŞARTLARDA ARITILMASI İÇİN YAPILAN LABORATUAR VE GERÇEK ÖLÇEKLİ TESİS ÇALIŞMALARININ KARŞILAŞTIRILMASI ...................................................................................................... 365 Yasemin Damar, Recep İleri

REMAZOL BRİLLANT BLUE ROYAL VE DRİMAREN BLUE CL-BR’NİN BEYAZ ÇÜRÜKÇÜL FUNGUSLAR TARAFINDAN RENK GİDERİMİNİN ARAŞTIRILMASI .............................................................. 373 Emrah A. Erkurt, Ali Ünyayar, Halil Kumbur

KÂĞIT ENDÜSTRİSİ ATIKSULARINI ARITAN GERÇEK ÖLÇEKLİ ANAEROBİK KONTAK REAKTÖRDEKİ MİKROBİYAL ÇEŞİTLİLİĞİN DENATÜRAN GRADYAN JEL ELEKTROFOREZİ (DGGE) İLE BELİRLENMESİ ........................................................................................................................ 383 Ş. Çelikkol, B. Kasapgil İnce, M. Kolukırık, Z. Çetecioğlu, Orhan İnce

BİRA ATIKSUYUNUN ANAEROBİK ARITIMINDA ASETOKLASTİK METANOJENİK AKTİVİTE VE KANTİTATİF METAN ARKEYAL DEĞİŞİMLERİ ............................................................................................ 391 B. Kasapgil İnce, Leyla Şimşek, Nilgün Öz, Erkin Gözdereliler, Afşar Ülgen ve Orhan İnce

GERÇEK ÖLÇEKLİ ANAEROBİK BİYOLOJİK ATIKSU ARITMA TESİSİNDE ARKE TOPLULUĞU 16S RRNA SEKANSLARININ SSCP İLE DEĞERLENDİRİLMESİ....................................................................... 399 N. Altınay Perendeci , F. Yeşim Ekinci , Jean Jaques Godon

POSTER SUNUMLAR

TÜRKİYE’DE ÇED UYGULAMALARI VE SEKTÖREL OLARAK DEĞİŞİMİ ........................................................ 409 Ayla Bilgin

ENDÜSTRİYEL KİRLENME KONTROLÜ – KAYSERİ ŞEHRİ UYGULAMASI ..................................................... 413 Özgür Özdemir, Fazilet Malik, Hakan Ayyıldız, Oktay Özkan, Mustafa Turan

KAĞIT ENDÜSTRİSİ ATIKSULARININ BENTONİT İLE KİMYASAL ÖN ARITIMI .............................................. 417 Mehmet Ali Küçüker ve Turgut T. Onay

BİYOKATALİTİK KALSİYUM GİDERİMİ VE ETKİ EDEN FAKTÖRLER .............................................................. 421 Levent Altaş, Yakup Kurmaç, Mustafa Işık

ENTEGRE ET VE ET ÜRÜNLERİ ENDÜSTRİSİ ATIKSULARININ KOAGÜLASYON-FLOKÜLASYON İLE ARITILABİLİRLİĞİNİN İNCELENMESİ ............................................................................ 427 Fuat Özyonar ve Bünyamin Karagözoğlu

KİMYASAL DEPOSİTİON YÖNTEMİYLE İMMOBİLİZE ZnO HAZIRLANMASI VE FOTOKATALİTİK SİSTEMDE TEST EDİLMESİ ............................................................................................... 433 A. Akyol ve M. Bayramoğlu

FENOL VE FENOLLÜ ATIKSULARIN ARITILMASI ......................................................................................... 439 Handan Ucun, Ergün Yıldız ve Alper Nuhoğlu

TEKNOLOJİNİN GETİRDİĞİ YENİ BİR SORUN: ELEKTRONİK ATIKLAR (E-ATIK) ........................................... 443 Zeynep Eren

MERMER KESME VE İŞLEME ENDÜSTRİSİNDEN ORTAYA ÇIKAN ATIKSULARIN ARITIMI VE YENİDEN KULLANIMI ................................................................................................................................ 451 Fehiman Çiner

OTOMOTİV YAN SANAYİ ATIKSULARINDAN FENOL GİDERİMİNİN İNCELENMESİ..................................... 455 Senem Üstün Kurnaz ve Hanife Büyükgüngör

AĞIR METAL İÇEREN ATIKSULARIN ELEKTROKOAGÜLASYON YÖNTEMİ İLE ARITILMASI ......................... 459 Selva Camcı, Feryal Akbal, Mehtap Yağan

V

SULARDAN BOYARMADDELERİN ALT - SINIF KÖMÜR İLE GİDERİLMESİ ................................................... 463 Eras Eraslan ve Ayşegül Latifoğlu

ELEKTRO-FENTON PROSESİ KULLANILARAK KATI ATIK SIZINTI SUYUNDAN KİMYASAL OKSİJEN İHTİYACI GİDERİMİNİN İNCELENMESİ ......................................................................................... 467 Merve Oya Orkun ve Ayşe Kuleyin

ATIKSULARDAKİ Ni2+

VE Cd2+

İYONLARININ VALEKS TANİN REÇİNESİ ÜZERİNE ADSORPSİYONU ........................................................................................................................................ 473 Meral Evci Yurtsever ve İ. Ayhan Şengil

VİŞNE ÇEKİRDEĞİNDEN ELDE EDİLEN AKTİF KARBONUN SULU ÇÖZELTİDEN BOYARMADDE GİDERİMİNDE KULLANILMASI................................................................................................................... 479 Özgül Gerçel ve Ferdi Gerçel

SPESİFİK METANOJENİK AKTİVİTE TESTİNİN OPTİMİZASYONU ................................................................ 485 S. Semih Sağlam, S.Yasin Özdemir, Mustafa Işık

ATIKSULARIN ARITILMASINDA JET LOOP BİYOREAKTÖRLER .................................................................... 491 Handan Ucun, Ergün Yıldız ve Alper Nuhoğlu

BİYOFİLM SİSTEMLERİ, ÖZELLİKLERİ VE ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİNDEKİ ÖNEMİ ......................................... 495 Nurgül Başcı ve Erdem Kocadağıstan

KOSB ATIKSU ARITMA TESİSİ TASARIMI İÇİN ATIKSU KAREKTERİZASYONUNUN BELİRLENMESİ........................................................................................................................................... 499 Oktay Özkan, Özgür Özdemir, Yakup Gültekin, Lütfi Akça

KİRLENMİŞ AKİFERLERİN POMPAJ VE ARITIM YÖNTEMİ İLE TEMİZLENMESİ: TEKNİK SORUNLAR, SEBEPLER VE ÇÖZÜMLER ...................................................................................................... 503 Gamze Güngör Demirci ve Ayşegül Aksoy

BAKIR ZENGİNLEŞTİRME TESİSİ ATIKLARINCA KİRLENMİŞ TOPRAKLARDA AĞIR METAL GİDERİMİNİN İNCELENMESİ ..................................................................................................................... 507 E. Burcu Özkaraova Güngör

ERZURUM’DA DOĞAL GAZ KULLANIMININ HAVA KİRLİLİĞİNE ETKİSİ ...................................................... 511 Zeynep Eren

CEP TELEFONLARI VE BAZ İSTASYONLARININ İNSAN SAĞLIĞI VE ÇEVRE ÜZERİNE ETKİLERİ .................... 515 Tuba Turan ve Meral Toksoy

BİLECİK ORGANİZE SANAYİ BÖLGESİ’NİN ŞEHİR HAVA KALİTESİNE ETKİSİNİN İNCELENMESİ ............................................................................................................................................ 519 Gamze Gökmen Sözak ve Arslan Saral

ERZURUM KENTİ HAVA KİRLİLİĞİ HARİTALARININ OLUŞTURULMASI ...................................................... 525 Sevda Ocak, Ferruh Ertürk

TEMİZ ÜRETİMDE KÖMÜR BİYOTEKNOLOJİSİ ........................................................................................... 531 Zeynep Seda Taylan ve Hülya Böke Özkoç

HAVA KİRLİLİĞİNİN ERZURUM İLİ TARİHİ ESERLERİ ÜZERİNE ETKİLERİ..................................................... 537 Seçil Sağol, Züleyha Bingül ve Nuhi Demircioğlu

YAZAR İNDEKSİ ......................................................................................................................................... 541

SÖZLÜ SUNUMLAR

İ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu

11-13 Haziran 2008

AB Sürecinde Endüstri-Çevre Ilişkileri

Ahmet Samsunlu1

1 İstanbul Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Maslak, 34469, İstanbul.

E-posta: [email protected]

Öz 1963 yılında assosiye üye olarak kabul edildiğimiz Avrupa Ekonomik Topluluğu‘na üyelik

baĢvurumuz ile ilgili olarak 2005 yılında AB‘ye katılım müzakerelerine baĢlanmıĢ, AB‘ye aday

ülke olarak kabul edilmemizde yeni bir aĢamaya geçilmiĢtir. Bu aĢamanın tamamlanabilmesi

müzakere fasıllarının kabul edilmesi ve üye ülkelerce onaylanmasına bağlıdır. Halen çevre

faslının müzakeresi açılmamıĢ bulunmaktadır. AB‘ye katılım hem ekonomik hem de sosyal

açıdan sayısız değiĢim ve geniĢ kapsamlı bir dönüĢümü beraberinde getirecek bir süreç olup

Türkiye‘deki çevre kalitesi ve standartlarının yükselmesini sağlayacaktır. AB‘ye muhtemel

katılımı müteakip görülmesi beklenen değiĢimin ana eğilimi sanayi ve özellikle hizmet

sektörlerinde geniĢleme olarak öngörülmektedir. Bu nedenle sanayimizin Ģimdiden AB‘de

yürürlükte olan endüstriyel kirlenme ile ilgili mevzuata uyum sağlaması faydalı olacaktır.

Mevcut mevzuat endüstrilerin yeni yatırımlar ve üretim sürecinde sağlanacak değiĢikliklerle

daha az kirlilik oluĢturacak teknolojileri kullanarak su kaynaklarının kirliliklere karĢı

korunabileceğini ifade etmektedir. Bu tebliğde, AB uyum sürecinde yapılması gerekenler

üzerinde durularak Türkiye‘de su kaynaklarının temiz tutulabilmesi için çevre ile ilgili

kuruluĢları ile endüstrinin dikkate alması gereken hususlar tartıĢılacaktır.

Anahtar Kelimeler AB, Türkiye, uyum süreci,endüstri-çevre

1. Giriş

AB Müzakere fasılları 35 baĢlık altında toplanmıĢ olup bunlardan birisi de çevredir. Çevre

kalitesinin iyileĢtirilmesi bu konuların en önemlilerinden birisini oluĢturmaktadır. Su kalitesinin

iyileĢtirilmesi, çevre kalitesi içinde en önemli yeri oluĢturmaktadır.

Katılım müzakereleri, Türkiye‘nin AB Müktesebatını ne kadar sürede kendi iç hukukuna aktarıp

yürürlüğe koyacağının ve etkili Ģekilde uygulanacağının belirlendiği süreçtir. Bu süreçte

Türkiye‘nin 120,000 sayfadan oluĢan AB Müktesebatına ülkemiz iç hukukunun uyumunu

sağlanması gerekir. Bu kapsamda 67 direktifin uyumlaĢtırılması gerekmektedir. Bu bağlamda,

ülkemizde de çevre konusunda uyum çalıĢmalarına ağırlık verilmiĢtir.

AB uyum süreci için Çevre ve Orman Bakanlığı birçok önemli yönetmelikler çıkarmıĢ ve birçok

yönetmelik hazırlık veya yayın aĢamasında olmasına rağmen, öngörüldüğü gibi 2006 yılı

sonuna kadar AB mükteseplerinin çevreyle ile ilgili kısmını ilgilendiren uyum çalıĢmaları halen

bitirilememiĢtir. Belirtilen fasıllar arasında önemli bir yer tutan ‗‘Çevre‘‘ konusunda

Türkiye‘nin idari, yasal ve bilhassa uygulama alanında önemli eksiklikleri bulunmaktadır.

Avrupa Birliği Sanayi Mevzuatının çevre açısından kalbi olarak tanımlanan Entegre Kirlilik

Önleme ve Kontrol Direktifi (IPPC) 1996 yılında yayınlanmıĢtır. Diğer taraftan AB, su

kaynaklarının koruma altına alınmasının ve gelecek nesillere daha iyi kalitede su kaynakları

bırakılmasının son derece önemli ve acil bir konu olduğunun bilinci ile ‗‘Su Çerçeve Direktifi-

2 A. Samsunlu

SÇD‘‘ (Water Framework Directive)‘ni 2000 yılında çıkarmıĢtır. 2015‘e kadar hazırlanacak

―Entegre (BütünleĢik) Havza Yönetim Planları (EHY) bu süreç için aracı seçilmiĢtir.

1. AB’nin Durumu

1972 yılında o zamanki ismi ile AET (Avrupa Ekonomik Topluluğu) yayınladığı Paris

Deklarasyonu‘nda; ―...ekonomik kalkınmanın selameti açısından, çevre sorunlarının çözümünde

ortak politika ve eylem programından― ilk defa söz edilmiĢtir.

AB‘nin çevre ile ilgili ilk politikası, Temmuz 1987 tarihinde Avrupa Tek Senedi‘nin yürürlüğe

girmesi ile baĢlamıĢtır. Bu senette, Su Kalitesinin Korunması, Hava Kalitesinin Korunması,

Atıkların Kontrolü ve Yönetimi, Kimyasalların Kontrolü, Flora ve Faunanın Korunması ve

Gürültünün Kontrolü konularında kapsamlı ve geliĢmiĢ normlar kabul edilmiĢtir. Bu tarihten

sonra topluluk çok sayıda uluslararası çevre sözleĢmelerinin de tarafı olmuĢtur.

AB çevre konusunda aĢağıdaki amaçları takip edeceğini taahhüt etmiĢtir:

Çevre kalitesinin korunması ve geliĢtirilmesi,

Ġnsan sağlığının korunmasına katkıda bulunulması,

Doğal kaynakların akılcı ve geleceği düĢünülerek kullanılmasının sağlanması.

Birlik üyesi ülkeler tarafından Aralık 1991‘de imzalanan Maastricht AnlaĢması ‗‘Çevreye

saygılı sürdürebilir geliĢme‘‘yi temel amaç olarak benimsemiĢtir.

Avrupa Birliği; 27 üye ülkeyi bağlayıcı ulusal mahkemelerinde, uygulanma zorunluluğu olan en

kapsamlı ve ayrıntılı uluslararası çevre düzenlemelerine sahip bölgesel kuruluĢların baĢında

gelmektedir (Moroğlu,2007).

Kaynakların korunmasına yönelik olarak çıkarılan yönetmeliklerden en önemlisi 1991 yılında

çıkarılan 1998 yılında yeniden gözden geçirilen ‗‘Kentsel Atıksuların Arıtılmasına ĠliĢkin

Direktiftir (91/271/EEC) (Urban Discharge Directive). Bu direktife göre dikkate alınacak ve

değerlendirilecek alanlar hassas, normal ve hassas olmayan alanlar Ģeklinde gruplandırılmakta

olup bu bölgelerde yapılacak bazı endüstrilerle ilgili bağlayıcı değerler bulunmaktadır.AB

ülkelerinden Almanya tüm ülke alanlarını hassas alan olarak ilan etmiĢ bulunmaktadır.

Avrupa Birliği Sanayi Mevzuatının çevre açısından en etkili olarak tanımlanan Entegre Kirlilik

Önleme ve Kontrol Direktifi (IPPC (96/61/EC)) 1996 yılında yayınlanmıĢtır. Endüstrilerin

türlerine ve kapasitelerine bağlı olarak bu direktifin kapsamına girip girmediği belirlenmektedir.

Örneğin tekstil sektörü genel olarak bu direktifin kapsamında iken kapasiteleri düĢük olanlar

dıĢında tutulmaktadır.

Bu direktife göre üretimin temiz teknoloji ile yapılması istenmekte olup geçmiĢte olduğu gibi

yalnız imalatın sonunda arıtım öngörülmemektedir. Bunun sağlanabilmesi için tüm sanayi

makinelerinin, üretim teknolojilerinin yeniden gözden geçirilmesi, bunların çevreye uyumlu

hale getirilmesi, geri kazanıma teĢvik edilmesi, enerjinin maksimum ölçüde tasarruf edilmesi,

mevcut hammaddelerin terk edilerek çevre dostu hammaddelerin kullanılması istenmektedir

(Görgün,2006).

Avrupa Birliği‘nde 2000‘de yürürlüğe konulan Su Çerçeve Direktifi-SÇD (Water Framework

Directive-WFD) su yönetiminde sektörel uyum ve ortak yönetim sağlanarak sularda ―Ġyi

Duruma‖ ulaĢılması hedeflenmektedir. 2015‘e kadar hazırlanmıĢ olacak ―Entegre (BütünleĢik)

Havza Yönetim Planları (EHY) bu süreç için aracı seçilmiĢtir. Direktif tüm AB sınırları

AB Sürecinde Endüstri-Çevre Ilişkileri 3

içerisinde su kaynaklarını sadece miktar olarak değil, kalite olarak da korunmasını ve kontrol

edilmesini hedeflemektedir.

SÇD‘nin nihai hedefi, tüm Avrupa‘daki suların ekolojik ve kimyasal bakımdan ‖iyi‖ duruma

gelmesidir. Bunun sağlanabilmesi için ―genel uygulama stratejisi‖ (CIS: Common

Implementation Strategy) isimli yaklaĢık 2,000 sayfalık bir doküman oluĢturulmuĢtur.

SÇD‘nin uygulaması ile ilgili olarak nehir, havza bölgelerinin karakterizasyonunun belirlenmesi

gereklidir. Bu kapsamda, yüzeysel suların karakterizasyonu, yeraltı sularının karakterizasyonu

çalıĢmaları yapıldığı gibi ekolojik olarak sınıflandırılması gerekmektedir. Burada her yüzeysel

su tipi için referans Ģartlara göre yüksek statü, iyi statü ve vasat (orta) statü olarak

sınıflandırılmaktadır. Diğer iki ekolojik kalite statüsü de, vasatın altında zayıf ya da kötü olarak

sınıflandırılmaktadır. Kimyasal bakımdan ise statünün izlenme sonuçları AB‘nin bu konuyla

ilgili yönergelerinde yer alan kimyasal maddelerin sınır değerlerine uyması halinde bu su

kaynağı iyi kimyasal statüyü gerçekleĢtirmiĢ olarak kaydedilir ve eğer bu uyum sağlanamazsa o

su kaynağı iyi kimyasal statüyü gerçekleĢtirmede baĢarısız olmuĢ olduğu belirtilir (Moroğlu,

2007).

Su Çerçeve Direktifi –SÇD daha önce yayınlanmıĢ olan

Kentsel Atıksuların Arıtılmasına ĠliĢkin Direktif, (1991)

Nitrat Direktifi, (1991)

Ġçme Suyu Direktifi, (1998)

BütünleĢik Kirlenme Önleme ve Kontrolü (IPPC) Direktifi (1996),

Yüzme Suyu Kalitesi Direktifi (1991)

gibi suyla ilgili tüm mevzuatı kapsamaktadır.

SÇD, birlik içerisindeki tüm nehirler, göller, sahiller ve yeraltı sularının korunması hedefine

dayanmaktadır. Aday ülkelerin katılım sürecinde SÇD gerekliliklerini yerine getireceklerdir.

Yönerge, endüstrideki iĢadamlarının yeni yatırımlar yaparak daha az kirlilik oluĢturacak

teknolojileri kullanmasıyla su kaynaklarının kirliliklere karĢı korunabileceğini ifade etmektedir.

Yönergeye göre, AB genelinde yeni çevre kalite standartları oluĢturulacak ve kimyasallar için

uygun çevresel standartlar belirlenecektir.

Avrupa Tek Senedi‘nin yürürlüğe girmesinden sonra topluluk, çevre kalitesinin korunması

konularında yaptığı ayrıntılı düzenlemelerin yanında Avrupa Çevre Ajansı‘nın kuruluĢunu da

sağlamıĢtır. Birlik üyesi olmayan ülkelerin de katılımına açık olan ajansa Türkiye de dahil

bulunmaktadır.

ġekil 1‘de AB Su Mevzuatı‘nda yer alan entegre su kalitesi yönetimi bileĢenleri

gösterilmektedir.

4 A. Samsunlu

Şekil 1. AB su mevzuatı entegre su kalitesi yönetimi bileĢenleri (COWI Projects, 2007)

AB ülkelerini kapsayan bir çalıĢmada yıllar içinde arıtma tesislerine bağlanma ve uygulanan

arıtma kademelerinin yüzdelerinin değiĢimi verilmiĢtir. Türkiye‘nin içinde bulunduğu grubun

arıtma uygulamalarında, kuzey ve batı ülkelerinden çok geri bir konumda olduğu dikkati

çekmektedir. ġekil 2‘de ülke gruplarına göre bu değerler verilmiĢtir.

2. Türkiye’nin Durumu

Türkiye‘de, ―Üçüncü BeĢ Yıllık Kalkınma Planı― ile birlikte (1973-1977), çevre sorunlarına

yönelik politika belirleme yönünde ilk adımlar atılmıĢtır. 1978 yılında BaĢbakanlığa bağlı Çevre

MüsteĢarlığı kurulmuĢ, 1983 yılında Çevre Kanunu çıkartılmıĢ, 1991 yılında Çevre Bakanlığı

kurulmuĢ ve bu Bakanlık 2003 yılında Çevre ve Orman Bakanlığı olarak yeniden

örgütlenmiĢtir. Bu zaman biriminde yasa, yönetmelik ve uygulama çalıĢmaları yürütülmüĢtür

(KeleĢ ve Hamamcı, 2005).

AB ile ilgili olarak ilk ortaklık katılım belgesi 2001‘de hazırlanmıĢ olup, 2003 ve 2005

yıllarında de geliĢen Ģartlara göre revize edilmiĢtir. Çevre konusundaki tarama süreci 2006‘da

baĢlamıĢtır.

Ortaklık katılım belgesine göre hazırlanan ulusal programa göre iĢlerin uygun olarak yapılıp

yapılmadığı ilerleme raporlarında açıklanmaktadır. Ortaklık katılım belgesi kısa ve orta vadede

olmak üzere çeĢitli hedefler koymuĢtur. Çevre konusunda kısa vadede uyumlaĢtırma,orta vadede

ise uyumlaĢtırma ve uygulama yönünde hedefler konulmuĢtur.

Entegre

Su Kalitesi

Yönetimi

AB Emisyon

Limit

Değerleri

Kentsel Atıksu

Direktifi

IPPC Direktifi

Nitrat Direktifi

AB Su Kalitesi Standartları

Su Çerçeve Direktifi

İçme Suyu Direktifi

Yüzme Suyu Direktifi

Diğer Mevzuat ve

Önlemler

Habitat Direktifi

Kuşlar Direktifi

Arıtma Çamuru

Direktifi

Seveso Direktifi

ÇED Direktifi


Şekil 2. AB‘nin farklı bölgelerinde atıksu arıtımının değiĢimi (Europe‘s Environment,

2003)

Burada belirtildiği gibi kısa vadede uyumlaĢtırma çalıĢmaları baĢlatılmıĢtır. Bu çalıĢmalar

ülkemizde süregelen çalıĢmaların bir devamı olarak görülebilir. Üzerinde çalıĢılması gereken 65

direktif yaklaĢık olarak 20‘ye yakın yönetmelikle ele alınması düĢünülmektedir. Bunun nedeni

bazı direktiflerin birkaç yönetmelik çerçevesinde ele alınmasıdır (Sarıkaya, 2005).

Yapılan bir söyleĢi de, 2006 sonuna kadar AB Mükteseplerinin çevreyle ile ilgili kısmını

ilgilendiren uyum çalıĢmalarının bitirileceği, ancak bu tarih itibariyle fiili olarak AB kurallarını

uygulamaya geçmiĢ olmayacağı ve geçiĢ süresi olarak 20 yıl öngörüldüğü belirtilmiĢtir (Öztürk,

2005).

ġekil 1‘de görülen entegre su yönetimi için gerekli olan yönetmeliklerden aĢağıda verilenler

ülkemizde çıkarılmıĢtır.

Kentsel Atıksuların Arıtımı Yönetmeliği (8.01.2006 tarih ve 26047 sayılı Resmi

Gazete)

6 A. Samsunlu

Tarımsal kaynaklı nitrat kirliliğine karĢı suların korunması yönetmeliği (18/02/2004

tarih ve 25377 sayılı Resmi Gazete)

Ġçmesuyu Elde Edilen veya Elde Edilmesi Planlanan Yüzeysel Suların Kalitesine Dair

Yönetmelik (20/11/2005 tarih ve 25999 sayılı Resmi Gazete)

Yüzme Suyu Kalitesi Yönetmeliği (09/01/2006 tarih ve 26048 sayılı Resmi Gazete)

Su Kirliliği Kontrolu Yönetmeliği (31/12/2004 tarih ve 25687 sayılı Resmi Gazete)

ġekil 1‘de görülen entegre su yönetimi için gerekli olan yönetmeliklerden aĢağıda verilenler

ülkemizde halen çıkarılamamıĢtır.

Su Çerçeve Direktifi (2000/60/EC)

BütünleĢik Kirlenme Önleme ve Kontrolü (IPPC) Direktifi (1996/61/EC))

Arıtma Çamuru Direktifi (86/278/EEC)

Bu yönetmeliklerle ilgili olarak taslak çalıĢmalarının yürütülmekte olduğu hakkında bilgi

edinilmiĢtir.

BütünleĢik Kirlenme Önleme ve Kontrolü (IPPC) Direktifi de halen çıkarılamamıĢtır.

Çıkarıldığında AB ülkelerinde olduğu gibi her sektör bu yönetmeliğe uyarak kendisi için en

uygun tekniği (BAT-Best Available Technique‖) uygulaması gerekecektir.

2006 yılında çıkarılan ‖Kentsel Atıksuların Arıtımı Yönetmeliği‖ne göre belirlenmesi gereken

alanlar (hassas, normal ve hassas olmayan) halen belirlenmemiĢtir. Bu nedenle bilhassa hassas

alanlardaki yerleĢim ve endüstrilerde ilgili bağlayıcı değerler uygulanamamaktadır.

AB‘ne üyelik müzakerelerine devam etmekte olan Türkiye‘nin sahip olduğu su kaynakları için

SÇD‘ni uygulaması zorunludur. Bu zorunluluk nedeniyle, konuyla ilgili en yetkili olan ve

sorumlu olan Çevre ve Orman Bakanlığı gerekli çalıĢmalara baĢlamıĢ bulunmaktadır. Bu

yönetmeliğin en geç 2009 yılına kadar çıkarılması gerekmektedir. Bu kapsamda, yeni birçok

AB su kalite mevzuatı mevcut mevzuata aktarılmıĢtır ve mevcut mevzuatta gerekli revizyonlar

yapılmıĢtır. Ancak AB‘nin 2006 yılı ilerleme raporunda Türkiye‘de Su Çerçeve Yönerge‘sinin

uygulaması ile ilgili değiĢiklikler konusunda ilerleme kaydedilemediği ve üyelik statüsünün

kazanılmasının beklenmeden bu alanda önemli bir çaba harcanması gerektiği belirtilmektedir

(Moroğlu,2007). Benzeri değerlendirme 2007 içinde yapılmıĢtır (www.abgs.gov.tr) .

SÇD kapsamındaki AB yönetmelikleri ile Türk mevzuatının karĢılaĢtırılması Moroğlu (2007)

tarafından yapılmıĢtır. Bu karĢılaĢtırmaya göre yukarıda belirtilenler dıĢında sekiz yönergenin

halen çıkarılmadığı görülmektedir..

AB uyum sürecindeki Türkiye, Su Çerçeve Direktifi‘ne (SÇD) uyum çalıĢmalarını baĢlatmıĢtır.

Büyük Menderes Havzası‘nda SÇD‘nin uyumu ve örnek Entegre Havza Yönetimi planı projesi

buna ilk örnektir. Ġlgili kamu kurumlarının katıldığı bu proje sonucunda, Türkiye‘deki suyun

nicelik ve niteliğinin 14 ayrı kamu kurumu tarafından yönetiminin, Ulusal Su Yasası ve

Platformu ile yeniden düzenlenmesi önerilmiĢtir. Bu konuda en önemli adım Ağustos 2007‘de

DSĠ‘nin Çevre ve Orman Bakanlığı‘na bağlanmasıyla atılmıĢtır. Büyük Menderes Projesi

sonucunda Nehir Havzası Planlarının ve Komisyonlarının da oluĢturulması önerilmiĢtir.

Ayrıca ülkemizde Su Çerçeve Direktifi‘ne (SÇD) uyum çalıĢmalarının kimya sektöründe bir ön

hazırlık kapsamında baĢlanıldığı öğrenilmiĢtir.


3. Sonuç

Kurulduğundan bugüne kadar AB çevrenin ve su kaynaklarının korunmasına artan bir Ģekilde

önem vermektedir. Bu nedenle çevre sorunlarına iliĢkin olarak Birliğin çevreye zarar veren

faaliyetleri önleyici olacağı belirtilmektedir. Çevresel problemlerin öncelikle kaynağında

önlenmesini, kirletenlerin zararları ödemesini ve çevrenin korunması politikalarının diğer birlik

politikalarıyla entegre edilmesini Ģart koĢmaktadır. Ayrıca, kuruluĢ anlaĢmasına göre üye

ülkelerin, bu ilkeler doğrultusunda daha sıkı standartlar koyma yetkisine sahip olacakları da

belirtilmektedir.

Bu politikaları uygulayan AB, aday ülkelerinde hızlı bir Ģekilde mevcut direktiflere uyum

sağlamasını istemektedir. AB tarafından, aday ülkelerin ortaklık katılım belgesine istinaden

hazırladıkları programa uygun olarak iĢlerin yapılıp yapılmadığı ilerleme raporlarında

açıklanmaktadır. AB müktesebatına uyum durumunu ‖düĢük seviyede, sınırlı, homojen

olmayan-sınırlı ve yeterli/ileri‘‘ Ģeklinde belirlemektedirler. 2006 yılı Ġlerleme Raporundan bu

yana fasıllar itibariyle AB müktesebatına uyumda kaydedilen geliĢmeler ‗‘Çevre‘‘ için sınırlı

olarak belirtilmiĢtir.

2007 yılı Ġlerleme Raporunda, su kalitesine iliĢkin müktesebatta ilerleme sağlandığı, ancak mali

planların oluĢturulmasına ihtiyaç duyulduğu belirtilmektedir. Su Çerçeve Direktifine uyum

sağlanmasına yönelik adımların atılmadığı, su kalitesi ile ilgili bazı direktiflere uyum

sağlanmadığı ifade edilmektedir. Özellikle üye ülkelerle sınıraĢan sular konusunda iĢbirliği

alanında adım atılmadığı belirtilmektedir.

AB‘de yürürlükte olan endüstriyel kirlenme ile ilgili yasalar uygulandığında sanayiciler üretim

sürecini gözden geçirmek zorunda kalacaktır. Temiz teknoloji ile çevre dostu üretim

istendiğinden üretim teknolojilerin yeniden gözden geçirilmesi gerekecektir. Bu ise ülkemizde

baĢlangıçta AB ülkelerde rastlanan sıkıntıların yaĢanmasına neden olacaktır. Her sektör kendi

içinde AB‘de yürürlükte olan ve yakın gelecekte bizde de yürürlüğe girecek olan ―BütünleĢik

Kirlilik Önleme ve Kontrolü Yönetmeliği‖ne uyarak kendisi için en uygun tekniği uygulaması

gerekecektir.

Avrupa Birliği üyeliği yolunda ilerleyen Türkiye'nin AB Çevre Mevzuatına uyum maliyetinin

kamu için 50 milyar Euro, özel sektör için 18 milyar Euro olarak hesaplandığı belirtilmektedir.

Bu yüksek maliyetin yerli teknoloji ile bir miktar aĢağıya çekilebileceğini düĢünülmektedir.

Bunun sağlanabilmesi Ģirketlerimizin çevreyle dost yeni teknolojileri ve iĢ gücü kapasitemizi

geliĢtirmesine bağlıdır. Bunu baĢarabilen firmalarımız Ģu anda piyasaya hakim olan yabancı

firmalara karĢı hem ulusal hem de uluslararası arenada rekabet avantajı sağlayacakları gibi bu

yatırımlara ayrılan paraların ülkemizde kalmasına katkıda bulunacaklardır.

Kaynaklar

Europe‘s Environment: The Third Assesment, (2003), Kiev EN Summary, European Environment Agency, EEA

Copenhagen.

Görgün, E., (2006), SöyleĢi, Su ve Çevre Teknolojileri Dergisi,Sayı 8, Ġstanbul

KeleĢ, R., Hamamcı, C., (2005), Çevre Politikası, Ġmge Kitapevi Yayını, Ankara.

Moroğlu,M., (2007) ,Avrupa Birliği Su Çerçeve Yönergesi ve Yönergenin Türkiye‘de Uygulaması: Büyükçekmece

Örneği, Ġstanbul Teknik Üniversitesi,Fen Bilimleri Enstitüsü, Ġstanbul (Yüksek lisans Tezi, yönetici Doç. Dr.

Mustafa Yazgan)

Öztürk, M., (2005), SöyleĢi, Su ve Çevre Teknolojileri Dergisi, Sayı 1, Ġstanbul

8 A. Samsunlu

Sarıkaya, Z.H., (2005), Panel (AB Sürecinde Türkiye Çevre Sektörü, Su ve Çevre Teknolojileri Dergisi,Sayı 5,

Ġstanbul

COWĠ Projects (2007), Türkiye ve AB Su Yönetimi Mevzuatı Çevre Yönetim Planı ĠliĢkisi

(www.cowiprojects.com/Turkey/1st regional workshop/EU-Turkey)

www.abgs.gov.tr


11-13 Haziran 2008

Tehlikeli Maddeler Direktifi (76/464/EEC), Su Çerçeve Direktifi

(2000/60/EC) ve Öncelikli Maddeler Direktifi Arasındaki

İlişkiler ve Türkiye’deki Uygulamaları

Yakup Karaaslan, Sedat Kadıoğlu, Cevat Yaman, Veysel Aslan, Nermin Çiçek, Lütfi Akça

Çevre ve Orman Bakanlığı

Söğütözü Cad. No:14E 21.Kat 06560 Beştepe ANKARA

Öz Bu çalıĢmada, Tehlikeli Maddeler (TM) direktifinin bileĢenleri, uygulama safhaları ve

özellikle su yönetiminin önemli bir bileĢeni olan su kirliliğinin önlenmesi konusundaki

yaklaĢımlar ve Ülkemizdeki sanayicilerin uyması için gereken yenilikler irdelenecektir.

Anahtar kelimeler çevresel kalite standartları; su kirliliği; tehlikeli maddeler

1. Giriş

Günümüzde su; insanların hayatı ve sağlığı ile ekosistemler için yaĢamsal bir öneme sahip

olması yanında, ülkelerin kalkınmasında temel bir ihtiyaçtır. Su kıtlığı giderek belirgin ve

yaygın bir sorun haline gelmekte; su kalitesi hemen hemen her ülkede hızla bozulmaktadır. Bu

problem sosyal ve ekonomik açıdan zincirleme pek çok soruna da neden olmaktadır. Örneğin;

Dünyanın birçok bölgesinde en temel ihtiyaçları için yeterli ve güvenilir suya ulaĢım imkânla-

rından yoksun bulunan kadınlar, erkekler ve çocuklar bulunmaktadır. Ġstatistiksel çalıĢmalar

önümüzdeki 20 yıllık dönem içinde genel olarak su kullanım ihtiyacının %40; suyun gıda temini

amacıyla sulamada kullanılması için %17 daha fazla artacağını ortaya koymaktadır. KentleĢme

ve sanayileĢmedeki büyümeye paralel olarak su kaynaklarına duyulan ihtiyacın giderek arttığı açıktır.

Öte yandan, özellikle 1980‘li yıllarda çevre kirliliği sorunları baĢ göstermiĢ olup, bu

sorunlardan en geniĢ çapta etkilenen doğal kaynaklar da su kaynakları olmuĢtur. Suyun

kalitesinin bozulmasının en önemli nedenlerden birsi noktasal ve yayılı kaynaklardan meydana

gelen tehlikeli maddelerdir. Tehlikeli Maddeler(TM), insan ve çevresinde bulunan canlılara

zehirli ve kanser yapma, genetiği bozma gibi zararlı etkileri sebebiyle tehlike meydana getir-

mektedir. TM kullanıldıktan sonra; havada, toprakta, suda, bitkilerin bünyesinde vs., her yerde

bulunabilir. TM, insan çevresinde çeĢitli Ģekilde yayılması sonucu ve besin zincirinde meydana

getirdiği birikimler insan ve diğer canlıların hayatını tehdit eder bir unsur haline gelmiĢtir.

Tehlikeli maddeler; yağmursuyu, havadaki aeresol ve tozlar, bitki ve topraktan yağmursuyu ile

yıkanarak taĢınması ve evsel ve endüstriyel atıksuların nihai olarak su ortamlarına varması

neticesinde su ortamlarını kirletmektedir. Özellikle toksik organik maddeler suda az ve lipitlerde

çok çözünme temayülüne sahip olduklarından, bu sebeple su ortamında yaĢayan organizmalarda

birikmektedirler. Organizmalarda bulunabilecek konsantrasyonlar umumiyetle su ortamındaki

konsantrasyondan çok daha yüksektir. Organizmadaki bu birikme esas olarak;

Sudaki mevcut tehlikeli madde konsantrasyonuna,

Tehlikeli maddenin hidrofibitesi ve bozunma yarı ömrüne,

Organizmanın ömrüne yani organizma temas süresine ve organizmanın metabolizmasına

10 Y. Karaaslan, S. Kadıoğlu, C. Yaman ve diğ.

bağlı olarak meydana gelmektedir.

Yukarıda zikredilen nedenlerden dolayı Avrupa Birliği 4 Mayıs 1976 tarih, 76/464/EEC sayılı

Konsey Direktifini yayımlamıĢtır. Daha sonra çeĢitli tarihlerde sucul ortamlardaki bileĢenler ve

insanlar için çok toksik bazı maddelerin deĢarj standartlarını ve kalite standartlarını içeren

76/464/EEC direktifinin kardeĢ direktifleri;

Klor-alkali elektroliz endüstrisi tarafından yapılan cıva boĢaltımları için sınır değerleri ve

kalite objektifleri hakkında 22 Mart 1982 tarih ve 82/176/EEC sayılı Konsey Direktifi,

Klor-alkali elektroliz endüstrisi haricindeki diğer endüstriler tarafından yapılan cıva

boĢaltımları için sınır değerleri ve kalite objektifleri hakkında 8 Mart 1984 tarih ve

84/156/EEC sayılı Konsey Direktifi,

74/464/EEC Sayılı Direktifin EK‘inin Liste 1‘inde yer alan bazı tehlikeli maddelerin

boĢaltımı için sınır değerler ve kalite objektifleri hakkında 12 Haziran 1986 tarih ve

86/280/EEC sayılı Konsey Direktifi,

Kadmiyum BoĢaltımı için sınır değerler ve kalite objektifleri hakkında 26 Eylül 1983 tarih

ve 83/513/EC Sayılı konsey direktifi ve

Hexachlorocyclohexane (Heksaklorasikloheksan) boĢaltımı için sınır değerleri ve kalite

objektifleri hakkında 9 Ekim 1984 tarih ve 84/491/EEC sayılı Konsey Direktifi

yayımlanmıĢtır.

Tehlikeli maddeler direktifi (TMD) ve kardeĢ direktiflerinin Türk Mevzuatına uyumlaĢtırılması

amacıyla yapılan çalıĢmalar neticesinde; ―Tehlikeli Maddelerin Su ve Çevresinde Neden

Olduğu Kirliliğin Kontrolü Yönetmeliği (TMSKKY)‖ hazırlanmıĢ 26 tarih 2005 tarih ve 26005

sayılı Resmi Gazetede yayımlanarak yürürlüğe girmiĢtir.

Noktasal ve yayılı kaynaklardan meydana gelen özellikle toksik organik maddeler sucul

organizmalarda, sedimanlarda ve diğer canlılarda birikmeye sebebiyet verdiği için Su

kaynakları ile bu kaynakları oluĢturan ve devamlılıklarını sağlayan ilgili ekosistemlerin

korunması açısından TMSKKY önem arz etmektedir.

TMSKKY‘nin amacı;

Su ve çevresinde tehlikeli maddelerden kaynaklanan kirliliğin tespiti, önlenmesi ve kademeli

olarak azaltılması,

Yüzeysel sularda, haliç sularında, bölgesel sularda kirliliğe neden olan tehlikeli maddelerin

belirlenmesi,

Kirlilik azaltma programlarının oluĢturulması,

Kirliliğin önlenmesi ve izlenmesi,

Suya deĢarj edilen tehlikeli maddelerin envanterinin yapılması ve

DeĢarj standartları ve kalite kriterlerinin belirlenmesi ile ilgili teknik ve idari esasları

kapsamaktadır.

Yukarıda da zikredildiği gibi TMSKKY‘nin uygulanması için sucul ortamlarda kirliliğe neden

olan TM belirlenmesi yani envanterinin yapılması, alıcı ortamlar için Çevre Kalite

Standartlarının tespit edilmesi ve bu standartlara ulaĢılması için kirlilik azaltma programlarının

meydana getirilmesi hayati önem arz etmektedir.

Bu doğrultuda aĢağıdaki bölümlerde TM direktifi ve kardeĢ direktiflerinin daha iyi anlaĢılması

maksadıyla öncelikli olarak Çevre Kalite Standartları(ÇKS), 2000/60/EC sayılı Su Çerçeve

Tehlikeli Maddeler Direktifi (76/464/EEC), Su Çerçeve Direkti (2000/60/EC) ve Öncelikli Maddeler

Direktifi Arasındaki İlişkiler ve Türkiye’deki Uygulamaları

11

Direktifi (SÇD) ve SÇD‘nin kardeĢ direktifi olan Öncelikli Maddeler direktifinden

bahsedilmiĢtir.

2. Çevre Kalite Standardı (ÇKS)’nın, TMD, SÇD ve SÇD’nin Kardeş

Direktifi Olan Öncelikli Maddeler Direktifi ile İlişkisi

SCD‘nin amacı 2015 yılında iyi su kalitesine ulaĢmaktır. Bu maksatla sucul ortamların

iyileĢtirilmesi ve korunmasının sürdürülebilirliğinin sağlanması için öncelikli madde (ÖM)

deĢarj standartlarının iyileĢtirilmesi ve azaltılması ve öncelikli tehlikeli maddelerin(ÖTM)

kullanımının azaltılması ve/veya üretiminin bitirilmesi gerekmektedir. Ġyi su kalitesi durumu

için hem kimyasal hem de ekolojik olarak iyi su kalitesi durumunun sağlanması gerekmektedir.

Ġyi yüzeysel su durumu = Ġyi kimyasal durum + Ġyi ekolojik durum

Ġyi yeraltı suyu durumu = Ġyi kimyasal durum + Ġyi miktar durumu

Yüzeysel ve yer altı suları için Ġyi kimyasal durum = ÇKS‘dır.

ÇKS = LC 50 + Emniyet Faktörü (Mckay S, 2006)

Emniyet Faktöründen maksat yıllık ortalama ve maksimum izin verilebilir konsantrasyondur.

Yukarıdaki formülasyon, Ġngiltere Çevre ajansı tarafından kullanılmaktadır. Yıllık ortalama ve

maksimum izin verilebilir konsantrasyonun belirlenebilinmesi için alıcı ortamların izlenmesi

gerekmektedir. Özellikle maksimum izin verilebilir konsantrasyonun tespiti için bazı toksisite

içeren su kalitesi modellerinin kullanılması gerekmektedir. Amerika‘da TM‘nin sucul ortamlara

etkisinin tayini için AQUATOX modeli kullanılmaktadır. Ayrıca söz konusu model kirlilik

azaltma programlarının sucul ortamlara etkisinin tayini için de kullanılmaktadır.

SÇD çeĢitli kirletici türlerini tanımlamıĢtır. Avrupa Birliği komisyonu ve Üye ülkeler bu

kirletici parametrelerin göz önüne alınması hususunda farklı roller oynamaktadır. Avrupa Birliği

Komisyonu öncelikli ve öncelikli tehlikeli maddeler için ÇKS‘nı tespit ederek SÇD‘nin taslak

direktifi olan öncelikli maddeler direktifine koymuĢtur. Bu direktifte yer almayan TM için

ÇKS‘nın üye ülkeler tarafından meydana getirilmesi gerekmektedir. Öncelikli maddeler (ÖM)

ve Öncelikli Tehlikeli Maddeler (ÖTM) için meydana getirilen ÇKS‘ı bütün Avrupa‘da

uygulanacaktır. Üye Ülkeler tarafından meydana getirilecek olan ÇKS‘ı Nehir havzası bazında

veya nehir havzasının bir kısmı için oluĢturulacak olup, sadece belirlenen alan için uygulanacaktır.

ÖM ve ÖTM dıĢındaki TM‘ler için ÇKS‘nın tespitinde aĢağıda verilen adımlar izlenmelidir;

Ġlgili maddelerin tespiti,

Standartların meydana getirilmesi,

Yönetmeliklerde yer verilmesi ve

Nehir havzası yönetim planlarına konulması ve çevresel konsantrasyonların azaltılması için

nihai önlemlerin alınması.

Nihai olarak 33 tane öncellikli madde aĢağıdaki gibi sınıflandırılmıĢtır;

Önceliki Maddeler (ÖM): Alachlor, atrazin, benzen, chlorofenvinphos, chloropyrifos, 1,2-

dichloroethane, dichloromethane, di(2-ethylhexyl)phthalate, (DEHP), diuron, fluoranthene,

isoproturon, kurĢun ve bileĢenleri, naphthalene, Nikel ve bileĢenleri, octylphenol,

pentachlorophenol, simazine, trichlorobenzenes, trichloromethane ve trifluralin.

Öncelikli Tehlikeli Maddeler (ÖTM): Anthracene, brominated diphenylether (PentaDBE),

kadmiyum ve bileĢenleri, chloroalkanes (C10-13), endosulfan, hexachlorobenzene,

hexachlorobutadiene, exachlorocyclohexane, cıva ve bileĢenleri, nonylphenols,

pentachlorobenzene, polyaromatic,1hydrocarbons (PAHs) ve tributylin (TBT) bileĢenleri.


Avrupa Birliğinin Komisyonu ve üye ülkelerin sorumlulukları ġekil 1‘de gösterilmiĢtir.

Şekil 1. Avrupa Birliğinin Komisyonu ve üye ülkelerin sorumlulukları

SÇD‘de ÇKS‘nın meydana getirilmesi ile ilgili metot ek 5 paragraf 1.2.6 da yer almıĢtır. Bu

metot Fraunhofer raporunda etraflıca tanımlanmıĢtır (Lepper, 2005). Bu doküman Avrupa

Birliği komisyonu tarafından ÖM ve ÖTM ÇKS‘larının tayini için kullanılmaktadır. Ayrıca bu

metot diğer üye ülkeler tarafından diğer TM ÇKS‘larının tayini için de kullanılmaktadır. Ayrıca

Avrupa Birliği komisyonu REACH direktifi altında metallerin biyolojik mevcudiyeti de dahil

yeni bir rehber doküman üzerinde çalıĢmaktadır.

Genellikle ÇKS‘ı literatürden faydalanarak eko-toksik deneyleri ile tayin edilmektedir. Bu

çalıĢmalar Avrupa Birliği Komisyonunca öncelikli maddeler için uygulanan iyi bir

metodolojidir. Bazı maddeler için risk değerlendirilmesi 91/414/EEC, 98/8/EC direktifleri ile

EC/973/93 yasasında bulunmaktadır. Komisyon bu risk değerlendirmelerini ÇKS‘nın meydana

getirilmesindeki düblikasyonları önlemek için kullanmaktadır.

Öncelikli maddeler direktifi temel olarak yüzeysel sular için verilen ÇKS‘ını içermektedir.

Bunlar içsel ve diğer yüzeysel sular (haliç, deniz) için oluĢturulmuĢtur. Öncelikli maddeler

direktifinde ÇKS‘ı sularda gözlenen yıllık ortalama konsantrasyon (AA-EQS) ve Maksimum

konsantrasyon (MAC-EQS) Ģeklinde yer almaktadır. Bu değerler arıtılmamıĢ sularda organikler

için toplam su alınarak 0.45 μm filtreden geçirilerek hesaplanmaktadır. SÇD, ÇKS‘nı hem

biyota hem de sediman için göz önüne almaktadır. Üye Devletler tarafından geliĢtirilen ÇKS

biyotaları korumak için çok daha sıkı olabilmektedir. Öncelikli Maddeler direktifi sediman için

ÇKS‘nı içermemektedir. Bunun nedeni sediman toksisitesi için yeterince data olmamasından

kaynaklanmaktadır. TMD‘i Liste 1‘de yer alıp da SÇD‘de ÖM ve ÖTM olarak seçilen maddeler

ve ÇKS‘ı Tablo 1‘de, TMD‘i Liste 1‘de yer alıp da SÇD‘de ÖM ve ÖTM olarak seçilmeyen

maddeler ve ÇKS‘ı Tablo 2‘de verilmiĢtir.



13

Tablo 1. TMD‘i Liste 1‘de yer alıp da SÇD‘de ÖM ve ÖTM olarak seçilen maddeler

ve ÇKS‘ı

Maddeler CAS No OK-ÇKS (μg/l) OK-ÇKS (μg/l) SÇD’deki Durumu

1 Kadmiyum ve bileĢikleri 7440-43-9 1 ≤ 0,08 ÖTM

2 Hexachlorobenzene 118-74-1 0.03 0.0004 ÖTM

3 Hexachlorobutadiene 87-68-3 0.1 0.003 ÖTM 4 1,2-dichloroethane 107-06-2 10 10 ÖM

5 Hexachlorocyclohexane (HCH) 608-73-1 0,1 0,02 ÖTM 6 Civa ve bileĢikleri 7439-97-6 1 0,05 ÖTM

7 Pentachlorophenol 87-86-5 2 0.2 ÖM 8 trichlorobenzenes (all isomers)3 12002-48-1 0.4 0.4 ÖM

9 Trichloromethane 67-66-3 12 12 ÖM

Tablo 2. TMD‘i Liste 1‘de yer alıp da SÇD‘de ÖM ve ÖTM olarak seçilmeyen

maddeler ve ÇKS‘ı

Maddeler CAS No OK-ÇKS (μg/l) OK-ÇKS (μg/l) SÇD’deki Durumu

10 DDT total 50-29-3 0.025 0.025 -

para-para-DDT na 0.010 0.010 - 11 Aldri 309-00-2 0.01 0.010 -

12 Dieldrin 60-57-1 0.01 0.010 -

13 Endrin 72-20-8 0.005 0.005 - 14 Isodrin 465-73-6 0.005 0.005 -

15 Carbontetrachloride 56-23-5 12 12 - 16 Tetrachloroethylene 127-18-4 10 10 -

17 Trichloroethylene 79-01-6 10 10 -

Yukarıdaki bilgilerin ıĢığında TMSKKY‘de ÇKS‘nın konularak uygulamaya geçilebilinmesi

için ÖM ve ÖTM dıĢındaki diğer TM üye ülkelerden alınarak uygulanması avantajlı gibi

gözükmektedir. Ayrıca ÇKS‘nın belirlenmesi uzun ve maliyet gerektiren bir çalıĢma olduğu için

bu yol Çevre ve Orman Bakanlığınca tercih edilmektedir.

3. TMD, SÇD ve SÇD’nin Kardeş Direktifi Olan Öncelikli Maddeler

Direktifi Arasındaki İlişki

Su Çerçeve direktifi Çerçeve bir direktiftir. Yasal yazıda maksat iyi su kalitesi durumuna

eriĢmek olup, temel prensipleri içermekte, ancak daha fazla spesifik maddeleri içermemektedir.

SÇD yayınlandığında Öncelikli maddelerin seçimi yapılmamıĢtı, ÇKS‘ı hazırlanması safhasında

önlemler tanımlanmamıĢtı. ÇKS‘nı ve önlemleri içeren direktif SÇD‘nin kardeĢ direktifi olan

ÖM (COM(2006) 397 final) direktifidir. Bu direktifin 2008 yılının içinde veya 2009 yılının ilk

yarısında yayınlanması planlanmaktadır.

SÇD, ÖM direktifi ile direkt iliĢkilidir. ÖMD‘ de SÇD‘nin bazı kısımları revize edilmiĢtir.

Böylece 2455/2001/EC ve SÇD‘nin ek X‘da yer alan bu maddeler için ÇKS‘ı meydana

getirilmiĢtir. SÇD TM direktifi ile ilgili çeĢitli referanslar içermekte ve SÇD‘nin ek 9‘unda

TMD ve kardeĢ direktifleri listelenmiĢtir. Bu referanslar, maddeler 22(2), 22(3), 22(6), ek II.

1.4, ve TMD için ek IX‘da ve maddeler 2, 10(2), 10(3), 16(4), 22(4) ve ek IX için ek II 1.4.3‘de

bulunmaktadır. Bu maddelerin çoğu TMD yürürlükten kaldırılıp, SÇD‘ye ilgaa olduğunda ele

alınacak olup, örnek olarak TMD için meydana getirilen ÇKS‘ı SÇD‘ye transfer olacak ve

TMD listeleri öncelikli madde listeleri ile yer değiĢtirecektir. ÖM direktifi TMD için açıklayıcı

notlar içermektedir.


SÇD geniĢ bir kapsama sahip olmasına rağmen, TMD ile gayesi aynıdır. SÇD temel olarak

ÇKS‘ı ile iyi su kalitesi durumuna ulaĢmaya odaklanmıĢtır. Emisyon Limit Değerleri (ELD)

SÇD‘de meydana getirilmemiĢ, ancak üye ülkeler tarafından meydana getirilmesi zorunlu olup,

ÇKS‘na uygun olması gerekmektedir. TMD temel olarak deĢarja odaklanmıĢ bu yüzden

Emisyon Limit Değerleri (ELD) daha baskın olarak bulunmaktadır. SÇD kapsamında alıcı

ortamlarda izleme ve raporlama yapılarak Avrupa Birliği Komisyonuna sunulması zorunludur.

Tüm bunlar TMD‘de deĢarjlarla ilgilidir. Ġki direktif arasında bir çok benzerlikler olmasına

rağmen SÇD TMD‘ne göre daha az prosedür ve iĢlemlerle ilgili tanımlamalar içermektedir.

SÇD izleme ve ÇKS‘ların nasıl meydana getirileceği ile ilgili rehber çok daha kapsamlıdır.

Komisyonca belirlenmiĢ TMD Liste I‘deki 17 adet maddenin ÇKS‘ları mevcuttur (örnek olarak

cadmium, hexachlorobenzene, hexachlorobutadiene gibi). Bu maddeler için ÇKS‘ı kardeĢ

direktifte verilen ÖM ve ÖTM‘in yeni standartlarından transfer edilebilir. TMD‘nin Liste I‘nde

bahsedilen maddeler SÇD ek IX‘una transfer edilmektedir. Ek IX gösterge bir listedir. Bu

maddelerin önemli miktarda salınımı olduğunda standartlar meydana getirilmelidir. SÇD‘de

önemli miktarın ne olduğu ile ilgili herhangi bir tanımlama olmayıp, TMD ile ilgili deĢarjda

muhtemel bulunabilirlikleriyle karĢılaĢtırılabilinir. TMD Liste I ve Liste II‘deki maddelerin

SÇD‘ye transferi ġekil 3‘de gösterilmiĢtir.

Şekil 3. TMD Liste I ve Liste II‘deki maddelerin SÇD‘ye transferi

TMD ile SÇD ve SÇD‘nin kardeĢ direktifi ÖMD arasındaki temel farklılıklar aĢağıda verilmiĢtir.

76/464/EEC: Sucul ortamlarda belirli tehlikeli maddelerin meydana getirdiği kirlilik.

Öncelikle deĢarja daha sonra su kalitesine odaklanmıĢtır.

Hem ÇKS‘nı hemde Emisyon Limit Değerlerini(ELD) içermektedir.

Yalnız kimyasal kaliteyi kapsamaktadır.

Yalnız noktasal kaynaklar göz önüne alınmaktadır.

Temel odaklanma ELD‘ne ulaĢmaktır.



15

Komisyona sınırlı raporlama zorunluluğu vardır. (2006/11/EC (değiĢik 76/464/EEC)

maddesinde görülmektedir.))

Yalnız ulusal aktiviteleri içermektedir (Örnek olarak sınır aĢan sular yoktur.)

Ġzleme alıcı ortamlarda değil yalnızca deĢarjdan sonra yapılmaktadır.

2000/60/EC Su Çerçeve Direktifi

Öncelikle iyi su kalitesine daha sonrada deĢarja odaklanmıĢtır.

Yalnızca ÇKS‘nı içermekte, ELD önlemlerle birleĢtirilmiĢtir (örnek olarak Nehir Havzası

Planları, izinler)

Hem kimyasal hem de ekolojik kaliteyi kapsamaktadır.

Hem yayılı hem de noktasal kaynakları göz önüne almaktadır.

Eğer ÇKS‘ı aĢılırsa öncelikle kaynak analizi yapılır daha sonra önlemler alınır (ELD

sıkılaĢtırılır).

Nehir havzası bazında yaklaĢımları içerir.

Avrupa Komisyonuna kapsamlı bir raporlama zorunluluğu vardır (madde 15).

Nehir Havzası içerisinde beraber çalıĢmayı öngörür (komĢu üye ülkeler).

Entegre yaklaĢım vardır (emisyon limiti + kalite standardı)

ÇKS‘ı hem su, hem sediman hem de biyota içindir.

Ġzleme ÇKS‘na odaklanmıĢtır (konsantrasyon ÇKS‘na uygun yapılmalıdır).

SÇD‘deki ÖM ve ÖTM listesi ve diğer önemli bilgiler Tablo 3‘de verilmiĢtir.

Tablo 3. SÇD‘deki ÖM ve ÖTM listesi ve diğer önemli bilgiler

Öncelikli Tehlikeli Maddeler Öncelikli Maddeler Diğer Tüm Kirleticiler

Durum: TMD Liste 1

2020‘deki durumu = 0 deĢarj

Meydana Getirilme = Avrupa

Birliği

Ġzleme = 12x /yıl

Durum: TMD Liste 2

2015 yılında ÇKS‘na

ulaĢmak

Meydana Getirilme =

Avrupa Birliği

Ġzleme = 12x /yıl

Durum: TMD Liste 2

2015 yılında ÇKS‘na ulaĢmak

Meydana Getirilme = Üye

Ülkeler

Ġzleme = 4x /yıl

Anthracene

Pentabromodiphenylether 1

Kadmiyum ve bileĢenleri

C10-13 – Chloroalkanes

Endosulfan

Hexachlorobenzene (HCB)

Hexachlorobutadiene (HCBd)

Hexachlorocyclohexane (HCH)

Civa ve bileĢenleri

Nonylphenols

Pentachlorobenzene

Polyaromatic

hydrocarbons(PAH)

Tributyltin compounds (TBT)

Alachlor

Benzene

Atrazine

Chlorfenvinphos Chlorpyrifos

1,2-Dichloroethane

Di-Ethyl-Hexyl-Phthalate

(DEHP)

Dichloromethane

Diuron

Fluoranthene

Isoproturon

KurĢun ve bileĢenleri

Naphthalene

Nikel ve bileĢikleri

Octylphenols

Pentachlorophenol (PCP)

Simazine

Trichloromethane

Trichlorobenzenes (TCB)

Trifluralin

Üye ülkeler tarafından

seçilecektir.


TMD ile SÇD arasında en göze çarpıcı husus SÇD kapsamında, TMD(liste 1)‘e göre daha az

sayıdaki maddelerin yavaĢ yavaĢ kullanımdan kaldırılma zorunluluğudur. Diğer maddeler

(ÖM+TMD‘nin kardeĢ direktifleri+Üye Ülkeler tarafından seçilen maddeler) ÇKS‘na uymak

zorundadırlar. SÇD‘de verilen zaman çizelgesi TMD‘ye gore daha sıkı ve izleme için daha çok

çaba sarf edilmesi gerekmektedir. Ġzleme, çevre kalite standartlarına odaklanmıĢ ve ÖM ve

ÖTM için yılda 12 kez ve diğer maddeler için yılda 4 kez yapılıp, Bürüksele raporlanmak

zorundadır. Bunlara ilaveten SÇD yaygın ve noktasal kaynaklı önlemlere yönelmiĢ olup, TMD

yalnızca noktasal kaynaklı deĢarjlara yönelmiĢtir.

4. Türkiye’deki Uygulama

TMD ve kardeĢ direktiflerinin Türk Mevzuatına uyumlaĢtırılması amacıyla yapılan çalıĢmalar

neticesinde; ―Tehlikeli Maddelerin Su ve Çevresinde Neden Olduğu Kirliliğin Kontrolü

Yönetmeliği (TMSKKY)‖ hazırlanmıĢ 26 tarih 2005 tarih ve 26005 sayılı Resmi Gazetede

yayımlanarak yürürlüğe girmiĢtir.

TMSKKY 3 noktaya odaklanmıĢtır;

TM‘in envanterinin yapılması,

Ġzleme ağının meydana getirilmesi,

Kirlilik azaltma programlarının oluĢturulması

TMSKKY hazırlanırken yalnızca TMD ve onun kardeĢ direktifleri göz önüne alınmıĢtır. SÇD

ve onun kardeĢ direktifi olan ÖM direktifine bakılmamıĢtır. TMSKKY liste 1‘i hazırlanırken

yalnızca TMD‘nin kardeĢ direktiflerinde verilen maddeler alınmıĢtır. TMSKKY liste 2

hazırlanırken TMD Liste 2‘sinden faydalanılmıĢtır. Ancak eksik kalan maddeler olmuĢtur. Hem

liste 1 ve hem de liste 2 için noktasal kaynaklı deĢarjlara odaklanılmıĢtır. Özellikle Liste 1‘deki

maddeler için deĢarj standartları verilmiĢtir. Liste 2 içinde Su Kirliliği Kontrolü

Yönetmeliğindeki deĢarj standartlarına atıfta bulunulmuĢtur.

TMSKKY Liste 1 ve liste 2 deki maddelerin çoğunun analizinin yapılamaması, bu maddelerin

envanterinin yapılmamıĢ olması ve özellikle Liste 2‘deki maddelerin çoğunda deĢarj

standartlarının olmaması, TMSKKY uygulanmasını nerdeyse imkansız hale getirmiĢtir.

Türkiye‘de alıcı ortamların korunması için hayati önem arz eden TMSKKY için aĢağıdaki

adımların uygulanmasında fayda görülmektedir.

1. DeĢarjlarda muhtemel tehlikeli maddelerin tanımlanması ve envanterinin yapılması

Bütün noktasal ve yayılı kaynaklar için detaylı bilgilerin tanımlanması

DeĢarjlar olası muhtemel TM için aynı fikirde olunması,

TM ile ilgili olan Sektörlerin tanımlanması

DeĢarjlarda muhtemel TM tanımlanması

2. Numune Ģemalarının meydana getirilmesi ve izleme ağının kurulması

3. Dataların analizi

4. Sabit durum Ģartlarının tanımlanması

5. Lisans prosedürlerinin geliĢtirilmesi ve bu lisans prosedürlerinin sabit durumlara

dayandırılması,

6. Liste‘II deki maddeler için ÇKS‘ların geliĢtirilmesi,

7. Etkilerin değerlendirilmesi (bu kapsamda bazı modellerin kullanılması)

8. ÇKS‘larının sağlanması için planların geliĢtirilmesi ve

9. Lisans iĢlerinin gelecek Ģartlara göre meydana getirilmesi.



17

Özellikle ÖM ve ÖTM dıĢında kalan maddeler için ÇKS‘nın meydana getirilmesi gerekmekte-

dir. Ancak ÇKS‘nın her nehir havzası için veya bazı alt nehir havzası için meydana getirilmesi

gerektiğinden alıcı ortamların çok fazla olduğu ülkemizde, ÇKS‘nın meydana getirilmesi son

derece maliyetli olacak ve uzun zaman alacaktır. Tüm bunlar meydana getirilinceye kadar diğer

Avrupa Ülkelerini ÇKS‘nın alınarak uygulamaya geçilmesi uygun görülmektedir.

Öbür taraftan Lisans iĢlemlerinde mutlaka ÇKS göz önüne alınmalı ve deĢarjlarda yüke dayalı

standartlar meydana getirilmelidir. ÇKS‘dan DeĢarj standartlarına geçerken bazı basit

simülasyonlardan faydalanılabilinir. Ayrıca ÇKS‘nın sağlanmadığı durumlarda Kirlilik azaltma

programının uygulanmasına geçilmelidir.

5. Sonuç

Tehlikeli maddeler, Su çevresi için önemli risk teĢkil eden zehirlilik, kalıcılık ve biyolojik

birikme özelliğinde olan madde ve madde grupları olarak tanımlanmaktadır (TMSKKY).

Tehlikeli Maddeler, insan ve çevresinde bulunan canlılara zehirli, kanser yapma ve genetiği

bozma gibi zararlı etkileri tehlike meydana getirmektedir.

Bu çalıĢmada, Tehlikeli Maddelerle ilgili olan Avrupa Birliği direktifleri;

76/464/EEC sayılı TMD ve onun kardeĢ direktifleri,

2000/60/EC sayılı Su Çerçeve Direktifi ve

Taslak Öncelikli maddeler direktifi

incelenmiĢ, bu direktiflerin birbirleri ile olan iliĢkileri ve Türkiye‘deki duruma da bakılmıĢtır.

Su Çerçeve direktifi Çerçeve bir direktiftir. Maksat iyi su kalitesi durumuna eriĢmek olup, alıcı

ortamların korunması ve havza koruma planlarının hazırlanması için temel prensipleri

içermektedir. SÇD‘nin kardeĢ direktifi olan ÖMD (COM(2006) 397 final) taslak halinde olup,

2008 yılının içinde veya 2009 yılının ilk yarısında yayınlanması planlanmaktadır. SÇD ÖM

direktifi ile direkt iliĢkilidir. ÖMD‘de, SÇD‘nin bazı kısımları revize edilmiĢtir. ÖMD‘de

maddeler ÖM ve ÖTM olarak gruplandırılmıĢ olup, Avrupa Birliği Komisyonu bu maddeler

için ÇKS‘nı tespit etmiĢtir. Ayrıca bu maddelerin alıcı ortamlarda yılda 12 defa izlenip,

Komisyona üye ülkelerden tarafından raporlanması zorunludur. Bu direktif de yer almayan TM

için ÇKS‘nın üye ülkeler tarafından meydana getirilmesi gerekmektedir. ÖM ve ÖMD için

meydana getirilen ÇKS bütün Üye Ülkeler tarafından uygulanmak zorundadır.

TM direktifi hem ÇKS‘nı hem de ELD içermekte olup, öncelikle deĢarja daha sonrada su

kalitesine odaklanmıĢtır. SÇD öncelikle alıcı ortamların kalitesine, daha sonra deĢarjlara ve

alınacak önlemlere odaklanmıĢ olup, bu önlemler hem noktasal hem de yayılı kaynakları

içermektedir. Bu doğrultuda SÇD izleme öncelikle alıcı ortamlarda yapılmaktadır. Oysaki TMD

izleme sadece deĢarjdan sonra yapılmaktadır.

SÇD ile TMD direktifi arasındaki en önemli farklılıklardan birisi SÇD nehir havzası bazında

sucul ortamların korunmasını hedefleyip, bu kapsamda iyi su kalitesine ulaĢmak için hem

emisyon limitini hem de kalite standardını göz önüne almıĢtır. Sucul ortamların korunması için

SÇD‘i kimyasal durumun yanında ekolojik duruma da bakmaktadır.

6. Değerlendirme

TMD ve kardeĢ direktifleri Türk Mevzuatına uyumlaĢtırılmıĢ olup, ―Tehlikeli Maddelerin Su ve

Çevresinde Neden Olduğu Kirliliğin Kontrolü Yönetmeliği (TMSKKY)‖ 2005 yılının Kasım

ayında yayımlanmıĢtır. TMSKKY liste 1‘i hazırlanırken yalnızca TMD‘nin kardeĢ


direktiflerinde verilen maddeler alınmıĢtır. TMSKKY liste 2‘i hazırlanırken TMD Liste

2‘sinden faydalanılmıĢtır. TMSKKY Liste 1 ve liste 2 deki maddelerin çoğunun analizinin

yapılamaması, bu maddelerin envanterinin yapılmamıĢ olması ve özellikle Liste 2‘deki

maddelerin çoğunda deĢarj standartlarının olmaması, TMSKKY uygulanmasını nerdeyse

imkansız hale getirmiĢtir.

Yukarıdaki bilgiler ıĢığında TMSKKY‘nin revize edilmesi zaruridir. Öncelikle TMSKKY‘nin

Liste 1‘i gözden geçirilmelidir. ÖM Direktifinde verilen ÇKS‘ı, söz konusu yönetmeliğe konu-

lup, uygulama çalıĢmalarına baĢlanılmalıdır. Diğer maddeler içinde Avrupa Birliği Ülkelerince

tespit edilen ÇKS‘lara bakılıp, bu değerler alınabilir. Çünkü Ülkemiz coğrafik olarak çok geniĢ

bir alana sahip olması ve diğer maddeler için belirlenecek olan ÇKS‘nın nehir havzası veya alt

havzası bazında belirlenmesi gerektiğinden, uzun zaman alacak ve çok maliyet getirecektir.

Sonuç olarak Türkiye‘de TMSKKY‘nin uygulanması için SÇD ve ÖMD direktifine

odaklanılmalı ve aĢağıdaki adımlar izlenmelidir;

Tüm noktasal ve yayılı kirlilikleri göz önüne alarak TM için envanter sisteminin yapılması,

TM için izleme ağının kurulması,

ÖM ve ÖTM dıĢındaki TM için ÇKS‘nın meydana getirilmesi,

Lisanslandırma iĢlemlerinin ÇKS‘na göre yapılması ve deĢarjların yüklerinin göz önüne

alınması ve

ÇKS ‗nın sağlanmadığı durumda Kirlilik azaltma programlarının uygulanması

gerekmektedir.

Kaynaklar

Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework

for Community action in the field of water policy. OJ L 327, 22.12.2000, pp 1- 51

Final Report of the Study Contract No. B4-3040/2000/30637/MAR/E1: Identification of quality standards for priority

substances in the field of water policy. Towards the Derivation of Quality Standards for Priority Substances in the

Context of the Water Framework Directive. (04 September 2002)

Konsey direktifi, 2000/60/EC sayılı, 23 Ekim 2000 tarihli Su Politikası Sahasında topluluk faaliyetleri için bir

çalıĢma çerçevesi oluĢturulmasına iliĢkin direktif

Konsey direktifi, 76/464/EEC sayılı, 4 Mayıs 1976 tarihli belirli tehlikeli maddelerin sucul ortamda meydana

getirdiği kirliliğe iliĢkin direktif

Konsey direktifi, 82/176/EEC sayılı, 22 Mart 1982 tarihli, Klor-alkali elektroliz endüstrisi tarafından yapılan cıva

boĢaltımlar için sınır değerleri ve kalite objektifleri hakkında direktif,

Konsey direktifi, 84/156/EEC sayılı, 8 Mart 1984 tarihli, Klor-alkali elektroliz endüstrisi haricindeki diğer endüstriler

tarafından yapılan cıva boĢaltımlar için sınır değerleri ve kalite objektifleri hakkında direktif,

Konsey direktifi, 86/280/EEC sayılı, 12 Haziran 1986 tarihli, 74/464/EEC Sayılı Direktifin EK‘inin Liste 1‘inde yer

alan bazı tehlikeli maddelerin boĢaltımı için sınır değerler ve kalite objektifleri hakkında direktif,

Konsey direktifi, 83/513/EC sayılı, 26 Eylül 1983 tarihli, Kadmiyum BoĢaltımı için sınır değerler ve kalite

objektifleri hakkında direktif,

Konsey direktifi, 84/491/EEC sayılı, 9 Ekim 1984 tarihli, Hexachlorocyclohexane (Heksaklorasikloheksan) boĢaltımı

için sınır değerleri ve kalite objektifleri hakkında direktif,

http://forum.europa.eu.int/Members/irc/env/wfd/library

Lepper, P., 2005. Manual on the Methodological Framework to Derive Environmental Quality Standards for Priority

Substances in accordance with Article 16 of the Water Framework Directive (2000/60/EC).

Richard A. Park and Jonathan S.Clough, (2004), Modeling Environmental Fate and Ecological Effects in Aquatic

Ecosystem Volume 2: Technical Documantation, U.S. EPA Office of Water Office of Science and Technology.

Mckay S., (2006) Çevresel Kalite Standartları, Türkiye‘de Su Kapasitesinin Güçlendirilmesi Isimli Twining Projesine

Hazırlık Kızılcahamam, Türkiye


11-13 Haziran 2008

Endüstriyel Kaynaklı Kirlenmiş Sahalar İçin Çevre Yönetim

Sistemi

Kahraman Ünlü, Meltem Güvener, Serkan Girgin, Ülkü Yetiş, Filiz B. Dilek, Ayşegül

Aksoy, Beril Büyüker, Şener Polat

Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06531, Ankara


Öz Son dönemlerde sıkça karĢılaĢılan ve kamuoyuna da yansıyan çevresel kirlenme olayları

karĢısında, ilgili yönetmelik ve mevzuatın yetersiz kalmakta, bu nedenle de Çevre ve Orman

Bakanlığı (ÇOB) özellikle toprak ve/veya yeraltı suyu kirlenme vakalarını çözümlemekte

zorlanmaktadır. Dolayısıyla, kirlenmiĢ sahaların kontrol altına alınabilmesi için sistematik bir

yapının geliĢtirilmesi ÇOB‘nin temel ihtiyacı olarak ortaya çıkmaktadır. Ancak, ülkemizde

kirlenmiĢ sahaların teĢhis edilmesi, kayıt altına alınması, değerlendirmesi ve temizlenmesine

yönelik bir yönetim sistemi bulunmamaktadır. Bu çalıĢmanın amacı; noktasal kaynaklı

kirlenmiĢ sahaların sistematik bir Ģekilde ele alınmasını sağlayacak ve Toprak Kirliliğinin

Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) kapsamında yer alacak bir KirlenmiĢ Sahalar Yönetim

Sistemi‘nin (KSYS) geliĢtirilmesidir. Bu yönetim sistemi, noktasal kaynaklar nedeniyle

kirlenmiĢ sahaların teĢhis edilmesi, kayıt altına alınması, değerlendirilmesi ve temizlemesi

aĢamalarında hangi yöntemlerin uygulanması gerektiğini sistematik olarak tanımlayan teknik bir

yaklaĢım olup TKKY‘nin omurgasını oluĢturacaktır. GeliĢtirilen bu yönetim sistemi, TKKY ile

bütünleĢtirilmek suretiyle uygulamaya aktarılacaktır. KSYS‘nin iĢlerliğinin sürdürülebilir

olması için sürecin önemli aĢamaları bir bilgi sistemi vasıtasıyla uygulanacak ve takip

edilecektir.

Anahtar Kelimeler noktasal kaynaklı kirlenmiş sahalar; çevre yönetim sistemi; toprak kirliliği

1. Giriş

KirlenmiĢ sahalardan kaynaklanan hava, su (yüzey ve/veya yeraltı suyu) ve toprak kirliliğinin

kısa, orta ve uzun vadede çevre ve insan sağlığı üzerinde ciddi risk oluĢturduğu bilinen bir

gerçektir. Bu sebepten dolayı, son 20-25 yıllık dönemde Avrupa Birliği (AB) bünyesinde

noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahaların teĢhisi, kayıt altına alınması, değerlendirilmesi ve

temizlenmesine yönelik hem mevzuat hem de teknolojik çözüm geliĢtirme açısından yoğun

çalıĢmalar yapılmıĢ ve kirlenmiĢ sahaların yönetimi konusunda önemli mesafeler kat edilmiĢtir.

Türkiye‘de kirlenmiĢ sahaların sayısı günden güne artmaktadır. Sanayi tesislerinde üretilen,

hammadde olarak kullanılan çeĢitli tehlikeli kimyasal maddelerin veya atıkların depolanmaları

ve nakledilmeleri sırasında meydana gelebilecek kazalar sonucunda oluĢan döküntü ve

sızıntıların yanı sıra, kontrolsüz veya uygunsuz atık bertarafı gibi faaliyetler nedeniyle noktasal

kaynaklı toprak ve yeraltı suyu kirliliği ortaya çıkmaktadır. Ülkemizde bu sahaların teĢhis

edilmesi, kayıt altına alınması, izlenmesi ve temizlenmesine yönelik bir yönetim sistemi

bulunmamaktadır. Bu durumun en önemli sebeplerinden bir tanesi çevre mevzuatımızda

kirlenmiĢ saha kavramının yer almıyor olmasıdır. KirlenmiĢ sahaların teknik ve hukuki bir

mailto:[email protected]

20 K. Ünlü, M. Güvener, S. Girgin ve diğ.

tanımının halen yapılmamıĢ olması, mevcut bazı yönetmeliklerin etkin ve yaygın bir Ģekilde

uygulanmasını engellemekte, Çevre ve Orman Bakanlığı (ÇOB) tarafından da ciddi bir eksiklik

olarak görülmektedir. Mevcut durumda, kapsamlı bir KirlenmiĢ Sahalar Yönetim Sistemi

geliĢtirilmesi ÇOB‘nin temel ihtiyacı olarak ortaya çıkmaktadır. Son dönemlerde sıkça

karĢılaĢılan ve kamuoyuna da yansıyan çevresel kirlenme olayları ile ilgili sorunlar, ÇOB‘nin

söz konusu ihtiyaçlarına güncel örneklerdir.

Bu çalıĢmanın amacı noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahaların sistematik bir Ģekilde ele alınmasını

sağlayacak ve Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) kapsamında yer alacak bir

KirlenmiĢ Sahalar Yönetim Sistemi (KSYS) geliĢtirilmesidir. Bu yönetim sistemi kirlenmiĢ

(toprak ve/veya yeraltı suyu kirliliğine maruz kalmıĢ) sahaların teĢhis edilmesi ve kayıt altına

alınması, izlenmesi, değerlendirilmesi ve temizlemesi aĢamalarında hangi yöntemlerin

benimsenmesi gerektiğini sistematik olarak tanımlayan teknik bir yaklaĢımdır. Ayrıca, söz

konusu yönetim sisteminin, temizlenmesi gereken kirlenmiĢ sahaların, hangi yöntemlerle ve

hangi kriterlere göre, ne dereceye kadar temizlenmesi, çalıĢmaların ne Ģekilde yürütülmesi ve

sonuçlandırılması gerektiği hususlarını açık olarak ortaya koyması gerekmektedir. KSYS, AB

Toprak Çerçeve Direktifi‘nin gereklerini dikkate alan, ülkemiz koĢullarında sürdürülebilirliği

olan, uygulanabilir yaklaĢım, yöntem ve teknik araçları içeren bir sistem olarak tasarlanmıĢtır.

2. Kirlenmiş Sahalar Yönetim Sistemi

Son yıllarda yürürlüğe giren yönetmelikler açısından önemli ilerlemeler kaydedilmiĢ olmasına

karĢın, hem kapsam hem de uygulama açısından mevcut durum Türkiye‘nin AB‘ye uyum

sürecinde noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahaların yönetimine iliĢkin kapsamlı bir yönetim sistemi

oluĢturulması ihtiyacını ortaya koymaktadır.

Noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahaların sistematik bir Ģekilde teĢhis edilmesi, kayıt altına

alınması, risk bazında bir değerlendirmeye tabi tutularak izleme ve/veya temizleme ihtiyacının

belirlenmesi amacıyla bir kirlenmiĢ sahalar yönetim sistemi geliĢtirilmiĢtir. Söz konusu sistem;

KirlenmiĢ Sahalar TeĢhis ve Kayıt Sistemi (KSTKS), KirlenmiĢ Sahalar Değerlendirme Sistemi

(KSDS) ve KirlenmiĢ Sahalar Temizleme Sistemi (KSTS) olarak üç ana bileĢenden oluĢmakta

olup sistemin ana akım Ģeması ġekil 1‘de verilmektedir. Bu sistem, TKKY‘nin omurgasını

oluĢturacak ve TKKY ile bütünleĢtirilmek suretiyle uygulamaya aktarılacaktır.

Noktasal kaynaklı kirlenmiĢ sahalar için yönetim sisteminin geliĢtirilmesi çalıĢmaları sırasında

çeĢitli ülkelerin kirlenmiĢ sahalar ile ilgili yaklaĢımları ve kullanmakta oldukları yönetim

sistemleri detaylı olarak incelenmiĢtir. Ülke yaklaĢımları karĢılaĢtırmalı olarak analiz edilmiĢ,

bu yaklaĢımların benzer ve farklı yönleri ortaya konulmuĢtur. Ġlgili uzman ve yetkili (bakanlık

personeli) görüĢlerine düzenli olarak baĢvurularak, bu yaklaĢımların Türkiye Ģartlarında

uygulanabilirliği değerlendirilmiĢtir. Yapılan literatür taramasıyla edinilen bilgiler ıĢığında;

Türkiye koĢullarında uygulanabilir bir yönetim sistemi ana hatlarıyla oluĢturulmuĢtur.

2.2. KirlenmiĢ Sahalar TeĢhis ve Kayıt Sistemi

KSYS‘nin ilk aĢamasını oluĢturan KSTKS temel olarak kirlenmiĢ sahaların teĢhis edilmesini ve

bunların tanımlanmıĢ kategoriler altında sınıflanarak dinamik ve sürdürülebilir bir kirlenmiĢ

sahalar envanterinin oluĢturulmasını amaçlamaktadır. KSTKS‘de potansiyel, Ģüpheli ve sahipsiz

kirlenmiĢ sahalar olmak üzere 3 çeĢit saha tanımlanmaktadır.

Endüstriyel Kaynaklı Kirlenmiş Sahalar İçin Çevre Yönetim Sistemi 21

Şekil 1. KSYS ana akım Ģeması.

Potansiyel kirlenmiĢ saha; Çevresel Etki Değerlendirmesi Yönetmeliği ve ÇOB‘nin mevcut

veritabanlarında yer alan herhangi bir tesis ile AB Toprak Çerçeve Direktifi, Ek-2‘de (EU,

2006) belirtilen potansiyel kirletici faaliyetlerin (örneğin, SEVESO, IPPC direktiflerine tabi

olan faaliyetlerin) bulunduğu bir sahayı tanımlamaktadır. Sahipsiz saha, yasal olmayan atık

bertarafı ve benzeri herhangi bir faaliyet sonucu rastgele oluĢan ve/veya kirlenmenin

sorumlusunun bilinmediği sahayı tanımlamaktadır. ġüpheli saha ise; potansiyel ve sahipsiz

Değerlendirme

Faaliyet / Saha

Ön Bilgi Formu

Denetim

FormuSahada

Denetim

ġüpheli

Saha

Potansiyel

Kirletici

Faaliyetler

Faaliyet Ön

Bilgi FormuPotansiyel

Saha

Denetim

Afet, Kaza

Bildirim

Belirsiz

Saha

Bildirim

Faaliyet Ön

Bilgi Formu

Değerlendirme

Saha ve Kirlilik

Karakterizasyonu

Risk Analizi

Takip

Gerektirmeyen

Saha

KirlenmiĢ

Saha

Temizleme

Faaliyet

Planlama

Temizleme

Konsantrasyon

Düzeyinin

Belirlemesi

Temizleme

Yöntem

Belirlemesi

TemizlenmiĢ

Saha

TE

ġH

ĠS V

E K

AY

IT1. A

ġA

MA

DE

ĞE

RL

EN

DĠR

ME

2. A

ġA

MA

DE

ĞE

RL

EN

DĠR

ME

TE

MĠZ

LE

ME

Temizleme

Ġzleme

Saha Durum ve

Risk Analizi

Raporu

KSBS

Puanlamalı

Değerlendirme

KGP

Ölçümlerinin

Değerlendirilmesi

Takip

Gerektirmeyen

Saha

Takip

Gerektiren

Saha

Jenerik Risk

Analizi

Sahaya Özgü

Risk Analizi


kirlenmiĢ sahalar arasında yer alan afet, kaza, denetim veya bildirimler sonucunda çevre

kirliliğinin var olduğu Ģüphesini taĢıyan sahayı temsil etmektedir.

KSTKS çerçevesinde, potansiyel kirlenmiĢ sahalar listesinde bulunan tesislerden Faaliyet Ön

Bilgi Formu‘nu doldurarak, Ġl Çevre ve Orman Müdürlüğü‘ne iletmeleri istenecektir. Söz

konusu form, faaliyet ve saha ile ilgili bilgileri içerecek Ģekilde hazırlanmıĢ olup, formda yer

alan bilgilerin belirlenen kriterler çerçevesinde değerlendirilmesi sonucunda veya saha, Ģüpheli

saha konumuna geçebilecektir. ġüpheli sahaların tespitinde kullanılacak ikinci mekanizma ise

Denetim, Afet, Kaza veya ġikayetler nedeniyle yapılacak bildirimlerdir. Sahipsiz sahalar ise,

gerçek/tüzel kiĢilerin bildirimleri yolu ile Ģüpheli saha listesine dahil edilebilecektir. Bu amaçla

bir Bildirim Formu geliĢtirilmiĢtir.

Ayrıca, KSTKS‘nin iĢlerlik kazanması için web tabanlı bir KirlenmiĢ Sahalar Bilgi Sistemi

(KSBS) oluĢturulmuĢtur. KSBS, ulusal envanter bilgilerinin sistematik bir yapılanma ile

muhafaza edilmesini ve güncelleĢtirilmesini sağlayacak, veritabanı temelli, çok kullanıcılı ve

harita destekli bir bilgi sistemidir (Girgin ve diğ., 2008).

2.3. KirlenmiĢ Sahalar Değerlendirme Sistemi

KSDS, Birinci AĢama Değerlendirme (BAD) ve Ġkinci AĢama Değerlendirme

(ĠAD) olmak üzere iki ayrı alt aĢamadan oluĢmaktadır. BAD‘nin temel amacı; kirlilik

Ģüphelerinin gerçekçi olup olmadığının belirlenmesidir. BAD, ağırlıklı olarak Ģüpheli saha

hakkındaki mevcut bilgilere ve gerek duyulması halinde daha sonradan elde edilecek sahaya

özgü kısıtlı miktardaki verilere dayanarak yapılmaktadır. ġayet BAD sonunda söz konusu saha,

―takip gerektiren saha‖ olarak tanımlanacak olur ise, sahanın ĠAD‘ye tabi tutulması ve sahaya

özgü verilerin kullanımı ile sahanın temizleme ihtiyacının tespit edilmesi gerekmektedir.

2.3.1. Birinci AĢama Değerlendirme Sistemi

Bakanlık yetkilileri tarafından gerçekleĢtirilecek olan BAD‘nin temel hedefi sahada ölçüm ve

benzeri faaliyetleri baĢlatmanın gerekip gerekmeyeceğinin kararlaĢtırılmasıdır. ġüpheli sahada

Bakanlık yetkilileri tarafından keĢif (arazi incelemesinin) yapılması ve keĢif sırasında Denetim

Formu‘nun doldurulması gerekmektedir. Saha denetiminde Ģüpheli saha yerinde görülerek,

Ģüpheye yol açan vaka, kirlilik kaynağı ve kirletici maddeler hakkında bilgilerin derlenmesi ve

varsa çevresel etkilerin gözlenmesi hedeflenmektedir. AĢağıda açıklanan karar verme sürecini

gösteren BAD ayrıntılı akım Ģeması ġekil 2‘de verilmiĢtir.

Denetim ve Saha/Tesis Ön Bilgi Formları‘nın değerlendirilmesine geçilmeden önce, söz konusu

saha için ölçüm gerektiren koĢulların (kirlilik kaynağı ve/veya kirletici madde ile ilgili

belirsizlik durumlarının) bulunması halinde sahada ―kirlilik gösterge parametreleri‖nin

ölçümünün yapılması gerekmektedir. Bu ölçümlerin, sahada kirliliğin mevcudiyetine yönelik

muhtemel belirsizlikleri gidermek ve alınacak kararın güvenilirliğini artırmak amacıyla toprak

(ve gerekli durumlarda su) numunelerinde yapılması öngörülmektedir. Kirlilik gösterge

parametreleri için elde edilen ölçüm sonuçlarının sahaya özgü ―referans değer‖ ile

karĢılaĢtırılması gerekmektedir. Referans değer, herhangi bir noktasal kaynak veya insan

aktivitesi nedeniyle kirlenmemiĢ sahadaki kirletici madde düzeyini göstermektedir. Kirlilik

gösterge parametrelerinin referans değerle karĢılaĢtırılması sonucunda saha; takip gerektirmeyen

saha, ikinci aĢama değerlendirmeye tabi tutulması gereken (takip gerektiren) saha veya

doğrudan temizleme gerektiren saha olarak sınıflandırılmaktadır.

Ölçüm gerektiren koĢulların bulunmaması durumunda ise, Denetim ve Faaliyet/Saha Ön Bilgi

Formları‘nda yer alan bilgiler değerlendirilecektir. Bu amaçla, karar almayı kolaylaĢtıracak


puanlama esaslı bir yaklaĢım geliĢtirilmiĢtir. Formların değerlendirilmesi için formlarda yer alan

sorulara verilen yanıtların belirli kriterlere göre puanlandırılması söz konusudur. Puanlama

sistemine, Denetim Formu‘nda ve Faaliyet/Saha Ön Bilgi Formu‘nda yer alan toprak kirliliği

açısından kritik bilgiler yansıtılmıĢtır. Her soru için bir ―puan‖ ve bu soruyla elde edilen bilginin

önem düzeyine göre de bir ―ağırlık katsayısı‖ belirlenmiĢtir. ġüpheli saha puanlamalı

değerlendirme ile de; takip gerektirmeyen saha, ikinci aĢama değerlendirmeye tabi tutulması

gereken saha veya doğrudan temizleme gerektiren saha olarak sınıflandırılabilmektedir. BAD

web tabanlı olarak çalıĢan KSBS‘ne entegre edilmiĢ olup, bu çerçevede yer alan

değerlendirmeler elektronik ortamda yapılabilmektedir (Girgin ve diğ., 2008).

Şekil 2. BAD akım Ģeması.

Kirletici madde

belli mi?

Takip

Gerektirmeyen

Saha

Kirletici madde

karakterizasyonu

Tehlikeli

madde mi?

Evet

Hayır

Kirlilik

kaynağı belli

mi?

Toplam

Puan > Püst

Faaliyet / Saha

Ön Bilgi Formu

Takip

Gerektirmeyen

Saha

Takip

Gerektiren

Saha

Doğrudan

Temizleme

Denetim

Puanı > Palt

Denetim

Formu

Hayır

Evet

Hayır

Evet

KGP Ölçümleri

(Faaliyete özel)

ÖDmaks/RD ≤ 1Evet

ÖDmaks/RD< 25Evet

Hayır

Hayır

Sahada

Denetim

KGP Ölçümlerinin

Değerlendirilmesi

ve Rapor Edilmesi

Puanlamalı

Değerlendirme

Denetim Puanı: Denetim Formu’nun değerlendirilmesi sonucunda elde edilen puan

Toplam Puan: Denetim ve Faaliyet / Saha Ön Bilgi Form’larının birlikte değerlendirilmesi sonucunda edilen

toplam puan

KGP : Kirlilik gösterge parametresi

ÖD : Ölçülen kirlilik gösterge parametresi değeri

ÖDmaks : Ölçülen en yüksek kirlilik gösterge parametresi değeri

RD : Ölçülen referans değer

Palt : KirlenmiĢ Sahalar Bilgi Sistemince yapılan puanlamanın alt sınır değeri

Püst : KirlenmiĢ Sahalar Bilgi Sistemince yapılan puanlamanın üst sınır değeri

DE

ĞE

RL

EN

DĠR

ME

SÜ

RE

CĠ

2. AĢama

Değerlendirme

Hayır

Evet

Evet

Kirletici

maddeden doğrudan

örnek alınabiliyor

mu?

Hayır

Evet

Hayır


2.5. Ġkinci AĢama Değerlendirme Sistemi

ĠAD‘nin ana amacı, sahanın temizleme ihtiyacının belirlenmesidir. Bu aĢamada sahaya özgü

veriler kullanılarak, risk analizi yöntemi ile sahanın temizleme gereksinimi tespit edilmektedir.

Risk analizi pek çok farklı aktivite ve disiplinle alakalı bilgi ve verilerin toplanmasını, kirli

sahanın karakterizasyonunu, kirletici taĢınımının modellenmesini, maruz kalma ve doz-tepki

değerlendirmesini içeren bir süreçtir (ABD EPA, 1994). Gerek ayrıntılı saha etüd çalıĢmalarının

ve gerekse risk değerlendirme çalıĢmalarının yüksek teknik içeriği, uzmanlık gerektiren niteliği

nedeniyle söz konusu çalıĢmaların bahsedilen konularda uzmanlık sahibi firmalarca yürütülmesi

ve kararların hazırlanacak raporlar doğrultusunda Bakanlık denetiminde alınması gerektiği

düĢünülmektedir. ĠAD temel olarak; saha ve kirlilik karakterizasyonu, jenerik risk analizi ve

sahaya özgü risk analizi olmak üzere üç ana bölümden oluĢmaktadır (ġekil 3).

Saha ve kirlilik karakterizasyonu bölümünde; hedef kirleticilerin, kirlilik kaynaklarının,

kirlenmiĢ alanların ve potansiyel maruziyet yollarının belirlenmesi için saha ön değerlendirmesi

yapılacak ve kavramsal saha modeli (KSM) geliĢtirilecektir. KSM ile sahadaki kirleticilerin

dağılımı tanımlanmakta, potansiyel maruziyet yolları ve reseptörler belirlenmektedir.

Bu değerlendirmeler doğrultusunda hazırlanacak ―saha örnekleme ve analiz planı‖ çerçevesinde,

toprak ve/veya yeraltı suyu örnekleme çalıĢmaları yürütülecek ve sahadaki kirletici

konsantrasyon düzeyi belirlenecektir. Analiz sonuçları ―Veri Kalitesi Değerlendirme‖ (VKD)

kriterlerine göre değerlendirilecek ve numunelerin sahadaki kirlilik derece ve kapsamını temsil

yeteneği belirlenecektir. VKD kriterlerine uyacak Ģekilde sahadaki kirlilik durumunu yansıtan

konsantrasyon düzeyi ―Saha Kirletici Konsantrasyonu‖ (SKK) tanımlanacaktır.

Saha örnekleme ve VKD çalıĢmaları sonucu elde edilen bulgular kullanılarak KSM‘nin

güncellenmesi gerekmektedir. Güncellenen KSM kullanılarak, saha için geçerli olan maruziyet

yollarının (M), jenerik kirletici sınır değerlerinin (JKSD) geçerli olduğu maruziyet yolları (MJ)

ile uyumluluğu kontrol edilecektir. JKSD; kirlenmiĢ sahada insan sağlığı açısından muhtemel en

kötü koĢulların mevcut olduğu varsayılarak, jenerik parametre değerlerinin kullanımı ile

hesaplanan konsantrasyon değeridir. JKSD hesaplanırken, yerleĢim amaçlı arazi kullanımı

dikkate alınmakta ve kirleticilerin alıcılara ulaĢabileceği dört ana maruziyet yolu olduğu

varsayılmaktadır. Bu yollar; toprağın yutulması ve deri yoluyla emilim, kaçak tozların dıĢ

ortamda solunması, uçucu maddelerin dıĢ ortam da solunması ve yeraltı suyunun içilmesi olarak

sıralanmaktadır. M ile MJ‘nin uyumlu olması durumunda jenerik risk analizi aĢamasına

geçilecektir. Jenerik risk analizi aĢamasında ilk olarak, SKK ile JKSD karĢılaĢtırılmaktadır.

SKK‘nin, JKSD‘den küçük olması durumunda saha ‗takip gerektirmeyen saha‘ olarak

sınıflandırılacak; ancak, saha envanterde tutulmaya devam edilecektir. SKK‘nin JKSD‘den

büyük olması durumunda ise, sahanın JKSD‘ye kadar temizlenmesinin pratik olup olmadığı

değerlendirilecektir. Sahanın JKSD‘ye kadar temizlenmesinin pratik olduğu belirlenirse

‘temizleme‘ aĢamasına geçilecek; pratik olmadığı yönünde karar verilirse ‗kirlilik giderimi veya

kontrolü amaçlı ara müdahalenin‘ uygun olup olmadığı değerlendirilecektir. Ara müdahalenin

uygun görülmesi halinde; ara müdahaleyi takiben, sahada yeniden örnekleme çalıĢmalarının

yapılması ve analiz sonuçlarının JKSD ile karĢılaĢtırılması gerekmektedir. Ara müdahalenin

uygun bulunmaması halinde ise, sahaya özgü risk analizi aĢamasına geçilecektir.

Bazı durumlarda da kirleticilerin, daha önce bahsi geçen dört maruziyet yolu dıĢında da

(örneğin, inĢaat amaçlı hafriyat faaliyetleri, sahada yetiĢtirilen bitkilerin yenmesi, yüzey

suyunun rekreasyon amaçlı kullanımı, yüzey suyunun sulama suyu amaçlı kullanımı, vb.)

reseptörlere ulaĢması mümkün olmaktadır. Bu gibi durumlarda, SKK‘nin sadece JKSD ile

karĢılaĢtırılması yeterli olmayıp sahaya özgü risk analizi aĢamasına geçilmesi gerekmektedir.


Şekil 3. ĠAD akım Ģeması.

Sahaya özgü risk analizinde; sahanın mevcut koĢulları ve kullanım Ģekli dikkate alınmaktadır.

Bu bölümde ilk olarak; Sahaya Özgü Kirletici Sınır Değeri (SKSD) hesaplanmasında

kullanılacak verilerin toplanması için saha karakterizasyonu ve elde edilen verilerin temsil

yeteneğinin belirlenmesi için de VKD kriterlerine göre değerlendirme yapılmaktadır. Neticede

sahadaki toprak, hidrojeolojik vb. özelliklere ait değerler kullanılarak SKSD hesaplanmakta ve

SKK değeri ile karĢılaĢtırılmalıdır. SKK‘nin SKSD‘den küçük olması durumunda saha ‗takip

gerektirmeyen saha‘ olarak sınıflandırılacak; ancak, saha envanterde tutulmaya devam

1. AĢama

Saha Ön Değerlendirme

KSM GeliĢtirme

Sahayı

JSKD’ye kadar

temizlemek

pratik mi?

Ara müdahale

uygun mu? 5

HAYIR

Temizleme

Saha Örnekleme

SKK > JKSDHAYIR

EVET

SKK > SKSD

HAYIR

HAYIR

Sahayı

SSKD’ye kadar

temizlemek

pratik mi?

EVET

EVET

EVET

Kirlilik derece ve kapsamının

tanımlanması, Veri Kalitesi Analizi

KSM’nin Güncellenmesi

M ile MJ

uyumlu mu?HAYIR

EVET

Saha Karakterizasyonu ve

Veri Kalitesi Analizi

SKSD’nin hesaplanması

Ara

Müdahale

Saha

Örnekleme

EVET

Ara müdahale

uygun mu?

Ara

Müdahale

Saha

Örnekleme

EVET

HAYIR

HAYIR

SA

HA

VE

KĠR

LĠL

ĠK

KA

RA

KT

ER

ĠZA

SY

ON

UJE

NE

RĠK

RĠS

K A

NA

LĠZ

ĠS

AH

AY

A Ö

ZG

Ü R

ĠSK

AN

AL

ĠZĠ

Takip

Gerektirmeyen

Saha

Takip

Gerektirmeyen

Saha


edilecektir. SKK‘nin SKSD‘den büyük olması durumunda ise; sahanın SKSD‘ye kadar

temizlenmesinin pratik olup olmadığı değerlendirilecektir. Sahanın SKSD‘ye kadar

temizlenmesi pratik olarak kabul edilirse ‗temizleme‘ aĢamasına geçilecek; pratik olmadığı

yönünde karar verilirse kirlenmenin giderimi için ara müdahalenin uygun olup olmadığı

değerlendirilecektir. Ara müdahalenin uygun görülmesi durumunda, ara müdahaleyi takiben,

sahada yeniden örnekleme çalıĢmaları yapılacak ve analiz sonuçları SKSD ile

karĢılaĢtırılacaktır. Ara müdahalenin uygun görülmemesi halinde ise, direkt olarak temizleme

aĢamasına geçilecektir.

2.6. KirlenmiĢ Sahalar Temizleme Sistemi

KirlenmiĢ saha temizleme (KST) aĢamasında, temizlenmesi gereken kirlenmiĢ sahaların hangi

yöntem veya yöntemlerle ne dereceye kadar temizlenmesi gerektiği sorusuna cevap verilmesi

gerekmektedir. Bu aĢamada, temizleme faaliyet planlaması, risk-bazlı temizleme

konsantrasyonun belirlenmesi, kirlenmiĢ sahanın durumuna en uygun temizleme yönteminin

seçilmesi ve bu yöntemin sahaya uygulaması hususları açısında önem arz eden kriterler ortaya

konmaktadır.

Sahaya Özgü Temizleme Düzeyi (STD), temizleme yoluyla SKK‘nin düĢürülmesi gereken

konsantrasyon düzeyini temsil etmektedir. Sahada yapılan risk değerlendirmeleri sonucunda

mevcut risklerin giderilmesini sağlayacak STD, temizleme aĢamasında toplanacak ilave

verilerle yapılacak risk değerlendirmesi sonuçlarına göre yenilenebilir.

3. Sonuçlar

GeliĢtirilmekte olan KSYS, KSTKS, KSDS ve KST olmak üzere üç ana bileĢenden meydana

gelmektedir. TKKY‘nin omurgasını oluĢturmak suretiyle, teknik bir süreci tanımlayan KSYS,

TKKY ile bütünleĢtirilmek suretiyle hukuki bir nitelik kazanacak ve uygulamaya aktarılacaktır.

TKKY uygulamasının sürdürülebilir bir Ģekilde iĢlerlik kazanabilmesi için uygulamanın her bir

aĢamasında farklı amaçlara hizmet eden bazı teknik araçlara gerek duyulmaktadır. Bu teknik

araçlar ise, KSBS, risk bazlı kirletici sınır değerler listesi, saha risk değerlendirme kıstasları ve

teknik tebliğlerden meydana gelmektedir. Böylece, yenilenen TKKY ve geliĢtirilen teknik

araçlar kullanılarak tasarlanan KSYS hayata geçirilmiĢ olacaktır.

Teşekkür

Bu makale, Çevre ve Orman Bakanlığı (ÇOB) ile ODTÜ Çevre Mühendisliği Bölümü tarafından

yürütülmekte olan TÜBĠTAK destekli KAMAG 106G008 Nolu proje çalıĢmalarından üretilmiĢtir.

Katkılarından dolayı TÜBĠTAK‘a, ÇOB‘ye ve Bakanlık personeli Orhan Koçhan, Erdoğan IĢık, Saliha

Değirmencioğlu, NeĢe Çehreli, Gülhan Saygılı ve Ercan Gülay‘a teĢekkürlerimizi sunarız.

Kaynaklar

ABD EPA (1994). Guidance for the Data Quality Objectives Process, Office of Research and

Development Washington, D.C. 20460, EPA/600/R-96/055.

EU (2006), Thematic Strategy for Soil Protection, COM231 - Communication from the Commission to

the Council, the European Parliament, the European Economic and Social Committee and the

Committee of the Regions, Brussels.

Girgin, S., Güvener, M., Polat, ġ., Büyüker, B., YetiĢ, Ü., Dilek, F., Aksoy, A. ve Ünlü, K. (2008).

Endüstriyel Kaynaklı KirlenmiĢ Sahaların Yönetimi Ġçin Bilgi Sistemi GeliĢtirilmesi, Ġ.T.Ü. 11.

Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, Ġstanbul.

Ġ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu

11-13 Haziran 2008

Endüstriyel Kaynaklı Kirlenmiş Sahaların Yönetimi İçin Bilgi

Sistemi Geliştirilmesi

Serkan Girgin, M. Güvener, Şener Polat, B. Büyüker, Ülkü Yetiş, F. Dilek, A. Aksoy,

Kahraman Ünlü

Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06531 Ankara.


Öz Endüstriyel alanlarda doğal afetler, kazalar veya kötü iĢletme uygulamaları nedeniyle oluĢan

sızıntı ve döküntüler ile boĢ alanlara bilinçli ve yasa dıĢı olarak yapılan deĢarjlar nedeniyle

toprağın tehlikeli kimyasallar tarafından kirlenmesi önemli bir çevre sorunu oluĢturmaktadır.

Avrupa Birliği ülkeleri dahil olmak üzere, bir çok geliĢmiĢ ülke bu tür kirliliklerin önlenmesi ve

oluĢtuğu durumlarda da uygun Ģekilde temizlenmesi ve bertarafına yönelik yasal mevzuata ve

bu mevzuatları destekleyen yönetim sistemlerine sahiptir. Ülkemizde ise bu konuda ciddi bir

yasal boĢluk bulunmakta, giderek varlıkları ortaya çıkan ve sayıları artan kirlenmiĢ alanların ne

Ģekilde ele alınması gerektiği net olarak ortaya konulamamaktadır. Bu konudaki eksikliğin

giderilmesi amacıyla, endüstriyel kaynaklı kirlenmiĢ sahaların belirlenmesi, kirlilik

durumlarının tespiti ve uygun temizleme yöntemlerinin belirlenmesi için bir çalıĢma

gerçekleĢtirilmektedir. Gerekli yönetmelik ve teknik tebliğlerin hazırlanmasını da içeren

çalıĢmada, yasal mevzuatın uygulanmasını destekleyecek bir bilgi sistemi geliĢtirilmiĢtir. Bu

makalede geliĢtirilen bilgi sisteminin yapısı ve özellikleri ile ilgili bilgi sunulmaktadır.

Anahtar Kelimeler bilgi sistemi; tehlikeli kimyasal; tehlikeli atık; toprak kirliliği

1. Giriş

Endüstriyel tesisler, bir çok tehlikeli maddenin önemli miktarlarda kullanıldığı, ürün ve atık

olarak üretildiği alanlardır. Faaliyet alanlarına bağlı olarak değiĢiklik gösteren bu tehlikeli

maddelerin çoğu zaman tesis içerisinde depolanması veya nakledilmesi gerekmektedir. Gerek

depolama veya nakil koĢullarındaki uygunsuzluklar, gerekse kaza veya doğal afet gibi harici

faktörler sonucunda oluĢan döküntü ve sızıntılar, insan sağlığı ve çevre üzerinde olumsuz

etkilere neden olabilmektedir (Ferguson, 1998). BaĢıboĢ arazilere yapılan kontrolsüz ve

uygunsuz atık bertarafları da benzer sonuçlar doğurmaktadır. Genelde toprak ve yeraltı suyu

kirliliği ile sonuçlanan bu durumlar ile kirlenen alanlar noktasal kaynaklı kirlenmiĢ saha olarak

tanımlanmaktadır (EU, 2006).

Kirlenen veya kirlendiğinden Ģüphe edilen sahaların sistematik bir Ģekilde tespit edilmesi, kayıt

altına alınması, insan sağlığı ve çevre üzerine oluĢturdukları risklerin belirlenmesi, uygun

Ģekilde temizlenmesi ve izlenmesi günümüz koĢullarında bir gerekliliktir. Ancak ülkemizde

gerekli yasal mevzuatın bulunmuyor oluĢu, gerek kirliliğin oluĢmadan önce önlenmesi, gerekse

oluĢtuktan sonra kontrol altına alınması konularında önemli boĢluklara neden olmaktadır. Bu

durum bu tür sahaların sayısının günden güne artmasıyla sonuçlanmaktadır. KirlenmiĢ sahaların

28 S. Girgin, M. Güvener, Ş. Polat ve diğ.

tespiti, hangi yöntemlerle, hangi kriterlere göre, ne dereceye kadar temizlenmesi gerektiğinin

belirlenmesi önemli bir ihtiyaç olarak ortaya çıkmaktadır.

Bu ihtiyacın giderilmesi amacıyla; 1) Noktasal kaynaklı toprak kirliliğinin kontrolüne yönelik,

ülkemiz koĢullarına uygun, Avrupa Birliği gereklerini dikkate alan bir yönetim sistemi

geliĢtirilmesini, 2) GeliĢtirilen sistemin uygulamaya geçmesi için gerekli yönetmeliğin

hazırlanmasını, 3) Saha etüdü, risk değerlendirmesi gibi konularda yönetmeliği tamamlayacak

teknik tebliğlerin hazırlanmasını hedefleyen bir çalıĢma yapılmaktadır (Ünlü ve diğ., 2008). Bu

çalıĢmar kapsamında, veri akıĢını düzenleyecek, kayıt altına alacak, uygulamayı kolaylaĢtıracak

ve karar desteği sağlayacak bir bilgi sistemi geliĢtirilmiĢtir. Bu bildirinin amacı, geliĢtirilen bilgi

sisteminin genel özelliklerini ve tasarım prensiplerini aktarmaktır.

2. Bilgi Sistemi

Bilgi sistemi web tabanlı istemci-sunucu yapısında, farklı seviyelerde ve çok kullanıcıyı

destekleyecek Ģekilde hazırlanmıĢtır (ġekil 1). Temel olarak, hazırlanmakta olan yönetmelik

kapsamında ele alınacak endüstriyel tesislere ve kirlenmiĢ sahalara ait bilgilerin düzenli olarak

kayıt altına alınabilmesini ve kolay bir biçimde değerlendirilebilmesini amaçlamaktadır.

Şekil 1. Bilgi sistemi mimarisi.

Bu amaç doğrultusunda bilgi sistemi; endüstriyel tesisler, kirlenmiĢ sahalar, tehlikeli

kimyasallar ve tehlikeli atıklara yönelik bileĢenler içermektedir. Yönetmelik çalıĢmaları

kapsamında hazırlanan ve detayları Ünlü ve diğ. (2008)‘de sunulan tesis/saha ön durum

raporları ile denetim raporlarının elektronik formları sistemde yer almaktadır. Bu formların

kolay, eksiksiz ve en az hatayla doldurulabilmesini amaçlayan sistem, ayrıca sahip olduğu

değerlendirme ve puanlama sistemleri ile yönetmeliğin gerektirdiği değerlendirmeleri otomatik,

hızlı ve güvenilir bir biçimde yapabilmektedir. Internet tabanlı harita sunucusu bağlantısı ile

sisteme kayıtlı sahaların coğrafi dağılımları elde edilebilmekte ve detaylı uydu görüntüleri ile

sahaların bulundukları çevre incelenebilmektedir.

2.1. Teknik Özellikler

Veri Tabanı

Sunucusu

Web

Sunucusu

Bakanlık

Halk Tesisler

Ġl

MüdürlükleriInternet

Internet Internet

Internet

Harita

Sunucusu

InternetYerel Ağ

Endüstriyel Kaynaklı Kirlenmiş Sahaların Yönetimi İçin Bilgi Sistemi Geliştirilmesi 29

Bilgi sistemi, web tabanlı yazılım geliĢtirmede yaygın olarak kullanılan PHP programlama dili

ile geliĢtirilmiĢtir. Kullanıcı ara yüzü, XHTML üst metin dili ile hazırlanmıĢ ve DOM Level 1

temelli, etkileĢimli JavaScript kodları ile desteklenmiĢtir. Ayrıca, istemci ile sunucu arasında

asenkron bilgi akıĢını sağlamak amacıyla AJAX teknolojisinden faydalanılmıĢtır. Bilgi sistemi,

platformdan bağımsız olarak güncel herhangi bir web tarayıcısı üzerinden kullanılabilmektedir.

Bilgi sistemi, veri tabanı olarak MySQL veri tabanı sistemini kullanmaktadır. Dünya çapında

yaygın olarak kullanılan bir veri tabanı sistemi olan MySQL, kullanım kolaylığı, sahip olduğu

yaygın destek ve Bakanlık tarafından da kullanılıyor olması nedeniyle tercih edilmiĢtir. Veri

tablosu formatı olarak iliĢkisel özelliklere sahip InnoDB formatı kullanılmıĢ, bu sayede tablolar

üzerinde yapılan iĢlemler alt seviyede kontrol altına alınmıĢ ve veri tabanı bütünselliğinin

korunması sağlanmıĢtır. Metin formatı olarak kullanılan evrensel UTF-8 formatı ile veri

tabanındaki bilgilerin sorgulanması ve sıralanması Türkçe dil kurallarına göre sorunsuz bir

biçimde gerçekleĢtirilebilmektedir.

Bilgi sistemine veri giriĢi, XHTML temelli formlar üzerinden yapılmaktadır. Formlarda bulunan

veri alanları, belli türde veri giriĢi yapılabilmesi için sınırlandırılmıĢ olup, olması gerekenden

farklı (örn. sayı yerine metin) veri giriĢi yapılmasına izin vermemektedir. Girilen veriler, kayıt

veya güncelleme için sunucuya gönderilmeden önce istemci tarafında (web tarayıcı üzerinde)

kontrol edilmektedir. Hatalı girilen veya boĢ bırakılan alanlar kullanıcıya bildirilerek

düzeltilmesi istenmektedir. Ġstemci tarafındaki kontrolün ardından sunucuya gönderilen bütün

bilgiler sunucu tarafında da benzer kontrollerden geçirilmektedir. Bu iki aĢamalı kontrol

sayesinde bilgi sistemine geçersiz bilgi giriĢi olasılığı en alt düzeye indirilmiĢtir.

Bilgi sistemi, harita gösterimi amacıyla dünya çapında yaygın olarak kullanılan ve serbest

olarak eriĢilebilen Google Maps sisteminden faydalanmaktadır. Google Maps entegrasyonu

sayesinde ülkemizdeki bir çok yerleĢim alanı ve sanayi bölgesi için, baĢka kaynaklardan elde

edilemeyecek detayda harita ve güncel uydu görüntüsü bilgi sistemi kullanıcılarının hizmetine

sunulmuĢtur. Özel olarak geliĢtirilen dinamik pencere sistemi ile Google Maps haritaları

bulundukları yerden hareket ettirilebilmekte ve boyutlandırılabilmektedir. Haritalar üzerinden

noktasal ve alansal iĢaretleme ve otomatik koordinatlandırma imkanı bulunmaktadır.

2.2. Sistem Özellikleri

Bilgi sistemi, 5 farklı kullanıcı seviyesi içermektedir. Bu seviyeler; 1) Sistem Yöneticisi, 2)

Bakanlık Görevlisi, 3) Ġl Müdürlüğü Görevlisi, 4) Tesis Sorumlusu, 5) Halk Ģeklinde

belirlenmiĢtir. Sistem yöneticisi, bilgi sistemi üzerinde her türlü iĢlem hakkına sahip olup, en üst

düzey kullanıcı kademesinde yer almaktadır. Bakanlık görevlileri, bilgi sistemine endüstriyel

tesis ve saha ekleyebilmekte, kimyasallar tanımlayabilmekte, il müdürlüğü görevlileri ve tesis

sorumluları yaratabilmekte, kendi gerçekleĢtirdikleri denetimlere ait raporları

doldurabilmektedir. Tesisler için tesis sorumluları, sahalar için ise il müdürlükleri tarafından

doldurulan ön bilgi formlarını ve il müdürlükleri tarafından doldurulan denetim raporlarını

onaylama yetkileri bulunmaktadır. Ġl Müdürlüğü görevlileri, bilgi sistemine kendi il sınırları

içerisinde endüstriyel tesis ve saha ekleyebilmekte, kimyasal tanımlayabilmekte, kendi il

sınırları içerisindeki tesisler için tesis sorumluları yaratabilmekte, sahalar için ön bilgi raporu

hazırlayabilmekte, gerçekleĢtirdikleri denetimlere ait raporları doldurabilmektedir. Tesis

sorumluları tarafından doldurulan tesis ön bilgi raporlarını onaylama yetkileri bulunmaktadır.

Tesis sorumluları ise kendi tesislerine ait genel bilgileri güncelleyebilmekte ve tesisleri için ön

bilgi raporlarını doldurabilmektedir.


Bilgi sisteminde kayıtlı endüstriyel tesislere ve sahalara ilgili listeler üzerinden

ulaĢılabilmektedir. Listelerde saha adı, il, ilçe, kirlilik durumu gibi bilgilere göre sorgulamalar

yapabilmek mümkündür. Tesislere ve sahalara ait detaylı bilgilere ise her saha için ayrı ayrı

oluĢturulan bilgi sayfaları üzerinden ulaĢılabilmektedir. Bu sayfalarda tesis ve sahalara ait

bilgilere ek olarak Google Maps entegrasyonu ile sağlanan haritalar da yer almaktadır (ġekil 2).

Şekil 2. Endüstriyel tesis bilgileri.

Bilgi sistemi, tesislerde bulunan veya kirliliğe neden olan tehlikeli kimyasallara ait bilgilerin

sistematik olarak kayıt edilebilmesi için bir kimyasal alt bileĢeni içermektedir. Tehlikeli

Kimyasalların Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) Ek I‘de yer alan bütün tehlikeli kimyasalları

içeren bu bölümde, istendiğinde yeni kimyasallar da eklenebilmektedir (ġekil 3).

Şekil 3. Tehlikeli kimyasallar listesi.


Amaca hizmet edecek Ģekilde basit bir yapıda oluĢturulmuĢ olan kimyasal bölümü temel olarak

kimyasal adı, tanımlayıcı kod numaraları (CAS No, ADR No, TKKY No) ve kimyasal türü

bilgilerini içermektedir. Kimyasal özelliklerine yönelik detaylı bilgiler bilgi sistemine dahil

edilmemiĢtir. Kimyasallara ek olarak Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği (TAKY) Ek

7‘de listelenen tehlikeli atıklar da bilgi sisteminde yer almaktadır. Bu atıklar ile ilgili olarak,

atık sınıfı, atık türü, kod numarası bilgileri ile atığa özgü açıklamalara bilgi sistemi üzerinden

ulaĢılabilmektedir.

2.3. Ön Bilgi ve Denetim Formları

Bilgi sisteminin en önemli bölümü yönetmelik çalıĢmaları kapsamında hazırlanan ön bilgi ve

denetim raporlarına ait formlardır. Ön bilgi formlarının amacı endüstriyel tesisler veya baĢıboĢ

sahalar ile ilgili -değerlendirmenin ileri safhalarında kullanılabilecek- ön bilgileri toplamaktır.

Sahalar için bu bilgiler temel olarak arazilerin kullanımı, yerleĢim alanları, yeraltı ve yüzey su

kaynakları ile toprak koĢulları gibi baĢlıklar içermektedir. Endüstriyel tesislerde bu baĢlıklara ek

olarak kaza bilgileri, tehlikeli kimyasal bilgileri, tehlikeli atık bilgileri, atık su bilgileri gibi

endüstriyel faaliyetlere özgü baĢlıklar bulunmaktadır. Denetim formları ise Ģikayet, kaza, doğal

afet, rutin denetim gibi nedenlerle sahalarda gerçekleĢtirilen denetimlere ait bilgileri

içermektedir. Matbuu formların elektronik kopyaları olan formlar, bilgisayar ortamının

avantajlarından faydalanacak Ģekilde dinamik bir yapıya sahiptir. Bu formlarda ilk aĢamada en

az sayıda soru kullanıcıya sunulmakta, verilen yanıtlara göre sorulması gereken ek sorular

ekrana getirmektedir. Formlarda yer alan sorular mümkün olduğunca çoktan seçmeli hale

getirilmiĢ, yazarak veri giriĢi ihtiyacı en alt düzeye indirilmiĢtir. ġekil 4‘de elektronik ön bilgi

formunun bir bölümü sunulmaktadır. Yer darlığı nedeniyle formun tamamına yer

verilememiĢtir.

Ön bilgi formlarına ve denetim raporlarına saha bilgileri sayfalarından veya kendilerine ait

listelerden üzerinden tesis/saha adı, il, ilçe ve durum bilgilerine göre sorgulama yapılarak

ulaĢılabilmektedir. Durum bilgileri, ön bilgi formları için Ģüpheli saha olup olmadığı; denetim

formları için ise takip gerektirmeyen, ölçüm gerektiren ve takip gerektirebilecek (ikinci aĢama

değerlendirme gerektiren) saha olup olmadığı Ģeklindedir. Bu durumlar ile ilgili detaylı bilgiler

Ünlü ve diğ. (2008)‘de sunulmuĢtur.

Ön bilgi formunda bilgiler sisteme girildikten sonra bilgi sistemi tarafından kontrol edilmekte

ve yönetmelik çalıĢmaları kapsamında geliĢtirilen puanlama sistemine göre puanlaması

yapılmaktadır. Bu puan daha sonra denetim bilgileri ile birlikte kirlilik durumu

değerlendirmesinde kullanılmaktadır. Tesislere ait ön bilgi formları puanlamaya ek olarak bir

kirlilik Ģüphesi olup olmadığına yönelik olarak önceden belirtilen kriterlere göre de

değerlendirilmektedir. Herhangi bir Ģüpheli durumla karĢılaĢılması durumunda tesis Ģüpheli

saha olarak iĢaretlenmektedir.

Ön bilgi formlarına benzer Ģekilde denetim bilgilerinin veri giriĢi tamamlandığında da bilgiler

sistem tarafından otomatik olarak değerlendirilmektedir. Kirlilik durumunun tespiti için yeterli

bilgi bulunması durumunda, bu bilgiler puanlanmakta ve ön bilgi formunda gelen puan ile

birlikte elde edilen toplam puana göre sahanın kirlilik durumu belirlenmektedir. Değerlendirme

sonucunda kirletici türünün veya kirlilik kaynağının belirsiz kalması durumunda ise bir karara

varılabilmesi için çeĢitli ölçümler yapılarak bu belirsizliklerin giderilmesi gerekmektedir. Bu

durumda bilgi sistemi ölçüm bilgilerinin kaydedilmesi için gerekli veri giriĢi imkanlarını

sağlamakta, elde edilen ek bilgileri denetim raporu bilgileri ile birlikte detaylı olarak

sunmaktadır (ġekil 5).


Şekil 4. Ön bilgi formu bilgi giriĢi.

Kirletici madde türünün belirsiz olması durumunda, öncelikle kirleticinin tehlikeli olup

olmadığının belirlenmesi gerekmektedir. Bu durumda kirletici madde atık olarak ele alınmakta

ve TAKY‘ye göre karakterizasyonunun yapılması istenmektedir. Karakterizasyon sonucunda

tehlikeli olduğu tespit edilen maddeler için -baĢka bir belirsizlik olmaması durumunda-

puanlama aĢamasına geçilmektedir. Karakterizasyon yapılamaması durumunda (örn. örnek

almanın mümkün olmadığı durumlar) madde tehlikeli madde olarak kabul edilmektedir.


Şekil 5. Denetim raporu bilgileri.

Denetim sonucunda kirlilik kaynağının belirsiz kalması durumunda ise kirlilik gösterge

parametre ölçümlerini içeren bir kirlilik analizi yapılması gerekmektedir. Bilgi sisteminde bu

iĢlem iki aĢamalı olarak gerçekleĢtirilmektedir. Birinci aĢamada örnekleme yapılması gereken

kirlilik gösterge parametreleri belirlenmektedir. Eğer denetime söz konusu olan alan bir

endüstriyel tesis ise, faaliyet alanına göre belirlenmiĢ ölçüm parametreleri sistemi tarafından

otomatik olarak listelenmektedir. Sahanın ve kirliliğin koĢullarına göre ek parametreler

belirlenmesi veya ölçülmesi gerekli görülmeyen parametrelerin listeden çıkartılması

mümkündür. Ölçülmesi gereken parametreler belirlendikten sonra bilgi sisteminde analiz

sonuçlarının girilebileceği ikinci aĢama aktif hale gelmektedir. Bu aĢamada ölçüm sonuçlarını

içeren belgeler elektronik olarak sisteme yüklenebilmekte, ayrıca her bir ölçüme ait değerler de

ayrı ayrı kaydedilebilmektedir. Ölçüm sonuçları kaydedilirken, ölçüm değerlerine ek olarak

örnekleme yapılan noktaya ait coğrafi koordinatlar, derinlik, örnekleme yapılan medya (toprak,

yeraltı suyu), örnekleme türü (kirlilik, referans) bilgileri istenmekte ve bu bilgiler sistem


tarafından otomatik olarak değerlendirilmektedir. Değerlendirme için ölçüm sonuçları toprak ve

yeraltı suyu olarak iki gruba ayrılmakta, her grup da kendi içerisinde kirlilik ve referans ölçümü

olarak sınıflandırılmaktadır. Her kirlilik parametresi için referans ölçümlerin maksimum

değerleri toprak ve yeraltı suyu için ayrı ayrı hesaplanmakta ve sınır değer olarak

belirlenmektedir. Daha sonra kirlilik ölçümleri bu sınır değerler ile karĢılaĢtırılmaktadır. Ölçüm

değerinin sınır değerin 25 katından büyük olması durumunda doğrudan temizleme, 25 kattan

küçük ancak sınır değerden büyük çıkması durumunda ise takip gerektirir kararı verilmektedir.

Ölçüm değerleri, hesaplanan sınır değerler ve değerlendirme sonucu bir tablo Ģeklinde

sunulmaktadır (ġekil 5).

3. Sonuçlar

Endüstriyel kaynaklı, tehlikeli kimyasal ve atıklar tarafından kirlenmiĢ olan sahalara yönelik

olarak hazırlanmakta olan yönetmelik ve yönetim sistemine destek olması amacıyla, günümüz

koĢullarına uygun, çok kullanıcılı ve uzaktan eriĢimli, haritalama, raporlama ve değerlendirme

özelliklerine sahip bir bilgi sistemi geliĢtirilmiĢtir. Gelinen noktada bilgi sistemi amaca uygun

olarak çalıĢmakta ve tanımlanan görevleri yerine getirebilmektedir. Bundan sonraki aĢamalarda

sistem ve sahip olduğu hesaplama ve değerlendirme mekanizmaları örnek vakalar bazında test

edilecektir. Test süreci sonrasında sistem gerçek hayatta uygulamaya alınması için Çevre ve

Orman Bakanlığı‘na teslim edilecektir.

Teşekkür

Bu makale, Çevre ve Orman Bakanlığı ile ODTÜ Çevre Mühendisliği Bölümü tarafından yürütülmekte

olan TÜBĠTAK destekli KAMAG 106G008 Nolu proje çalıĢmalarından üretilmiĢtir. Katkılarından dolayı

TÜBĠTAK‘a, Çevre ve Orman Bakanlığı‘na ve Bakanlık personeli Orhan Koçhan, Erdoğan IĢık, Saliha

Değirmencioğlu, NeĢe Çehreli, Gülhan Saygılı ve Ercan Gülay‘a teĢekkürlerimizi sunarız.

Kaynaklar

EU (2006), Thematic Strategy for Soil Protection, COM231 - Communication from the Commission to

the Council, the European Parliament, the European Economic and Social Committee and the

Committee of the Regions, Brussels.

Ferguson, C., Darmendrail, D., Freier, K., Jensen, B. K., Jensen, J., Kasamas, H., Urzelai, A. ve Vetger, J.

(1998). Risk Assessment for Contaminated Sites in Europe, Volume 1, Scientific Basis, LQM Press,

Nottingham.

Ünlü, K., Güvener, M., Girgin, S., YetiĢ, Ü., Dilek, F.B., Aksoy, A. Büyüker, B. ve Polat, ġ. (2008).

Endüstriyel Kaynaklı KirlenmiĢ Sahalar için Çevre Yönetim Sistemi, Ġ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme

Kontrolü Sempozyumu, Ġstanbul.

Ġ.T.Ü. 11. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu

11-13 Haziran 2008

Avrupa Birliği IPPC Direktifi Çerçevesinde Bir Tekstil Fabrikasında

Su Kullanımı Performans Değerlendirmesi

A. Merve Kocabaş, Hande Yükseler, Filiz B. Dilek ve Ülkü Yetiş

Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, İnönü Bulvarı, 06531, Ankara.


Öz Avrupa Birliği (AB) üyesi ülkelerde sanayi kuruluĢlarının faaliyetleri ve yol açtıkları kirlenme,

―entegre kirlilik yönetimi‖ yaklaĢımı ile yönetilmekte ve sanayi kuruluĢlarının yol açtıkları kirlenmenin

üretim süreci ile birlikte değerlendirildiği bir ana yaklaĢım benimsenmektedir. Bu çerçevede, üretim

süreçlerinde atık önleyici ve/veya azaltıcı teknikler uygulanarak hava, su ve toprağa yapılan deĢarjların

en aza indirgenmeye çalıĢıldığı bir ana yaklaĢım AB tarafından, 1996 yılında yayınlanmıĢ olan IPPC

(Integrated Pollution Prevention and Control-Entegre Kirlilik Önleme ve Kontrolü) Direktifi

(96/61/EC) ile sağlanmıĢtır. Direktif‘in 1 nolu ekinde listelenen tüm endüstriyel faaliyetler için Mevcut

En Ġyi Teknikleri içeren, BREF (Best Available Techniques Reference Document- Mevcut En Ġyi

Teknikler Referans Dokümanı) Dokümanları AB tarafından hazırlanmaktadır. Bu faaliyetler arasında

yer alan tekstil sanayi, ülkemizin dünyadaki en büyük tekstil ve giyim sanayi üreticilerinden biri olması

sebebiyle Direktif‘e uyum sürecinde ele alınması gereken baĢlıca endüstri sektörlerinden biri olma

özelliğine sahiptir. Bu çalıĢma, IPPC Direktifi kapsamına giren, büyük ölçekte bir tekstil sanayi

kuruluĢunda Direktif‘in tekstil sektörüne ilk örnek uygulama projesi kapsamında, hayata geçirilen BAT

önlemlerinin genel su kullanımı performansına etkilerini detaylı olarak incelemektedir. ÇalıĢma

süresince pilot tesiste uygulamaya konulan BAT önlemleri sonucu fabrika genelinde su kullanımı

yaklaĢık %30 azalmıĢtır.

Anahtar Kelimeler entegre kirlilik yönetimi; IPPC Direktifi; mevcut en iyi teknikler; tekstil sektörü

1. Giriş

Avrupa Birliği (AB) üyesi ülkelerde sanayi kuruluĢlarının faaliyetleri ve yol açtıkları kirlenme,

―entegre kirlilik yönetimi‖ yaklaĢımı ile yönetilmekte ve sanayi kuruluĢlarının sadece deĢarj ya

da emisyonları için limit değerler konularak yol açtıkları kirlenmenin kontrol edilmesi yerine,

kirlenmenin üretim süreci ile birlikte değerlendirildiği bir ana yaklaĢım benimsenmektedir. Bu

çerçevede, üretim süreçlerinde atık önleyici ve/veya azaltıcı teknikler uygulanarak hava, su ve

toprağa yapılan deĢarjların hep birlikte göz önünde bulundurulduğu ve en aza indirgenmeye

çalıĢıldığı bir ana yaklaĢım benimsenmektedir. AB tarafından, 1996 yılında yayınlanmıĢ olan

IPPC (Integrated Pollution Prevention and Control-Entegre Kirlilik Önleme ve Kontrolü)

Direktifi (96/61/EC) bu yönde düzenlemeleri içermekte ve sanayi kuruluĢlarını denetleyen

otoritelerin, bu ana yaklaĢım çerçevesinde tesislere çalıĢma izni vermesini ve tesisleri çevresel

performansları adına denetlemesini gerektirmektedir.

Direktifin en önemli özelliği bir "anlayıĢ değiĢikliği" getiriyor olmasıdır. Direktif, "ürünlerin"

değil "üretim faaliyetleri sürecinde" yaratılan kirliliğin önlenmesine yöneliktir. Diğer bir

deyiĢle, bacada sınır koymak yerine kirliliği kaynağında önleme yaklaĢımına dayalı olarak

hazırlanmıĢtır. Kısaca, üretim faaliyetlerinde yapılabilecek değiĢikliklerle çevresel kirliliği en az

düzeye indirmek ve en az miktarda atık ortaya çıkması bu Direktifin hedefleri arasındadır.

Noktasal kirliliğin azaltılmasını hedefleyen IPPC Direktifi, 1 nolu ekinde listelenen

aktivitelerden kaynaklanan kirlenmenin azaltılmasını ve çevreyi bir bütün olarak ele alacak

36 A. M. Kocabaş, H. Yükseler, F. B. Dilek ve diğ.

yüksek düzeyde korumanın sağlanmasını hedeflemektedir. Direktifte Ek 1 baĢlığı altında ele

alınan 6 temel/ana aktivite (enerji sektörü, metal üretim ve iĢleme sanayi, mineral endüstrisi,

kimya endüstrisi, atık yönetimi ve diğer aktiviteler: kağıt sanayi, tekstil sanayi, mezbahalar,

kümes hayvancılığı, süt üretimi vb.) içine giren tüm sanayi kuruluĢları, AB ülkelerindeki yetkili

otoritelerden izin almak durumundadırlar. KuruluĢlara verilen izinlerin, Direktif‘in 2.

maddesinde yer alan ―Best Available Techniques (BAT)-Mevcut En Ġyi Teknikler‖ kavramına

dayalı olması gerekmektedir. BAT, birçok durumda oldukça radikal çevresel iyileĢtirmeler

gerektirmekte, bu durum kuruluĢlar için oldukça yüksek maliyetlere sebep olmaktadır.

Direktif‘in 1 nolu ekinde listelenen tüm endüstriyel faaliyetler için Mevcut En Ġyi Teknikleri

içeren ve BREF (Best Available Techniques Reference Document- Mevcut En Ġyi Teknikler

Referans Dokümanı) olarak adlandırılan kapsamlı dokümanlar AB tarafından hazırlanmakta ve

belirli sürelerle güncellenmektedir. Dolayısıyla, ―Mevcut En Ġyi Teknikler‖ yenilenmekte ve

teknolojik geliĢime göre zamanla değiĢebilmektedir.

IPPC Direktifi, AB üyesi ülkelerde yeni kurulacak olan tüm sanayi tesisleri için 30 Ekim 1999

tarihinden itibaren geçerli olurken, mevcut tesisler için 15 Ekim 2007 tarihine kadar bir uyum

süreci tanınmıĢtır. Ekim 2007 tarihi itibariyle AB‘de faaliyet gösteren tüm sanayi kuruluĢlarının

faaliyetlerine devam edebilmeleri için IPPC çalıĢma iznine sahip olmaları gerekmektedir.

Bunun yanı sıra, AB'ye üye ülkelere ihracat yapan üye olmayan ülkelerdeki sanayi

kuruluĢlarının da IPPC Direktifi'nin ana felsefesi doğrultusunda ve bununla uyum içerisinde

üretim yapmaları da beklenebilecektir. Ülkemizde, AB Çevre Müktesebatı'na uyum kapsamında

Aralık 2008'de "Entegre Kirlilik Önleme ve Kontrolü Yönetmeliği"nin yayınlanması

hedeflenmektedir (DPT, 2008).

IPPC Direktifi kapsamında ―diğer aktiviteler‖ baĢlığı altında yer alan tekstil sanayi, ülkemizin

dünyadaki en büyük tekstil ve giyim sanayi üreticilerinden biri olması sebebiyle Direktife uyum

sürecinde ele alınması gereken baĢlıca endüstri sektörlerinden biri olma özelliğine sahiptir. Ek

olarak, ülkemizin, tekstil ve giyim sanayi ihracatının önemli bir kısmını (yaklaĢık üçte ikisi)

AB‘ye üye ülkelere gerçekleĢtirdiği düĢünüldüğünde, tekstil sektörünün Direktife uyum

açısından önemi açıkça görülmektedir.

Su yoğun bir sektör olması sebebiyle, su kullanımının azaltılması, teknik ve ekonomik açıdan

uygulanabilir olduğu sürece üretilen atıksuların üretim süreçlerinde geri kullanılması, tekstil

sektörü için vazgeçilmez unsurların baĢında gelmektedir. Bu çalıĢmada, IPPC Direktifi ve

BREF Tekstil Dokümanı‘nın pilot ölçek uygulaması kapsamında, büyük ölçekte bir tekstil

kuruluĢunda su kullanımı performansı değerlendirilmektedir.

2. Pilot Tesis

IPPC Direktifinin tekstil sektörüne ilk örnek uygulamasının yapıldığı pilot tesiste yıllık ortalama

20 bin metre ring iplik üretimi ve 45 milyon metre denim kumaĢ üretimi yapılmaktadır.

Fabrikada su tüketiminin en yoğun olduğu prosesler boyama, terbiye ve haĢıl prosesleridir.

Fabrikanın su ihtiyacı kuyulardan karĢılanmakta olup, çekilen suyun birkısmı doğrudan

fabrikaya yollanırken, birkısmı da su yumuĢatma tesisinde iĢlem gördükten sonra üretim

süreçlerinde kullanılmaktadır. Sert su genel olarak temizlik iĢleri için kullanılırken, tüm üretim

süreçlerinde yumuĢak su kullanılmaktadır. Boyama ve terbiye prosesleri kuyulardan çekilen

suyun yaklaĢık %50‘sinin tüketildiği ve fabrikadaki atıksuyun %80'inin üretildiği proseslerdir.

HaĢıl prosesinin kesikli olması ve su ihtiyacının boyama ve terbiye proseslerine göre daha az

olması sebebiyle, üretilen atıksu miktarı da diğer yaĢ proseslere göre daha azdır. Fabrikadaki

genel su tüketimi ġekil 1‘de özetlenmektedir.

Avrupa Birliği IPPC Direktifi Çerçevesinde Bir Tekstil Fabrikasında Su Kullanımı Performans

Değerlendirmesi

37

Proje öncesinde tesiste günlük su tüketimi 6000-7000 ton mertebesinde iken proje süresince

genel su tüketimi 5000 ton/gün değerinin altına düĢmüĢtür.

3. Bulgular

3.1. Genel Su Tüketimi

Pilot uygulamanın gerçekleĢtirildiği fabrikada, öncelikle, üretim prosesleri detaylı olarak

incelenmiĢ ve uygulanabilir BAT önlemleri fabrika yetkilileri ile birlikte belirlenmiĢtir. Su

tüketiminin azaltılmasına yönelik olarak alınan BAT önlemlerinin yanı sıra BREF Tekstil

Dokümanında yer almayan ancak fabrikanın mevcut koĢulları altında su tüketimini azaltıcı

teknik olarak uygulanabilir tedbirler de alınmıĢtır. Fabrika genelinde toplam su tüketiminin

yıllara göre dağlımı Tablo 1‘de verilmektedir. Tablo 1‘den de görüleceği üzere, 2005 yılında

proje baĢlangıcı itibariyle toplam su tüketiminde devamlı bir azalma eğilimi sözkonusudur.

Tablo 1. Genel su tüketimi

Yıl Toplam Su Tüketimi

(ton/gün)

Spesifik Su Tüketimi

(L/kg kumaş)

2002 6903 106

2003 6089 101

2004 7419 90

2005* 6070 78

2006 4813 71

2007 4845 55 * Proje baĢlangıcı

Proje baĢlangıcından önce 6000-7000 ton/gün mertebesinde olan genel su tüketimi, pilot tesiste

alınan önlemler sonucu 5000 ton/gün‘ün altına düĢmüĢtür. Daha da önemlisi, üretilen metre

kumaĢ baĢına tüketilen su değerlerine bakıldığında, Tablo 1‘den de görüleceği gibi spesifik su

tüketiminde %30‘luk bir azalma sözkonusudur. Bu azalmaya sebep olan ve pilot tesiste hayata

geçirilen BAT önlemleri aĢağıda sıralanmaktadır:

Boyama ve terbiye proseslerinde debimetrelerin takılması: Boyama ve terbiye

proseslerinde makinalar üzerine debimetrelerin takılması, bu makinalarda ve

proseslerde su tüketimi kontrolünü sağlamaktadır. Bunun yanında, su tüketiminin farklı

dönemler için (günlük, aylık, yıllık) kayıt altına alınması, su tüketimini azaltma

amacıyla yapılan iyileĢtirmeleri de gözlemleme ve izleme imkanı sağlamaktadır.

Ters yıkama prensibinin uygulanması: Boyama ve terbiye proseslerinde bazı

makinalarda en son yıkama teknelerinin diğer teknelere göre daha az kirlenmiĢ suyu

eğer uygunsa diğer döngülerde yeniden kullanılması, toplam tüketilen suyun azalmasını

sağlamaktadır.

Ters ozmoz prosesi atıksularının yeniden kullanılması: Ters ozmozdan çıkan

atıksuların, temizlik amacı ile tuvaletlerde vb. yerlerde kullanılması temizlik amacı ile

tüketilen su miktarını azaltmıĢtır. Ayrıca, temizlik için gerekli suyun kuyulardan

çekilmeyeceği düĢünülürse, bu uygulama suyun pompajı için harcamaları da

düĢürmektedir.

İyon değiştirici durulama sularının azaltılması: Ġyon değiĢtiricilerin durulanması için

tüketilen su miktarının azaltılması kuyulardan çekilen toplam su miktarını azaltmıĢtır.


Kompresör soğutma sularının proseslerde kullanılması: Kompresörleri soğutmak

amacıyla kullanılan yumuĢak suların prosese geri çevrilerek kullanılması, fabrikada

toplam tüketilen su miktarını azaltmıĢtır.

Şekil 1. Pilot tesiste genel su tüketimi

Fabrika genelinde alınan tedbirlerin proje baĢlangıcından itibaren genel su kullanımı

performansına etkileri detaylı olarak yaĢ prosesler bazında incelenmiĢtir. Tablo 2‘den de

görüldüğü üzere, boyama ve terbiye proseslerinde tüketilen su miktarı, fabrikada tüketilen

toplam suyun nerdeyse %50‘sini oluĢturmaktadır. Bu duruma istinaden, boyama ve terbiye

prosesleri üzerinde yoğunlaĢılmıĢtır.

Boyama

Pamuk

İplik Üretimi

Haşıl

Dokuma

Terbiye

Ürün

İyon Değiştirici

Ters Ozmoz

Kuyular

5000-7000 ton/gün

Kojenerasyon

Tesisi ve Kazan

Dairesi

3000-4200

ton/gün

1200-1600

ton/gün

1800-2600

ton/gün

1000-1400

ton/gün

100-140

ton/gün

1500-2500

ton/gün

1140

ton/gün

110

ton/gün

2000

ton/gün

200 ton/gün

2000-2800

ton/gün

1000-1400

ton/gün

Diğer

Klimalar

Kompresörler

Yemekhane

Sulama

Lojmanlar

1000-1400

ton/gün


Değerlendirmesi

39

Tablo 2. YaĢ proseslerde su tüketimi

Üretim süreçleri 2005 2006 2007 Ortalama

Ton % Ton % Ton % Ton %

Haşıl 45,712 2.1 51,199 2.9 67,769 3.9 55,893 2.9

Boyama 419,288 19.2 459,850 26.5 367,359 21.1 415,499 22.0

Terbiye 653,758 30 430,044 24.8 453,303 26.0 512,368 27.1

Toplam (ton/gün) 6,070 4,813 4,845 5,243

3.2. Boyama Prosesi

Boyama prosesi, Tablo 2‘den de görüldüğü gibi, suyun en çok tüketildiği üretim süreçlerinden

birisidir. Birçok adımdan oluĢan boyama sürecinde, en yoğun su tüketimi yıkama iĢlemlerinde

gerçekleĢmektedir. Boyama prosesinde su tüketimini incelemek için, toplam tüketilen su

miktarı, boyanan iplik miktarları ve % boyama değerleri aylık bazda incelenmiĢtir. ġekil 2‘de de

görüldüğü gibi, boyama sürecinde alınan BAT önlemleri (debimetrelerin takılması, ters yıkama

prensibinin uygulanması) spesifik su tüketiminde etkili olmuĢtur. 2006 yılında aylık ortalama

1.2 milyon kg çözgü boyanırken, 2007 yılında 1.5 milyon kg çözgü boyanmıĢtır. ġekil 2‘de

dikkati çeken diğer bir husus ise yüzde boyama değerinin 2006 yılından 2007 yılına artıĢ

göstermesidir. Yüzde boyama değerinin artıĢı daha koyu renkte boyamaların yapıldığının

göstergesidir. Bu değerin artması ile daha koyu renkler boyanacağı için daha fazla su kullanımı

beklenirken, toplam su tüketiminde düĢüĢ gözlemlenmiĢtir. Böylelikle, spesifik su tüketimi

27 L/kg çözgü'den 21 L/kg çözgü'ye düĢerek, boyama prosesi su tüketiminde %22'lik bir düĢüĢ

sağlanmıĢtır.

3.3. Terbiye Prosesi

Pilot tesiste suyun yoğun olarak tüketildiği diğer bir proses ise terbiye prosesidir. Terbiye

prosesinde kimyasal iĢlem ve yıkama iĢlemlerinin gerçekleĢtirilmesi çok yüksek miktarlarda su

tüketimine yol açmaktadır. Dokunan kumaĢlara nihai özelliklerinin verildiği terbiye prosesinde

ıslak üretim yapan toplam 8 makina mevcuttur. Ġstenilen kumaĢ özelliklerine göre her makina

her terbiye iĢlemine tabi tutulmadığından, her makinanın tükettiği su miktarı da farklılık

göstermektedir. Proje süresince terbiye prosesinde genel su tüketimi eğilimi ve iĢlem gören

kumaĢ miktarları aylık bazda incelenmiĢtir. ġekil 3‘ten de görüldüğü gibi, terbiye prosesinde

alınan BAT önlemleri (debimetrelerin takılması, ters yıkama prensibinin uygulanması) spesifik

su tüketiminin azalmasında etkili olmuĢtur. 2006 yılında aylık ortalama 2,056,414 kilogram

kumaĢ iĢlem görürken, 2007 yılında 2,659,128 kilogram kumaĢ terbiyelenmiĢtir. Böylelikle,

spesifik su tüketimi 16.8 L/kg kumaĢ'tan 14.2 L/kg kumaĢ'a düĢerek, terbiye sürecinin su

tüketiminde %16'lık bir düĢüĢ sağlanmıĢtır.


Oca

k'06

Şubat

'06

Mar

t'06

Nisan

'06

May

ı s'06

Haz

iran'06

Temm

uz'06

Ağu

stos

'06

Eylül

'06

Ekim

'06

Kas

ı m'06

Ara

lık'06

Oca

k'07

Şubat

'07

Mar

t'07

Nisan

'07

May

ı s'07

Haz

iran'07

Temm

uz'07

Ağu

stos

'07

Eylül

'07

Ekim

'07

Kas

ı m'07

Ara

lık'07

Spes

ifik

Su

Tü

ket

imi

L/k

g ç

özg

ü)

0

10

20

30

40

% B

oyam

a

0

5

10

15

20

25

Spesifik Su Tüketimi

% Boyama

Şekil 2. Boyama prosesinde aylık bazda spesifik su tüketimi

Oca

k'06

Şubat

'06

Mar

t'06

Nisan

'06

May

ı s'06

Haz

iran'06

Temm

uz'06

Ağu

stos

'06

Eylül

'06

Ekim

'06

Kas

ı m'06

Ara

lık'06

Oca

k'07

Şubat

'07

Mar

t'07

Nisan

'07

May

ı s'07

Haz

iran'07

Temm

uz'07

Ağu

stos

'07

Eylül

'07

Ekim

'07

Kas

ı m'07

Ara

lık'07

Sp

esif

ik S

u T

ük

etim

i (L

/kg

ku

maş

)

0

2

4

6

8

10

12

Ku

maş

(kg

)

0

2e+6

4e+6

6e+6

8e+6

Şekil 3. Terbiye prosesinde aylık bazda spesifik su tüketimi


Değerlendirmesi

41

4. Sonuçlar

Bu çalıĢma, büyük ölçekli bir tekstil kuruluĢunda yapılan IPPC Direktifi uygulaması

kapsamında alınan BAT önlemlerinin genel su tüketimi performansına etkilerini incelemiĢtir.

Hayata geçirilen BAT önlemleri sonucu spesifik su tüketimi:

boyama prosesinde %22,

terbiye prosesinde %16,

fabrika genelinde %30

azalmıĢtır.

Teşekkür

Bu çalıĢma, TÜBĠTAK tarafından desteklenmiĢ olan 105Y088 numaralı ―Tekstil Sektöründe

Avrupa Birliği IPPC Direktifi ile Uyum ÇalıĢmaları: BAT Uygulamaları‖ projesi kapsamında

yürütülmüĢtür.

Kaynaklar

Devlet Planlama TeĢkilatı - DPT (2008). 2008 Yılı Programı, Ankara.

European Comission (2003). Integrated Pollution Prevention and Control, Reference Document on Best

Available Techniques for the Textiles Industry.


11-13 Haziran 2008

Çimento Üretiminin Yaşam Döngüsü Analizi

Zerrin Çokaygil, Aysun Özkan, Müfide Banar

Anadolu Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, İki Eylül Kampusü, 26555, Eskişehir.

E-posta: [email protected], [email protected], [email protected]

Öz Çimento, Dünya‘da ve ülkemizde en yaygın olarak kullanılan yapı malzemesidir. Türk

çimento sektörü üretim açısından Dünya‘da yedinci, Avrupa‘da ise ikinci sırada gelmekte olup,

ülkemizde yılda yaklaĢık 60 milyon ton çimento üretilmektedir. Çimento üretiminde enerjinin

fosil yakıtlardan elde edilmesine bağlı olarak baca gazında baĢta CO2 olmak üzere, CO, SO2,

NOX, PM10 emisyonları açığa çıkmakta döner fırının yanı sıra hammaddelerin elde edilmesi,

klinkerin öğütülmesi, son ürünün paketlenmesi ve yüklenmesi esnasında da hava kirletici

emisyonlar oluĢmaktadır. Dünya genelinde antropojenik kökenli CO2 emisyonlarının %5‘i

çimento sektöründen kaynaklanmaktadır. Bu noktada, ürünün hammadde eldesinden, oluĢacak

atıkların bertarafına kadar olan yaĢam döngüsünde, çevresel etkilerinin bilinmesi gerekmekte,

bu ise YaĢam Döngüsü Değerlendirmesi (Life Cycle Assessment, LCA) yöntemi kullanılarak

yapılabilmektedir. Bu çalıĢmada, kuru sistemle üretilen 1 ton çimentonun, hammadde eldesi ve

çimento üretimini içeren yaĢam döngüsü boyunca, olası çevresel etkileri, lisanslı bir LCA

yazılımı olan SimaPro 7 ile belirlenmiĢtir. Üretim için gerekli hammadde ve enerji ihtiyacı ile

üretim sonucu oluĢan emisyonlara iliĢkin veriler, programın veri tabanından, literatürden ve

çimento üreticilerinden sağlanmıĢtır. Envanter sonuçlarının değerlendirmesi CML 2 baseline

2000 yöntemi kullanılarak; abiyotik kaynakların tükenmesi, küresel ısınma, insanlar üzerine

olan toksik etkiler, asidifikasyon ve ötrofikasyon parametreleri açısından yapılmıĢtır.

Değerlendirmede, ağırlıklı etkinin klinker üretiminden kaynaklandığı görülmektedir. Klinkerin

üretimi aĢamasında da yakıt olarak kullanılan kömür nedeniyle abiyotik kaynakların tükenmesi

ve küresel ısınma; açığa çıkan SO2 ve NO2 nedeniyle de insanlar üzerine olan toksisite,

asidifikasyon ve ötrofikasyon etkileri oluĢmaktadır.

Anahtar Kelimeler Çimento; LCA; SimaPro7; CML 2 baseline 2000

Sembol/Notasyon

LCA : Life Cycle Assessment (YaĢam Döngüsü Değerlendirmesi)

Sb : Antimon

1,4 DB : 1,4 diklorobenzen

PAH : Çok halkalı aromatik hidrokarbonlar

1. Giriş

Çimento üretimi tüm endüstriyel üretim prosesleri içerisinde enerjiye en çok ihtiyacı olan

proseslerden birisidir. Hammaddelerin eldesi ve taĢınması için gerekli yakıt kullanımı da dahil,

her bir ton çimento için yaklaĢık 6330 MJ enerji gereklidir.

Bu denli yoğun bir enerji kullanımı olan çimento sektörü, tüm Dünyada olduğu gibi ülkemizde

de çevresel çalıĢmalara oldukça fazla önem vermektedir. O nedenle, Türkiye Çimento

Müstahsilleri Birliği (TÇMB) ile Çevre ve Orman Bakanlığı arasında, 1993 yılında ―Çimento

Sanayi Çevre Deklarasyonu‖ imzalanmıĢ ve çimento sanayicileri bu deklarasyonla, emisyon

değerlerini yasal sınır değerlerden daha düĢük düzeye indirmeyi taahhüt etmiĢlerdir. Böylece,



44 Z. Çokaygil, A. Özkan, M. Banar

TÇMB üyesi tesislerde çevresel açıdan önemli çalıĢmalar baĢlatılmıĢtır. Deklarasyondan sonra

elde edilen olumlu geliĢmeler sonucunda 2004 yılında, ―II. Çimento Sanayi Çevre

Deklarasyonu‖ imzalanmıĢ ve ilgili yasal mevzuata ilave olarak, gaz ve toz emisyonları,

gürültü, çevresel izleme kayıtları ve elektrofiltrelerin çalıĢtırılma esasları konusunda da TÇMB

üyesi tesislere sorumluluklar getirilmiĢtir. Bu deklarasyonu takiben, ―Alternatif Yakıt ĠĢbirliği

Protokolü‖ hazırlanarak 2004 yılında kabul edilmiĢtir. Bu protokolle, çimento fabrikalarında

yüksek fosil yakıt tüketimini azaltmak için, atıklardan yakıt eldesine yönelik çalıĢmalar

baĢlamıĢtır. Türk çimento sektörünün çevre açısından yaptığı bu çalıĢmalar, Avrupa Birliği

çevre direktifleriyle de paralellik göstermekte olup, Avrupa Birliği‘ne üye ülkelerdeki rekabet

ortamında yer alınması açısından önemlidir.

Bu çalıĢmada, kuru sistemle üretilen 1 ton çimentonun, hammadde eldesi ve çimento üretimini

içeren yaĢam döngüsü boyunca, olası çevresel etkileri, lisanslı bir LCA yazılımı olan SimaPro 7

ile belirlenmiĢtir. Üretim için gerekli hammadde ve enerji ihtiyacı ile üretim sonucu oluĢan

emisyonlara iliĢkin veriler, programın veri tabanından, literatürden ve çimento üreticilerinden

sağlanmıĢtır. Envanter sonuçlarının değerlendirmesi CML 2 baseline 2000 yöntemi

kullanılarak; abiyotik kaynakların tükenmesi, küresel ısınma, insanlar üzerine olan toksik

etkiler, asidifikasyon ve ötrofikasyon parametreleri açısından yapılmıĢtır. LCA yöntemi ile elde

edilen bu çalıĢma sonuçlarının çimento sektörüne, temiz üretim açısından önemli açılımlar

kazandıracağı düĢünülmektedir.

1.1. Çimento Üretimi

Çimento, gerek hacim gerek maliyet açısından dünya genelinde en fazla kullanılan yapı

malzemesidir. Çimento üretimi, hammaddelerin öğütülmesi, klinkerin üretilmesi ve üretilen

klinkere katkı maddelerinin ilavesiyle çimentonun oluĢturulması olmak üzere üç aĢamada

gerçekleĢtirilir (ġekil 1).

Kalker (%75-80) ve kil (%20-25) klinker üretiminin ana hammaddeleridir. Değirmende

öğütülen bu hammaddeler döner bir fırına beslenir. Fırın yavaĢça dönerken, yakıt ve hava

ilavesi ile 1400 - 1500° C‘ye çıkan sıcaklıkta, hammaddeler fiziksel ve kimyasal değiĢimlere

uğrarlar. Bu değiĢimlerden en önemlisi, kimyasal bir reaksiyon olan ve yüksek sıcaklıkta

kalkerin kirece dönüĢmesiyle CO2 gazının çıktığı kalsinasyon ( 2

ısı CaCO3 COCaO )

iĢlemidir. Döner fırında meydana gelen reaksiyonlar sonucunda elde edilen klinker soğutularak,

üretilecek çimento türüne göre katkı maddeleri (alçı, tras, vb.) ilavesiyle değirmende öğütülür

ve çimento elde edilmiĢ olur (IPPC, 2007).

1.2. YaĢam Döngüsü Analizi

Ülkemiz için oldukça yeni bir teknik olan LCA sistemi, çevre yönetim sistemleriyle bağlantılı

olarak, bir eylemin tüm çevresel boyutlarını; hammaddenin doğadan eldesinden, tüm atıklar

tekrar doğaya dönene kadar değerlendiren bir sistemdir (ġekil 2). Bu değerlendirme, ürünün

iĢlenmesinde olduğu kadar enerji de dahil olmak üzere hammaddenin üretilmesi, kullanılması

ve atıkların nihai bertarafı sırasında havaya, suya ve toprağa olan tüm etkileri içerir. LCA‘lar

uluslararası anlamda özellikle yeni ürün geliĢtirme, stratejik planlama, proses seçimi ve

modifikasyonu gibi pek çok sahada kullanılmaktadır. Bu kapsamda LCA, ISO 14000 Çevre

Yönetim Sistemleri içerisinde, ISO14040 serisini (14040, 14041, 14042, 14043) oluĢturmakta

ve ülkemizde TSE tarafından hazırlanan TS EN ISO 14040 Hayat Boyu Değerlendirme serisi

altında ele alınmaktadır (Çokaygil, 2005).

Çimento Üretiminin Yaşam Döngüsü Analizi 45

Hammadde

hazırlama

Hammaddenin

öğütülmesi

Klinkerin

üretilmesi

Çimentonun

hazırlanması

Yakıt

Çimento katkı

maddeleri

ÇĠMENTO

Şekil 1. Çimento üretiminin aĢamaları

Şekil 2. LCA‘nın aĢamaları

2. Metodoloji

2.1. Hedef Ve Kapsam

Bu çalıĢmada, kuru sistemle üretilen 1 ton çimentonun, hammadde eldesi ve çimento üretimini

içeren yaĢam döngüsü boyunca olası çevresel etkilerinin belirlenmesi hedeflenmiĢtir. Bu hedef

doğrultusunda ele alınacak sistemin sınırları, elde edilen veriler ile hesaplanmıĢ olan kütle

denkliği Ģeklinde verilmiĢtir.


2.2. YaĢam Döngüsü Envanteri - Çimento Üretiminin Kütle Denkliği

YaĢam Döngüsü çalıĢmasının en önemli kısmını oluĢturan bu aĢamada literatürden ve çimento

üreticisi bir firmadan elde edilen veriler ıĢığında bir kütle denkliği kurulmuĢtur (ġekil 2). Kütle

denkliğinde baz olarak 1 ton çimento ve 800 kg klinker dikkate alınmıĢtır (IPPC, 2007).

Yakma

(kuru proses)

1357,7 kg

hammadde

167,6 kg kömür

583,1 kg hava

CO2 666 kg

SO2 6 kg

PM 115 kg

NO2 23 kg

H2O 51 kg

N2 446 kg

800 kg klinkerÇimento

değirmeni

200 kg katkı

maddesi

1000 kg çimento

Elektrostatik

toz filtresiPM 1,15 kg

Şekil 3. Çimento üretiminin kütle denkliği

2.2.1. Hammadde kullanımı

Çimento üretiminde hammaddenin büyük miktarı klinker üretiminde kullanılmaktadır. Bu

çalıĢmada, klinker üretiminde sadece kalker ve kil, çimento üretiminde de klinker ve alçı

kullanıldığı düĢünülmüĢtür. Kalker ve kil kullanımına dair veriler sırasıyla Tablo 1‘de

verilmiĢtir. Tabloda verilen değerlerden hesaplanan ortalama değerler 800 kg klinker için

1000,2 kg kalker ve 357,5 kg kil olarak hesaplanmıĢtır. Çimento üretiminde klinkere katkı

maddesi olarak 200 kg alçı eklendiği düĢünülmüĢtür.

Tablo 1. 1 ton klinker üretimi için gerekli hammadde miktarı Ref. No. Kalker (kg/ton klinker) Referans

1 1056 Çimento üreticisi firma (2007)

2 1280 DPT (1996)

3 1430,8 http-1

4 1437,5 Josa ve diğ. (2004)

5 1047 IPPC (2007)

Ortalama 1250,3

Ref. No. Kil (kg/ton klinker) Referans

1 512 Çimento üreticisi firma (2007)

2 320 DPT (1996)

3 432,5 Josa ve diğ. (2004)

4 523 IPPC (2007)

Ortalama 446,9

2.2.2. Yakıt kullanımı

Klinker üretimi için gerekli olan ortalama enerji miktarı literatür verileri kullanılarak

hesaplanmıĢtır (Tablo 2). Kullanılan yakıtın, 5000 kcal/kg ısıl değere sahip linyit kömürü


olduğu düĢünülmüĢ ve 800 kg klinker üretimi için gerekli olan linyit miktarı ise Tablo 2‘de

bulunan ortalama enerji değeri kullanılarak 167,6 kg olarak bulunmuĢtur.

Tablo 2. 1 ton klinker üretimi için fosil yakıtlardan sağlanan enerji miktarı Ref. No. Enerji (MJ/ton klinker) Referans

1 4350 (3200-5500)a CEMBUREAU (1997)

2 5780 http-2

3 3558,5 (3140-3977)a http-3

4 5387,5b Josa ve diğ. (2004)

5 4055,6 c Çimento üreticisi firma (2007)

6 3866,5d DPT (1996)

7 3650 (3100-4200)a IPPC (2007)

Ortalama 4378,3 a Referansta verilen değer aralığı

b 4,31 MJ/kg çimento olarak verilmiĢtir.

c Linyit ve doğal gazın birlikte kullanıldığı durum ele alınmıĢtır.

d 185 kg kömür/ton klinker ve 5000 kcal/kg kömür olarak verilmiĢtir.

2.2.3. Elektrik enerjisi tüketimi

1 ton çimento üretimi için gerekli elektrik enerjisi 111,7 kWh olarak literatür verilerinin

ortalamasından bulunmuĢtur (Tablo 3).

Tablo 3. 1 ton çimento üretimi için gerekli elektrik enerjisi miktarı Ref. No. Elektrik enerjisi (kWh/ton çimento) Referans

1 105 (90-120)a CEMBUREAU (1997)

2 96,78 Çimento üreticisi firma (2007)

3 110 DPT (1996)

4 120 (90-150)a IPPC (2007)

Ortalama 111,7 a Referansta verilen değer aralığı

2.2.4. Hava kullanımı

800 kg klinker üretimi için döner fırına yakıt ile beslenecek olan hava miktarı, linyitin kimyasal

bileĢimi (Tablo 4) kullanılarak ve %10 fazla hava verildiği düĢünülerek hesaplanmıĢtır.

Hesaplamada havanın kütlece %23 O2 ve % 77 N2‘den oluĢtuğu düĢünülmüĢ ve gerekli hava

miktarı 638,6 kg olarak bulunmuĢtur.

Tablo 4. Linyitin kimyasal bileĢimi (Onay ve diğ., 2007) Element % (Ağırlıkça)

C 36,8

H 3,4

N 1,1

S 1,8

O 56,9

Toplam 100

http://www.buildinggreen.com/


2.2.5. Baca gazı emisyonları

Klinker üretiminde açığa çıkan baca gazı emisyonları, hava kirletici gazlar olan CO2, NOx, SO2,

PM; yakıtın yanmasından meydana gelen H2O ve havanın kendisinden gelen O2 ve N2 olarak ele

alınmıĢtır. Hesaplanan baca gazı emisyon değerleri Tablo 5‘de verilmiĢtir. Tabloda verilen CO2

emisyonlarının %34‘ü yanma kaynaklı, % 66‘sı ise kalsinasyon kaynaklı olarak bulunmuĢtur.

NOx emisyonlarının tamamı NO2 olarak ele alınmıĢ, bunun % 25,8‘i yakıt kaynaklı, geri kalanı

ise termal kaynaklı olarak bulunmuĢtur. PM madde emisyonları ise kütle denkliğinde giren ve

çıkan miktarlar arasındaki farktan hesaplanmıĢtır. ÇalıĢmada, partikül madde emisyonlarının %

99 verimle çalıĢan elektrostatik toz filtresi ile tutulduğu düĢünülmüĢtür.

Tablo 5. 1 ton klinker üretiminden kaynaklanan bacı gazı emisyonları Baca gazı bileşeni Miktarı (kg/800 kg klinker)

CO2 665,93

SO2 6,03

NO2 23,58

H2O 51,28

PM 1,15a

N2 446,31 a % 99 verimle çalıĢan elekrostatik filtreden sonra atmosfere verilen miktar

2.2.6. Atıksu ve Katı Atık

Bu çalıĢmada kuru sistemle çimento üretimi esas alındığından, üretim kaynaklı atıksu

oluĢmadığı düĢünülmüĢtür. Evsel atıksu üretimi ise çalıĢmaya dahil edilmemiĢtir. Çimento

prosesinde üretim sonucu katı atık oluĢmadığı düĢünülmüĢ, evsel katı atık oluĢumu ise

çalıĢmaya dahil edilmemiĢtir.

2.3. YaĢam Döngüsü Etki Değerlendirmesi

Envanter sonuçlarının değerlendirmesi SimaPro 7 yazılımının bünyesinde bulunan CML 2

baseline 2000 yöntemi kullanılarak; etki indikatörleri olan abiyotik kaynakların tükenmesi,

küresel ısınma, insanlar üzerine olan toksik etkiler, fotokimyasal oksidasyon, asidifikasyon ve

ötrofikasyon parametreleri açısından yapılmıĢtır. Değerlendirme sonuçları grafiklerle yüzde

değer olarak verilmiĢtir. Çimento üretimi, klinkerin üretilmesi ve tüketilen elektrik enerjisinin

üretimi olmak üzere iki alt proseste ele alınmıĢ, bu iki üretim aĢamasından kaynaklanan çevresel

etkiler değerlendirilmiĢtir.

2.3.1. Abiyotik kaynakların tükenmesi

―Abiyotik kaynakların tükenmesi‖ etki indikatörü, hammadde tüketimini ele almakta olup,

birimi ―kg Sb eĢdeğeri‖ olarak verilmektedir. Çimento üretiminde toplam hammadde tüketimine

bakıldığında; klinker üretiminin %84, üretimde kullanılan elektrik enerjisini üretmek için

hammadde tüketiminin ise %16‘lık paya sahip olduğu görülmüĢtür. Her iki üretimde de kömür

en yüksek tüketim değerine sahiptir (ġekil 4a).

2.3.2. Küresel ısınma

CML 2 baseline 2000 yönteminde ―küresel ısınma etkisi‖ ―kg CO2 eĢdeğeri‖ olarak

verilmektedir. Klinkerin ve elektrik enerjisi üretiminin küresel ısınma potansiyeline katkıları

ġekil 4b‘de yüzde değer olarak verilmiĢtir. Bu Ģekil incelendiğinde; küresel ısınma

potansiyeline katkının ağırlıklı olarak CO2 emisyonlarından kaynaklandığı görülmektedir.


Klinker ve elektrik enerjisi üretimlerinin küresel ısınma potansiyeline katkısı ise sırasıyla %89

ve %11 oranında olmaktadır.

2.3.3. Ġnsanlar üzerine olan toksik etki

―Ġnsanlar üzerine olan toksik etki‖ ―kg 1,4 DB eĢdeğeri‖ olarak verilmektedir. Çimento

üretiminin neden olduğu toksik etki %83 klinker üretiminden, % 17 elektrik üretiminden

kaynaklanmaktadır (ġekil 4c). Bu etkiye, klinkerin üretilmesinde açığa çıkan NO2 emisyonları

ve klinker fırınında yakıt olarak kullanılan kömürün elde edilmesinde açığa çıkan Baryum

neden olmaktadır. Elektrik üretiminde ise havaya verilen metal ve PAH emisyonları bu etkiyi

oluĢturmaktadır.

(a) Abiyotik kaynakların tükenmesi

(b) Küresel ısınma

(c) Ġnsanlar üzerine olan toksik etki

Şekil 4. YaĢam döngüsü etki değerlendirmesi sonuçları (K: Klinker üretimi; E:

Tüketilen elektriğin üretimi)

0

20

40

60

80

100

K E

%

Kömür Doğal gaz Petrol

0

20

40

60

80

100

K E

%

CO2 Diğer

0102030405060708090

K E

%

PAH HF Baryum NO2

Nikel Diğer Metaller


2.3.4. Asidifikasyon

―Asidifikasyon etkisi‖ ―kg SO2 eĢdeğeri‖ ile gösterilmektedir. Çimento üretiminde bu etki,

ağırlıklı olarak (%98) klinkerin üretilmesinden kaynaklanmaktadır. Klinkerin üretimi sırasında

açığa çıkan NO2 ve SO2 emisyonları sırasıyla % 61 ve % 37 oranlarında bu etkiye neden

olmaktadır.

2.3.5. Ötrofikasyon

―Ötrofikasyon etkisi‖ ―kg PO4 eĢdeğeri‖ ile gösterilmektedir. Çimento üretiminde bu etki,

ağırlıklı olarak (%99) üretimi sırasında açığa çıkan NO2 emisyonlarının neden olduğu

klinkerden kaynaklanmaktadır.

3. Sonuç

Bu çalıĢmada, 1 ton çimento üretiminin yaĢam döngüsü değerlendirmesi, klinker üretimi ve

tüketilen elektrik enerjisi olmak üzere iki aĢamada incelenmiĢtir. Değerlendirmede ağırlıklı

etkinin klinker üretiminden kaynaklandığı görülmüĢtür. Klinkerin üretimi aĢamasında, yakıt

olarak kullanılan kömür nedeniyle abiyotik kaynakların tükenmesi ve küresel ısınma; açığa

çıkan SO2 ve NO2 nedeniyle de insanlar üzerine olan toksisite, asidifikasyon ve ötrofikasyon

etkilerinin olduğu belirlenmiĢtir. ÇalıĢmanın sonuçlarına bakıldığında; küresel ısınma

potansiyeline neden olan CO2 emisyonlarının kaynağı olan yakıt miktarının azaltılması ya da

karbon içeriği daha az, fakat enerji değeri yüksek alternatif yakıtların kullanılması; baca gazında

açığa çıkan SO2, NOX emisyonları için de uygun baca gazı arıtım yöntemlerinin kullanılması

gerektiği sonucuna varılmıĢtır.

Kaynaklar

CEMBUREAU (1997). Alternative Fuels in Cement Manufacture Technical and Environmental Review, Brussels.

Çimento üreticisi bir firma ile sözlü görüĢme (2007).

Çokaygil, Z. (2005), Atık Yönetimi Planlamasında YaĢam Döngüsü Analizi, Yüksek Lisans Tezi, Anadolu

Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, EskiĢehir.

T.C. BaĢbakanlık Devlet Planlama TeĢkilatı MüsteĢarlığı (DPT) (1996). VII. BeĢ Yıllık Kalkınma Planı Madencilik

ÖĠK Endüstriyel Hammaddeler Alt Komisyonu Çimento Hammaddeleri ve Yapı Malzemeleri ÇG Raporu,

Çimento Hammaddeleri ve Yapı Malzemeleri Yayın No: DPT : 2434 – ÖĠK: 491, Cilt – 1.

http-1: Substudy 6:What LCA Can Tell Us about the Cement Industry (2002).

www.wbcsdcement.org/pdf/sub_lca.pdf

http-2: Cement and Concrete: Environmental Considerations, Environmental Building News, 2 (1) March-April

(1993). http://www.buildinggreen.com/articles/IssueTOC.cfm?Volume=2&Issue=2 .

http-3: T.C. Çevre ve Orman Bakanlığı ÇED Rehberi – Çimento Fabrikaları (2006).

www.cevreorman.gov.tr/cedbim/Documents/6%20-%20Sectoral%20guideline%20-

20cement%20factories%20(TR).pdf.

Josa, A., Aguado, A., Heino, A., Byars, E. and Cardim, A. (2004). Comparative analysis of available life cycle

inventories of cement in the EU, Cement and Concrete Research, 34, 1313–1320.

European Commission Integrated Pollution and Prevention Control (IPPC) (2007). Reference Document on Best

Available Techniques in the Cement and Lime Manufacturing Industries.

Onay, O., Arıöz, E. and Kockar, M. (2007). Copyrolysis of Seyito1mer-Lignite and Safflower Seed: Influence of the

Blending Ratio and Pyrolysis Temperature on Product Yields and Oil Characterization, Energy & Fuels, 21,

3049-3056.

http://www.wbcsdcement.org/pdf/sub_lca.pdf


11-13 Haziran 2008

Toprakta Kullanım Kapsamında Evsel Nitelikli Arıtma

Çamurlarının Yönetimi

Erdoğan Işık

Çevre ve Orman Bakanlığı, Çevre Yönetimi Genel Müdürlüğü, Beştepe, 06560, Ankara.

E-posta:[email protected]

Öz Evsel nitelikli arıtma çamurları (ENAÇ), evsel nitelikli (evsel, evsel içerikli kentsel ve

endüstriyel) atık suların arıtımı sonucunda oluĢur. Bazı yayınlarda ENAÇ için ―Biyokatı‖ da

denmektedir. Türkiye‘de günden güne sayıları artan atıksu arıtma tesislerinden çıkan ENAÇ

miktarının azaltılması (bertaraf) önemli bir sorun teĢkil etmektedir. Bertaraf yöntemlerinden

birisi de toprağa uygulamadır. Türkiye‘de ENAÇ‘ın toprağa uygulanması, Toprak Kirliliğinin

Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) hükümlerine göre yapılmaktadır. ENAÇ‘ın toprakta

kullanılabilmesi için stabilize edilmesi, toprak ve ENAÇ için TKKY‘de istenen analizlerin

yaptırılması, Ġl Çevre ve Orman Müdürlüğünden ENAÇ üreticisinin izin alması ve ayrıca diğer

uygulamaların TKKY‘ye göre yapılması gerekmektedir. TKKY, arıtma çamurlarının tarımda

kullanılması halinde çevrenin ve özellikle toprağın korunması hakkındaki Avrupa Birliği (AB)

Direktifi (86/278/EEC) ile uyumludur. TKKY‘nin AB Direktifi ile uyumlu olması onun yeterli

olduğu anlamı taĢımadığı gibi AB Direktifi üzerinde de taslak çalıĢmalar yapılmaktadır. En son

üçüncü taslak 27 Nisan 2000 tarihinde gerçekleĢtirilmiĢtir. TKKY‘nin de geliĢtirilmesine ihtiyaç

vardır. TKKY içinden ENAÇ‘ın toprakta kullanılması ile ilgili tüm hükümlerin çıkarılarak ayrı

bir Yönetmelik olarak düzenlenmesi faydalı olacaktır. Hazırlanacak yeni Yönetmelikte toprak

ve ENAÇ için Kadmiyum, Bakır, Civa, Nikel, KurĢun, Çinko ve Krom elementleri sınır

değerlerinin, AB taslak çalıĢmalarında olduğu gibi aĢağı çekilmesi isabetli olacaktır. Ayrıca,

ENAÇ‘ın toprağa uygulanmasında ENAÇ ve toprağın organik madde içeriği, toprağın bünyesi,

ENAÇ‘ın rutubeti ve Karbon/Azot (C/N) oranı ile ilgili yeni hükümlerinin getirilmesinde yarar

vardır. Türkiye‘de ENAÇ‘ın toprakta kullanımı günümüzde yaygın olmayıp, çiftçilerin

bilinçlenmesi, ulaĢım ve toprağa uygulama maliyetlerinin karĢılanması veya azaltılması ile

kullanım olanağı artacaktır. Çiftçilerin bilinçlendirilmesi hususunda Tarım ve KöyiĢleri

Bakanlığı‘nın aktif olarak devreye girmesi faydalı olacaktır.

Anahtar Kelimeler evsel nitelikli arıtma çamuru; arıtma çamuru; çamur yönetimi; toprak

1. Giriş

Türkiye nüfusu, 28 Ekim 1927 tarihinde yapılan ilk sayımda 13648270 iken ―Adrese Dayalı

Nüfus Kayıt Sistemi‖ne göre 31 Aralık 2007 tarihi itibariyle 70586256 kiĢi tespit edilmiĢtir.

Nüfus projeksiyonlarına göre Türkiye nüfusunun 2025 yılında 87756000 ve 2050 yılında

96498000 kiĢi olacağı tahmin edilmektedir (TÜĠK, 2007; TÜĠK, 2008).

Nüfus artıĢı, atıkların artıĢını gündeme getirmektedir. Doğal olarak bu atıkların da azaltılması

(bertaraf) gerekmektedir.

Günümüzde gittikçe önem kazanan çevrenin sürdürülebilir korunması anlayıĢında, atıkların

büyük oranda çevre ile uyumlu hale getirilerek bilinçli bir Ģekilde azaltılması iĢlemleri büyük

52 E Işık

önem arzetmektedir. Atıkların kaynağında azaltılması esastır. Bu atıklardan evsel nitelikli

arıtma çamurları (ENAÇ) miktarının azaltılmasında kullanılan yöntemlerden birisi de toprağa

uygulamadır. Yakmanın maliyetli ve düzenli depolama alanlarının çabuk dolması durumlarında,

ENAÇ‘ın toprakta kullanımına yönelik baskı oluĢmaktadır. Doğrusu, toprağın ihtiyacı olduğu

durumlarda ENAÇ‘ın kullanılmasıdır.

2. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurları

ENAÇ, evsel nitelikli (evsel, evsel içerikli kentsel ve endüstriyel) atık suların arıtımı sonucunda

oluĢur.

Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği (TKKY), Kapsam, Madde 2‘de atıksu kapsamına

evsel ve kentsel atıksuları almıĢtır. Aynı Yönetmeliğin, Tanımlar, Madde 4‘de kentsel atıksu;

―Evsel atıksu ya da evsel atıksuyun endüstriyel atıksu ve/veya yağmur suyu ile karıĢımı‖ ve

ham çamur; ―Evsel ya da kentsel atıksuları iĢleyen arıtma tesislerinden ve evsel ve kentsel

atıksulara benzeyen bileĢimdeki atık suları iĢleyen arıtma tesislerinden gelen arıtma

çamurlarını‖ ifade eder Ģeklinde tarif edilmiĢtir (TKKY, 2005).

Kentsel Atıksu Arıtımı Yönetmeliği (KAAY), Tanımlar, Madde 4‘de kentsel atıksu; ―Evsel

atıksu ya da evsel atıksuyun endüstriyel atıksu ve/veya yağmur suyu ile karıĢımı‖, evsel atıksu;

―Yaygın olarak yerleĢim bölgelerinden ve çoğunlukla evsel faaliyetler ile insanların günlük

yaĢam faaliyetlerinin yer aldığı okul, hastane, otel gibi hizmet sektörlerinden kaynaklanan

atıksuları‖ ve endüstriyel atıksu; ―Herhangi bir ticari ya da endüstriyel faaliyetin yürütüldüğü

alanlardan, evsel atıksu ve yağmur suyu dıĢında deĢarj edilen atıksuları‖ ifade eder Ģeklinde tarif

edilmiĢtir. Aynı Yönetmeliğin EK III‘ünde endüstriyel sektörler olarak; süt ve süt ürünleri,

meyve, sebze ürünleri ile diğer gıda bitkilerinin iĢlenmesi, alkolsüz içeceklerin imalatı ve

ĢiĢelenmesi, patates iĢleme, et endüstrisi, bira fabrikaları, alkol ve alkollü içeceklerin üretimi,

bitkisel ürünlerden hayvan yemi imalatı, hayvan postu, derisi ve kemiklerinden jelatin ve tutkal

imalatı, malt imalathaneleri, balık iĢleme endüstrisi ve benzer diğer sektörler olarak

belirtilmiĢtir (KAAY, 2006).

ENAÇ‘ın toprakta kullanılabilmesi için stabilize edilmesi gerekmektedir. Stabilizasyon;

ENAÇ‘ı, fermente edilebilirliğini ve kullanımından kaynaklanan sağlık tehlikelerini önemli

ölçüde azaltılmak üzere, biyolojik, kimyasal ya da ısıl iĢlemden, uzun süreli depolama ya da

diğer uygun iĢlemlerden geçirmektir (TKKY, 2005).

ENAÇ toprakta kullanılmadığında atık muamelesi görür. Atık; ―Herhangi bir faaliyet sonucunda

oluĢan, çevreye atılan veya bırakılan her türlü madde‖ olarak tarif edilmektedir. Katı Atık ise;

―Üreticisi tarafından atılmak istenen ve toplumun huzuru ile özellikle çevrenin korunması

bakımından, düzenli bir Ģekilde bertaraf edilmesi gereken katı atık maddeler‖ Ģeklinde

açıklanmaktadır. TKKY, Stabilize Arıtma Çamurunun Kullanma Sınırlamaları ve Yasaklar,

Madde 13/b, ikinci paragrafta; ―Atıksu arıtma tesislerinden çıkan evsel ve kentsel arıtma

çamurları toprakta kullanılmayacaksa, 14 Mart 1991 tarihli ve 20814 sayılı Resmi Gazete‘de

yayımlanan Katı Atıkların Kontrolü Yönetmeliği (KAKY) hükümleri doğrultusunda katı atık

depolama sahalarında bertaraf edilmesi gerekmektedir‖ denmektedir (ÇK, 1983; KAKY, 1991;

TKKY, 2005).

Toprakta Kullanım Kapsamında Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının Yönetimi 53

3. Toprakta Kullanım Kapsamında Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının

Yönetimi

3.1. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının Toprakta Kullanılması Ġle Ġlgili Türkiye

Mevzuatı

Türkiye‘de ENAÇ‘ın toprağa uygulanması, 31 Mayıs 2005 tarih ve 25831 sayılı Resmi

Gazete‘de yayımlanan Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği (TKKY) mevzuat hükümlerine

göre yapılmaktadır.

3.2. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının Toprakta Kullanılması Ġle Ġlgili Avrupa Birliği

(AB) Mevzuatı

Evsel nitelikli arıtma çamurlarının toprağa uygulanması ile ilgili AB mevzuatı; ―Arıtma

çamurlarının tarımda kullanılması halinde çevrenin ve özellikle toprağın korunması hakkındaki

12 Haziran 1986 tarihli 86/278/EEC AB Direktifi‖dir (CD, 1986).

3.3. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurlarının Toprakta Kullanılması

ENAÇ, içerebildiği makro (N, P, K, Ca, Mg, S) ve mikro (B, Cl, Mo, Fe, Cu, Zn, Mn, Na, Ni,

Si, V, Co) bitki besin elementlerinden dolayı organik gübre ve yine içerdiği organik maddeden

dolayı toprak iyileĢtirici olarak görülebilmektedir. ENAÇ‘da bitki besin elementlerinin düzenli

olarak bitkinin ihtiyaç duyduğu dağılımı ve oranı gösterememesi, ekonomik olarak bunun

ayarlanmasının zor olması gibi sebeplerle ENAÇ‘ın organik gübre olarak değerlendirilmesi

uygun olmayabilir. ENAÇ, içerdiği organik maddeden dolayı organik maddesi az olan topraklar

için ―toprak iyileĢtirici‖ olarak değerlendirilmesi daha doğru olur.

3.3.1. Evsel nitelikli arıtma çamurlarında organik madde

ENAÇ‘ın organik madde içeriği farklı farklıdır. Arıtma tesisine giren atıksuyun farklılığı, buna

en büyük etkendir. Tablo 1‘de bazı ENAÇ‘ın organik madde içerikleri görülmektedir.

Tablo 1. Bazı evsel nitelikli arıtma çamurlarında organik madde. Evsel Nitelikli Arıtma Çamuru Organik Madde

(%)

Gıda Sanayi (AĢık Ve Katkat, 2004) 55-80

Gıda Sanayi (Ünal Ve Katkat, 2003) 29-31

Akdeniz Üni. Kampüsü (Önal Ve Diğ., 2003) 44

Bafra Ġlçesi (Yakupoğlu Ve Özdemir, 2007) 41

Kemer Ġlçesi (Önal Ve Diğ., 2003) 58

3.3.2. Toprakta organik madde

Bitkilerin geliĢtikleri, dolaylı olarak hayvanların beslendikleri, ihtiyaçlarını karĢıladıkları doğal

ortam topraktır. Toprakların verimli olabilmesi kimyasal, fiziksel ve biyolojik özelliklere

bağlıdır. Toprağın bu özelliklerine en etkili olan unsurlardan birisi de toprak organik

maddesidir.

Toprakta organik madde; su tutma, havalanma, geçirgenlik ve katyon değiĢim kapasitesini

artırır. Aynı zamanda ağır metal katyonlarını, bitki ve hayvan ilaçlarını adsorbe ederek

zararlılıklarını azaltır. Toprak organik maddesi ayrıca bitkilere yarayıĢlı mikrobesin

elementlerinin bitkiler tarafından rahat alınmalarını sağlar (Usta, 1995).

Tablo 2‘de toprak organik maddesinin değerlendirilmesi açıklanmaktadır.

54 E Işık

Tablo 2. Toprak organik maddesinin değerlendirilmesi (Eyüpoğlu, 1999). Toprakta Organik Madde

(%)

Değerlendirme

< 1 Çok Az

1 - 2 Az

2 - 3 Orta

3 - 4 Ġyi

> 4 Yüksek

Tablo 3‘de Türkiye topraklarının organik madde dağılımı incelendiğinde, organik maddesi az

olan toprakların en fazla alanı kapladığı görülmektedir.

Tablo 3. Türkiye topraklarının organik madde dağılımı (Eyüpoğlu, 1999).

Organik Madde

(%)

<1

(Çok Az)

1-2

(Az)

2-3

(Orta)

3-4

(İyi)

4<

(Yüksek)

Dağılım

(%) 21,47 43,78 22,62 7,57 4,56

3.4. Evsel Nitelikli Arıtma Çamurları Mevzuatının GeliĢtirilmesi

TKKY, ―Arıtma çamurlarının tarımda kullanılması halinde çevrenin ve özellikle toprağın

korunması hakkındaki 12 Haziran 1986 tarihli 86/278/EEC AB Direktifi‖ ile uyumludur.

TKKY‘nin AB Direktifi ile uyumlu olması onun yeterli olduğu anlamı taĢımadığı gibi AB

Direktifi üzerinde de taslak çalıĢmalar yapılmaktadır. En son üçüncü taslak 27 Nisan 2000

tarihinde gerçekleĢtirilmiĢtir. Ayrıca yerli mevzuat, tüm veya bazı hükümlerde ülke gerçekleri

veya tercihler dikkate alınarak daha kısıtlayıcı hükümler getirebilir. Bu durumun AB ile

mevzuat uyumu açısından sakıncası yoktur (CD, 1986; WDOS, 2000; TKKY, 2005).

TKKY, toprak kirlenmesinin önlenmesi, kirliliğin giderilmesi, ENAÇ‘ın ve kompostun toprakta

kullanımında gerekli tedbirlerin alınması esaslarını birlikte içermektedir. TKKY içinden

ENAÇ‘ın toprakta kullanımında gerekli tedbirlerin alınması esaslarını içeren hükümlerin

çıkartılarak ayrı bir Yönetmelik Ģeklinde düzenlenmesi daha faydalı olacaktır.

TKKY‘ye göre ―Stabilize Arıtma Çamuru Kullanım Ġzin Belgesi‖ verilirken, toprak ve

ENAÇ‘ın ―Organik Madde‖ analizi istenmekte olup, toprağın organik madde içeriğinin en fazla

hangi seviyeye kadar ENAÇ yüklenmesine izin verileceği belirtilmemiĢtir. Topraklarda ―%5

Organik Madde‖ sınır değerine kadar ENAÇ uygulanabileceği söylenebilir. Organik madde

içeriği %5‘den fazla olan topraklarda ENAÇ‘ın kullanılmaması hükmü getirilebilir. Ayrıca

hazırlanacak yeni Yönetmelikte, toprağa uygulanacak ENAÇ‘ın içermesi gereken minimum

―%Organik Madde‖ sınır değerinin belirtilmesi de faydalı olacaktır.

AB Üçüncü Taslağında topraktaki elementlerin sınır değerleri için Tablo 4‘de görüldüğü gibi,

pH aralıkları 5-6 arası, 6-7 arası ve 7‘den büyük için ayrı ayrı değerler getirilmiĢtir. Mevcut

TKKY‘de ise 5-6 arası ve 6‘dan büyük pH aralıkları için değerler vardır. AB Üçüncü

Taslağında getirilmesi düĢünülen sınır değerlere bakıldığında, KurĢun‘da pH, 5-6 aralığı hariç

TKKY‘deki mevcut sınır değerlerden daha az olduğu görülmektedir (CD, 1986; WDOS, 2000;

TKKY, 2005).


Tablo 4. TKKY, 86/278/EEC AB Direktifi ve III. Taslak AB Direktifine göre toprağa

ENAÇ uygulanabilmesi için topraktaki elementlerin sınır değerleri.

Elementler

TKKY 86/278/EEC III. Taslak

5<pH<6 pH>6 6<pH<7 5≤pH<6 6≤pH<7 pH≥7

(mg kg-1

, fırın kuru toprak)

Kadmiyum 1 3 1-3 0,5 1 1,5

Bakır 50 140 50-140 20 50 100

Civa 1 1,5 1-1,5 0,1 0,5 1

Nikel 30 75 30-75 15 50 70

KurĢun 50 300 50-300 70 70 100

Çinko 150 300 150-300 60 150 200

Krom 100 100 - 30 60 100

AB III. Taslak Direktifinde, toprakta kullanılacak ENAÇ element sınır değerlerinin de kısa, orta

ve uzun vadede düĢürüleceği belirtilmektedir (Tablo 5). TKKY‘deki ENAÇ sınır değerlerine

göre karĢılaĢtırıldığında, getirilmesi düĢünülen sınır değerlerin hissedilir derecede azaltıldığı

görülmektedir (CD, 1986; WDOS, 2000; TKKY, 2005).

Tablo 5. TKKY ve 86/278/EEC AB Direktifine göre toprakta kullanılacak ENAÇ‘da

elementlerin sınır değerleri ve III. Taslak AB Direktifinde ENAÇ için elementlerin

önerilen gelecekteki AB sınır değerleri.

Elementler TKKY 86/278/EEC

III. Taslak

Kısa

Vade

Orta

Vade

(2015)

Uzun

Vade

(2025)

(mg kg-1

, fırın kuru madde)

Kadmiyum 40 20-40 10 5 2

Bakır 1750 1000-1750 1000 800 600

Civa 25 16-25 10 5 2

Nikel 400 300-400 300 200 100

KurĢun 1200 750-1200 750 500 200

Çinko 4000 2500-4000 2500 2000 1500

Krom 1200 - 1000 800 600

Hazırlanması önerilen yeni Yönetmelikte ―toprak‖ ve toprağa uygulanacak ―ENAÇ‖ için

Kadmiyum, Bakır, Civa, Nikel, KurĢun, Çinko ve Krom elementleri sınır değerlerinin, AB

taslak çalıĢmalarında da gündeme geldiği gibi aĢağıya çekilmesinde yarar vardır.

Tablo 6‘da TKKY, 86/278/EEC AB Direktifi ve III. Taslak AB Direktifine göre toprakta on

yıllık ortalama esas alınarak bir yılda verilmesine müsaade edilecek element yükü sınır değerleri

verilmektedir. Element sınır değerlerinin yine hissedilir derecede azaltıldığı görülmektedir (CD,

1986; WDOS, 2000; TKKY, 2005).

56 E Işık

Tablo 6. TKKY, 86/278/EEC AB Direktifi ve III. Taslak AB Direktifine göre toprakta

on yıllık ortalama esas alınarak bir yılda verilmesine müsaade edilecek element yükü

sınır değerleri.

Elementler TKKY 86/278/EEC

III. Taslak

Kısa

Vade

Orta

Vade

(2015)

Uzun

Vade

(2025)

(g/ha/yıl, fırın kuru madde)

Kadmiyum 150 150 30 15 6

Bakır 12000 12000 3000 2400 1800

Civa 100 100 30 15 6

Nikel 3000 3000 900 600 300

KurĢun 15000 15000 2250 1500 600

Çinko 30000 30000 7500 6000 4500

Krom 15000 - 3000 2400 1800

Çıkarılması tavsiye edilen yeni Yönetmelikte toprağa bir yılda verilebilecek Kadmiyum, Bakır,

Civa, Nikel, KurĢun, Çinko ve Krom elementleri sınır değerlerinin yine AB taslak

çalıĢmalarında da gündeme geldiği gibi aĢağıya çekilmesinde fayda vardır.

III. Taslak AB Direktifinde, toprakta kullanılacak ENAÇ için bazı organik bileĢikler ve dioksin

için TKKY ve 86/278/EEC AB Direktifinde olmayan sınır değerler getirilmiĢtir. Bu organik

bileĢikler ve dioksin hükümlerinin yeni hazırlanacak mevzuatta bulunması tavsiye edilir.

TKKY‘de ENAÇ uygulanacak topraklar için KurĢun, Kadmiyum, Krom, Bakır, Nikel, Civa,

Çinko, Azot, Fosfor, pH ve Organik Madde analizleri istenmektedir. Yeni Yönetmelikte ayrıca

―Toprak Bünyesi‖ analizinin de aranması isabetli olur. ENAÇ‘ın bitkisel üretim yapılan tarım

topraklarından sadece ―killi‖ ve ―ağır killi‖ bünyeye sahip topraklarda toprak iyileĢtiricisi olarak

kullanılmasında fayda vardır. Kentlerdeki peyzaj çalıĢmaları genellikle yol araları ve

kenarlarında yapıldığı için, bu tip alanlarda ―toprak bünyesi‖nin kısıtlayıcı etken olarak dikkate

alınmasına gerek yoktur. Ayrıca ağaçlandırma alanlarında da üst toprak bünyesinin dikkate

alınmasına ihtiyaç yoktur.

TKKY‘ye göre ENAÇ uygulanacak toprak için pH analizi istenmekte olup, pH değeri 5‘den

küçükse ENAÇ uygulanamamaktadır. Toprak için bu pH sınır değerinin yeni mevzuatta 5‘den

6‘ya çekilmesinin özellikle ağır metal toksiklik potansiyelinin azaltılması açısından daha doğru

olacağı düĢünülmektedir.

TKKY‘ye göre ―Stabilize Arıtma Çamuru Analiz Belgesi‖nde Karbon/Azot oranı (C/N)

istenmekte olup C/N oranı için sınır değerler belirtilmemiĢtir. Akalan (1988), pulluk

derinliğindeki toprak diliminde bulunan organik maddenin C/N oranının 8/1-15/1 arasında

değiĢtiğini belirtmektedir. Hazırlanması önerilen yeni Yönetmelikte toprağa ilave edilecek

ENAÇ‘ın C/N oranının da yaklaĢık olarak bu aralıkta olması tavsiye edilebilir.

TKKY, Stabilize Arıtma Çamurunun Kullanma Sınırlamaları ve Yasakları, Madde 13/k‘da

eĢdeğer nüfus kapasitesi bir milyon kiĢinin üzerinde olan tesislerde oluĢan arıtma çamurlarının

en az %90 kuru madde değerine kadar kurutulması zorunlu olduğu belirtilmekte olup, aynı

Yönetmeliğin 5. Bölüm, ÇeĢitli ve Son Hükümler, Geçici Madde 3‘de dört yıllık geçiĢ süresi

verilmiĢtir. Bu sürenin sonu 31 Mayıs 2008‘dir. Akalan (1988), genel olarak bir toprağın

%45‘inin inorganik madde, %25‘inin su, %25‘inin hava ve %5‘inin organik maddeden ibaret

olduğunu belirtmektedir. TaĢıma maliyeti göz ardı edilir ise, toprağa verilecek ENAÇ‘ın %75


kuru madde değerinden daha fazla kurutulmasına gerek olmadığı yeni Yönetmelikte

belirtilebilir.

TKKY‘de ENAÇ uygulanacak topraktaki ağır metal sınır değerleri (KurĢun, Kadmiyum, Krom,

Bakır, Nikel, Çinko ve Civa) verilirken, ―pH değeri 7‘den büyük ise çevre ve insan sağlığına

özellikle yeraltı suyuna zararlı olmadığı durumlarda Bakanlık sınır değerleri %50‘ye kadar

artırabilir.‖ ve ayrıca ―yem bitkileri yetiĢtirilen alanlarda çevre ve insan sağlığına zararlı

olmadığı durumlarda, bu sınır değerlerin aĢılmasına izin verilebilir.‖ Ģeklinde açıklamalar yer

almaktadır. GeliĢtirilecek mevzuatta benzer ifadelerin olmaması önerilir.

TKKY‘de stabilize arıtma çamuru tanımı içinde ―fermente edilebilirliğini ve kullanımından

kaynaklanan sağlık tehlikelerini önemli ölçüde azaltılmak üzere‖ ifadesi geçmektedir. Yeni

mevzuatta hastalık yapıcı mikropların tamamen giderilmesine yönelik ifadelerin daha doğru

olacağı söylenebilir. Dolayısıyle buna yönelik stabilizasyon yöntemleri ve uygulamaları

gerçekleĢecektir.

TKKY‘de ENAÇ‘ın taĢkın alanlarında ve taĢkın tehlikesi olan alanlarda, don ve karla kaplı

alanlarda toprağa uygulanmasının yasak olduğu, yüzey akıĢ tehlikesi olan alanlarda toprak

muhafaza tedbirleri alınmadan ENAÇ‘ın uygulanmasının yasak olduğu, ve ayrıca ENAÇ‘ın

meyve ağaçları hariç olmak üzere toprağa temas eden ve çiğ olarak yenilen meyve ve sebze

ürünlerinin yetiĢtirilmesi amacıyla kullanılan topraklarda kullanılmasının yasak olduğu

belirtilmektedir. Eğer gerekiyor ise yeni Yönetmelikte baĢka ilave tedbirler de getirilebilir.

KAAY‘de belirtilmeyen endüstrilerin atıksularının arıtılmıĢ olsa dahi ENAÇ elde edilen atıksu

arıtım tesisi Ģebekesine verilmesi durumlarında elde edilen ENAÇ‘ın toprakta kullandırılmaması

ayrıca tavsiye edilir.

Tarım ve KöyiĢleri Bakanlığı‘nca çıkarılan, 22 Nisan 2003 tarih ve 25087 sayılı Resmi

Gazete‘de yayımlanan ―Tarımda kullanılan organik, organomineral, özel, mikrobiyal ve enzim

içerikli organik gübreler ile toprak düzenleyicilerin üretimi, ithalatı, ihracatı, piyasaya arzı ve

denetimine dair yönetmelik‖ toprak düzenleyicilerini de içermektedir. Aynı Yönetmeliğin

Tanımlar, Madde 4/p‘de toprak düzenleyiciler; ―Asıl amacı toprağın fiziksel ve kimyasal

yapısını iyileĢtirmek olan organik, mineral veya organomineral formdaki materyalleri‖ ifade

eder Ģeklinde Ģeklinde tarif edilmiĢtir. ENAÇ bu tanımlamaya uymasına rağmen bu Yönetmelik

içeriğine alınmamıĢ olup alınması önerilir.

4. Sonuç

Evsel nitelikli arıtma çamurları (ENAÇ), evsel nitelikli (evsel, evsel içerikli kentsel ve

endüstriyel) atık suların arıtımı sonucunda oluĢur. ENAÇ‘ın bertaraf yöntemlerinden birisi de

toprağa uygulamadır.

ENAÇ‘ın toprakta kullanımını düzenleyen Toprak Kirliliğinin Kontrol Yönetmeliği (TKKY),

arıtma çamurlarının tarımda kullanılması halinde çevrenin ve özellikle toprağın korunması

hakkındaki AB Direktifi (86/278/EEC) ile uyumludur.

TKKY‘deki ENAÇ ile ilgili hükümlerin ayrı bir Yönetmelik halinde düzenlenmesi yararlı

olacaktır.

ENAÇ‘ın toprakta kullanımı, her zaman geliĢtirilen mevzuat dahilinde kontrollü ve bilinçli

yapılması, sürdürülebilir çevre açısından önemlidir.

58 E Işık

Türkiye‘de ENAÇ‘ın toprakta kullanımı günümüzde yaygın olmayıp, çiftçilerin bilinçlenmesi,

ulaĢım ve toprağa uygulama maliyetlerinin karĢılanması veya azaltılması ile kullanım olanağı

artacaktır. Çiftçilerin bilinçlendirilmesi hususunda, Tarım ve KöyiĢleri Bakanlığı‘nın aktif

olarak devreye girmesi faydalı olacaktır. Ayrıca ENAÇ‘ın Tarım ve KöyiĢleri Bakanlığı‘nın

ilgili mevzuatlarında da tanımlanması, ENAÇ‘ın toprakta kullanımını olumlu yönde

etkileyecektir.

Kaynaklar

Akalan, Ġ. (1988). Toprak Bilgisi, Ankara Üniversitesi Ziraat fakültesi Yayınları, No: 1058, Ders Kitabı No: 309,

Ankara, 195-206.

AĢık, B. B. ve Katkat, A. V. (2004). Gıda sanayi arıtma tesisi atığının (arıtma çamuru) tarımsal alanlarda kullanım

olanakları, Uludağ Üniversitesi Ziraat Fakültesi Dergisi, 18(2), 59-71.

CD. (1986). Councel Directive of 12 June 1986 on the protection of the environment, and in particular of the soil,

when sewage sludge is used in agriculture. http://www.zzt.hr/eu/EU%20sludge%20directive.pdf (86/278/EEC)

(EriĢim, 27 Ağustos 2007)

ÇK. (1983). Çevre Kanunu (11 Ağustos 1983 tarih ve 18132 sayılı Resmi Gazete).

Eyüpoğlu, F. (1999). Türkiye topraklarının verimlilik durumu, Toprak ve Gübre AraĢtırma Enstitüsü yayınları, Genel

Yayın No: 220, Teknik Yayın No:T-67, Ankara, 3-5.

KAAY. (2006). Kentsel Atıksu Arıtımı Yönetmeliği (08 Ocak 2006 tarih ve 26047 sayılı Resmi Gazete)

KAKY. (1991). Katı Atıkların Kontrolü Yönetmeliği (14 Mart 1991 tarih ve 20814 sayılı Resmi Gazete)

Önal, M. K., Topçuoğlu, B. ve Arı, N. (2003). Toprağa uygulanan kentsel arıtma çamurunun domates bitkisine etkisi,

Akdeniz Üniversitesi Ziraat Fakültesi Dergisi, 16(1), 97-106.

TKKY. (2005). Toprak Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği (31 Mayıs 2005 tarih ve 25831 sayılı Resmi Gazete).

TÜĠK. (2007). Türkiye Ġstatistik Kurumu. http://www.tuik.gov.tr/VeriBilgi.do (EriĢim, 02 Kasım 2007)

TÜĠK. (2008). Türkiye Ġstatistik Kurumu. http://www.tuik.gov.tr/PreHaberBultenleri.do?id=3894 (EriĢim, 26 Ocak

2008)

Usta, S. (1995). Toprak Kimyası, Ankara Üniversitesi Ziraat Fakültesi yayınları, No:1387, Ders Kitabı No: 401,

Ankara, 65-82.

Ünal, M. ve Katkat, A. V. (2003). Bisküvi ve Ģekerleme sanayi arıtma çamurunun toprak özelliklerine ve mısır

bitkisinin kimi mineral madde içeriği üzerine etkileri, Uludağ Üniversitesi Ziraat Fakültesi Dergisi, 17(1), 107-

118.

Yakupoğlu, T. ve Özdemir, N. (2007). Erozyona uğramıĢ topraklara uygulanan arıtma çamuru ve çay endüstrisi

atığının toprakların mikro element içeriklerine etkileri, Ondokuz Mayıs Üniversitesi Ziraat Fakültesi Dergisi,

22(2), 207-213.

WDOS. (2000). Working Document On Sludge 3RD Draft.

http://ec.europa.eu/environment/waste/sludge/pdf/sludge_en.pdf (EriĢim, 27 Ağustos 2007)


11-13 Haziran 2008

Atıksu Arıtma Çamurlarının Kuruma Özelliklerinin

Değerlendirilmesi

Kadir Alp, Lütfi Akça, Çiğdem Yangın Gömeç ve Asude Hanedar

İstanbul Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Maslak, 34469, İstanbul.


Öz Bu çalıĢmada iki farklı biyolojik atıksu arıtma tesisinden kaynaklanan atıksu çamurlarının,

bir düzenli depolama alanında depolanabilmeleri için kuruma davranıĢları incelenmiĢtir.

Kuruma davranıĢlarının belirlenmesi ile çamur numunelerindeki nem oranlarının azaltılması

amaçlanmaktadır. Birinci çamur numunesi, konvansiyonel aktif çamur sistemi ile iĢletilen ve

geniĢ bir bölgenin evsel atıksuları yanında Tuzla Organize Sanayi Bölgesi‘nden kaynaklanan

endüstriyel atıksuların da arıtıldığı ĠSKĠ Tuzla Atıksu Arıtma Tesisi (TAAT)‘nden alınmıĢtır.

Diğer çamur numunesi ise evsel atıksuların kabul edildiği ve nutrient gideriminin

gerçekleĢtirildiği bir aktif çamur sistemi ile iĢletilen ĠSKĠ PaĢaköy Atıksu Arıtma Tesisi

(PAAT)‘nden alınmıĢtır. Sonuçlar PAAT çamurunun TAAT çamuruna göre daha hızlı kuruma

özelliği taĢıdığını ve çamur kalınlıkları arttıkça her iki çamur numunesinde belirgin olarak daha

uzun kuruma sürelerine ihtiyaç olduğunu göstermiĢtir. Ayrıca katkı maddesi ilave edilmeden

yapılan çalıĢmada, baĢlangıç nem içeriklerinin %50 ve altına inebilmesi için gerekli sürenin

TAAT ve PAAT çamurlarında sırasıyla yaklaĢık 59 ve 37 gün oldukları belirlenmiĢtir. Katkı

maddesi ilavesinin çamur kuruma süreleri üzerindeki etkisi kil ve toprak kullanılarak

incelenmiĢtir. Çamura kil ilavesinde nemin uzaklaĢtırılmasının belirli bir orandan sonra

engellenmesine karĢılık katkı maddesi olarak toprağın ilavesi halinde kuruma sürelerinde

belirgin bir azalma sağlanmıĢtır. Bunun sebebinin; eklenen malzemenin çamur porozitesini

arttırması, bağlı su türlerinde meydana gelen değiĢim ve böylece nemin daha kolay uzaklaĢması

olduğu tahmin edilmektedir.

Anahtar Kelimeler atıksu arıtma çamurları; düzenli depolama; kuruma hızı eğrisi; nem içeriği

1. Giriş

Atıksu arıtma tesislerinden kaynaklanan çamurların uzaklaĢtırılması için kullanılan

seçeneklerden birisi bu çamurların evsel çöpler ile birlikte veya tek baĢlarına düzenli depolama

alanlarında depolanmasıdır. Fakat muhtemel patojen içerikleri, koku ve benzeri problemlerden

dolayı her tip atıksu çamurunun düzenli depolama alanlarında depolanabilmesi uygun değildir

ve yönetmeliklerde verilen kriterlerin sağlanması gerekir. Özellikle düzenli depolama tesisi

iĢletmeciliği bakımından nem içeriklerinden dolayı depolanmaları sırasında Ģev stabilitesinin

kaybolmasına neden olan akmanın önlenebilmesi için çamur nem oranının azaltılmasına yönelik

uygulamalar önem taĢımaktadır. Bu kapsamda depolanacak çamurlar için öngörülen en önemli

parametre çamurun nem içeriğidir ve düzenli depolama alanlarında depolanabilmesi için nem

oranının %65‘in altında olması gerekmektedir (KAKY, 1991). Bu sebeple yüksek nem içeriğine

sahip çamurlar gerekli diğer Ģartları sağlamak koĢulu ile nem oranı bakımından en fazla %65

nem içeriğine sahip hale getirilmek zorundadır. Bunun için kurutma iĢlemi uygulanarak ya da

katkı maddesi (toprak, kil, kireç, vb.) ilave edilerek çamurun nem oranı azaltılmalıdır

(Tchobanoglous ve diğ., 1993).

60 K. Alp, L. Akça, Ç. Yangın-Gömeç ve diğ.

Çamur kuruma iĢlemlerinde çamur bünyesinde farklı özellikte bulunan sular havaya

verilir. Bunlar çamurda serbest formda olan ―bağlı olmayan nem‖, çamura bağlı olan ―bağlı

nem‖, hava koĢullarına göre uzaklaĢtırılabilen ―serbest nem‖ ve bünyede kalan ‖denge nemi‖

olarak adlandırılmaktadır. Kuruma olayı sırasında nemin uzaklaĢmasında ―baĢlangıç fazı, sabit

hız ve azalmıĢ hız fazları‖ birbirini takip etmektedir. AzalmıĢ hız fazı ise ―doymamıĢ

yüzey kuruması‖ ve ―iç bünyedeki nemin uzaklaĢması fazı‖ olarak ikiye ayrılmaktadır (Treybal,

1968).

Bu çalıĢmada iki farklı biyolojik atıksu arıtma tesisinden kaynaklanan atıksu çamurlarının bir

düzenli depolama alanında depolanabilmeleri için kuruma davranıĢları katkı maddesi ilaveli ve

katkı maddesi ilavesiz olarak incelenmiĢtir. Çamurlar Ġstanbul‘da bulunan Kömürcüoda Düzenli

Depolama Alanı‘nda depolanmakta olup nem içeriklerinin uygun olmamasından dolayı Ģev

stabilitesinin kaybolmasına neden olan akma etkisinin yanında serbest suyun ayrılması ile

oluĢan sızıntı suyu göllenmesi nedeniyle koku rahatsızlığına ve sinek ve patojen organizmaların

üremesi gibi iĢletme problemlerine neden olmaktadır. Bu problemlerin kısmen de olsa çözümü

için çamurlara katkı madde ilavesi ile nem oranının azaltılması ve bu uygulamanın kuruma

süreleri üzerindeki etkileri incelenmiĢtir.

2. Materyal ve Yöntem

2.1. Biyolojik Çamur Numuneleri

ÇalıĢmada kullanılan birinci çamur numunesi, konvansiyonel aktif çamur sistemi ile iĢletilen ve

geniĢ bir bölgenin evsel atıksuları yanında Tuzla Organize Sanayi Bölgesi‘nden kaynaklanan

endüstriyel atıksuların da arıtıldığı ĠSKĠ‘ye ait Tuzla Atıksu Arıtma Tesisi (TAAT)‘nden

alınmıĢtır. Diğer çamur numunesi ise evsel atıksuların kabul edildiği ve nutrient gideriminin

gerçekleĢtirildiği bir aktif çamur sistemi ile iĢletilen ĠSKĠ PaĢaköy Atıksu Arıtma Tesisi

(PAAT)‘nden alınmıĢtır. TAAT ve PAAT‘nden alınan çamur numuneleri sırasıyla çürütülmüĢ

ve çürütülmemiĢ çamur numuneleridir ve her ikisi de santrifüj ile susuzlaĢtırılmaktadır.

Ortalama katı madde içerikleri TAAT ve PAAT çamurlarında sırasıyla yaklaĢık %20 ve %28

olarak hesaplanmıĢtır. TAAT‘de günde 300 ton, PAAT de ise 100 ton çamur üretimi

gerçekleĢmektedir. Biyolojik çamur numunelerinin karakterizasyonu Tablo 1‘de verilmektedir.

Laboratuar ortamında gerçekleĢtirilen deneylerde, çamur numunelerinin kuruma davranıĢları

üzerinde farklı geometrik Ģekillerde (silindir ve dikdörtgen prizma), tek serbest yüzeyli, katkı

maddesi (kil veya toprak) ilave edilmesinin etkilerinin katkı maddesi ilave edilmemiĢ olan

numunelerle karĢılaĢtırılmak üzere ―kuruma hızı eğrileri‖ kullanılarak incelenmiĢtir.

Kuruma iĢlemi sırasında, kuruma hızları (N = gr buharlaĢan nem/m2.gün) hesaplanarak, nem

içeriklerine karĢı eğriler oluĢturulmaktadır. Kuruma hızı EĢitlik 1‘e göre hesaplanmaktadır

(Treybal, 1968).

N = - Ls.ΔX/A.Δθ (EĢitlik 1)

EĢitlik 1‘de, Ls: kuru katı madde ağırlığı (g); A: hava ile temas halinde olan ıslak yüzey alanı

(m2); ΔX: nem kaybı ve Δθ: nem kaybı için gerekli süre (gün) olarak ifade edilmektedir.

Atıksu Arıtma Çamurlarının Kuruma Özelliklerinin Değerlendirilmesi 61

Tablo 1. Biyolojik çamur numunelerinin karakterizasyonu.

Parametre Birim Çamur Numunesi

TAAT PAAT

Renk - Siyah Gri

Koku - Mevcut Mevcut

Yoğunluk

g/cm3 1,119 1,148

Nem Oranı (103˚C) % 0,798 0,717

Kuru Katı Madde Ġçeriği (103˚C) % 0,202 0,283

Yanma Kaybı (550˚C) % - 0,378

pH (1/1)* - 6,91 7,57

pH (1/2)**

- 7,00 7,60

*1 birim (ağırlık) çamur + 1 birim su karıĢımı; **1 birim (ağırlık) çamur + 2 birim su karıĢımı

Çamur numunelerinde kuruma süreleri birçok değiĢkene bağlı olarak değiĢmektedir. Bunlar

arasında dıĢ ortam koĢulları (hava sıcaklığı, rüzgâr, yağıĢ miktarı), çamurdaki bağlı su türleri ve

miktarlarıdır. Ayrıca bunların çamurdan havaya taĢınımında etkili olan değiĢik taĢıma

mekanizmaları, hızları, çamur tabakasının kalınlıkları ve özellikleri (çamur kütlesi/serbest yüzey

alanı) de kuruma sürelerinin hesaplanmasında belirleyicidir. Çamur numunelerinin

kurutulmaları sırasında farklı çamur kütlesi/yüzey alanı oranlarının kuruma zamanı üzerindeki

etkisinin gösterilmesi açısından değiĢik çap ve yükseklikte silindirik elemanlar (150 ve 250 ml

hacimli cam beherler içinde) ve dikdörtgen prizma Ģeklindeki elemanlar (alüminyum tavalar)

(18.5x8.5x3 cm3 hacimli) kullanılmıĢtır. Seçilen kil ve toprak, çamurların depolanacağı düzenli

depolama alanı ile aynı bölgeden alınmıĢtır. Katkı maddesi cinsinin ve katkı maddesi oranının

etkisinin incelenebilmesi için farklı miktarda katkı maddesi ile çalıĢılarak ağırlık cinsinden

farklı çamur/katkı maddesi oranları elde edilmiĢtir. Katkı maddeleri ilave edilmeden önce 24

saat boyunca 103C‘de kurutulmuĢ, öğütülerek elekten geçirilmiĢ ve 0.6 mm elek altı malzeme

elde edilmiĢtir. Çamur + katkı maddesi karıĢımları iyice karıĢtırılarak homojen hale getirilmiĢ

ve daha sonra bu karıĢımlar cam beherlerde ve alüminyum tavalarda kurumaya bırakılmıĢtır.

Deneyler, laboratuarda 86 gün boyunca ―sabit kuruma Ģartları‖ altında ve oda sıcaklığında

gerçekleĢtirilmiĢtir. Malzemenin faklı sürelerde tartımları ±0,1 g duyarlıkta terazi kullanılarak

yapılmıĢtır.

3. Deneysel Çalışma Sonuçları

3.1. Katkı Madde Ġlavesiz ÇalıĢmalar

Katkısız kuruma deneylerinde depolanma koĢulu olan %65 nem oranı yerine akma sınırı olmak

üzere daha emniyetli bir değer olarak %50 nem oranının sağlanabilmesi amaçlanmıĢ ve bu

değere ulaĢılması için gerekli kuruma zamanları Katı Madde Miktarı/Yüzey Alanı (Ls/A)

oranlarına göre incelenmiĢtir. Buna göre farklı hacimlerdeki beherlerde, TAAT ve PAAT

çamurlarında dolu ve yarı dolu olarak Ls/A değeri 0,325-1,988 aralığında değiĢtirilmiĢ ve

kuruma süresi ile çamur nemindeki değiĢim ġekil 1‘de gösterilmiĢtir.

Çamurlarda %50 nem oranına ulaĢılması için gerekli süreler belirlenmiĢtir. Dolu kaplarda

gerçekleĢtirilen deneylerde, % 50 nem oranı için kuruma süreleri TAAT ve PAAT çamurlarında

sırasıyla 59 ve 37 gün olarak bulunmuĢtur. Yarı dolu kaplarda ise bu süreler sırasıyla 34 ve 29

gündür. Buna göre PAAT çamurunun eĢ koĢullarda TAAT çamurundan daha kısa sürede

kuruma özelliğine sahip olduğu görülmektedir (ġekil 2).


Şekil 1. PAAT ve TAAT çamurlarında nem oranının kuruma süresi ile değiĢimi.

Şekil 2. Çamur kalınlığına bağlı olarak %50 nem oranına ulaĢma süresi.

PAAT çamurunun benzer koĢullar altında TAAT çamurundan daha kısa sürede kurumasının,

PAAT atıksu kaynaklarının tamamen evsel karakterli olmasından ve nutrient giderme iĢleminin

çamur yapısı üzerindeki etkisinden kaynaklandığı düĢünülmektedir. Ayrıca TAAT çamurunda

daha uzun kuruma süresi gereksiniminin ise sisteme giren atıksu içindeki endüstriyel atıksuların

miktar ve özellikleri (AKM konsantrasyonu, BOĠ5/KOĠ oranı vb gibi) ile çürütme iĢleminin bu

çamurun kuruma süresi üzerindeki etkisinden kaynaklanabileceği öngörülmektedir. 2007 yılına

ait TAAT ve PAAT‘nde giriĢ atıksu akımındaki AKM ve BOĠ5/KOĠ oranları Tablo 2‘de

verilmiĢtir.

Bu özellikler en çok Ls/A değerlerinde kendisini göstermekte ve aynı yüzey alanına sahip deney

kapları kullanılmasına karĢılık PAAT çamurlarının Ls/A = 1,988 değerine karĢılık TAAT

çamurlarında Ls/A = 1,063 olarak bulunmaktadır.

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

0 20 40 60 80 100

Çam

urd

a N

em

,%

Kuruma Süresi, gün

PAAT dolu PAAT ydolu TAAT dolu TAAT ydolu

y = 6,0476x + 5,0357R² = 0,996

y = 3,6667x + 6,125R² = 0,8997

0

10

20

30

40

50

60

70

0 5 10

%5

0 N

em

İçin

Ku

rum

a Sü

resi

,gü

n

Çamur Tabakası Kalınlığı, cm

Tuzla

PŞK


Tablo 2. TAAT ve PAAT‘nde 2007 yılına ait giriĢ atıksu özellikleri.

Ay TAAT PAAT

AKM (mg/L) BOİ5/KOİ (%) AKM (mg/L) BOİ5/KOİ (%)

Ocak 775 52 314 58

ġubat 1116 53 319 55

Mart 1012 54 350 55

Nisan 1237 53 336 55

Mayıs 1015 48 383 53

Haziran 871 48 390 53

Temmuz 1163 50 372 55

Ağustos 741 57 397 58

Eylül 761 55 364 57

Ekim 647 54 362 57

Kasım 799 50 320 57

Aralık 861 43 283 58

Ortalama 917 51 349 56

3.2. Katkı Maddesi Ġlaveli ÇalıĢmalar

Katkısız olarak sürdürülen çamurlarda kuruma sürelerinin uzunluğundan dolayı, katkı maddesi

ilavesi ile nem oranının azaltılması alternatifinin araĢtırılması gündeme gelmektedir. Katkı

maddesi ilavesi, kullanılan katkı maddesi özelliklerine bağlı olarak çamurda stabilizasyon ve

katılaĢma (solidifikasyon) imkanını da sağlamaktadır(Alp ve diğ., 2006). Katkı maddesi olarak

en kolay bulunan malzemeler olan kil ve toprak tercih edilmiĢtir. Bu malzemelerden sadece

toprak kullanılarak yapılan çalıĢma sonuçları aĢağıda verilmiĢtir.

Katkı maddesi ilavesinde uygun oranların seçilmesi ile her iki çamur numunesinin nem

içerikleri, depolama koĢulu olan %65‘in altına kolaylıkla indirilebilmektedir. Bu uygulamanın

yararları yanında depolama alanı hacimlerinde fazladan yer kaplaması gibi zararlı etkileri de

bulunmaktadır. Ġlave kurutma ihtiyacı olmayacak Ģekilde katkı maddesi ilavesi yapılmak

istenirse, ―çamur/katkı maddesi‖ oranının 2/1-1/2 arasında değiĢmesi gerekmektedir. Bu

durumda nem içermeyen ya da düĢük neme sahip katkı maddesi kullanımı ile karıĢımın nem

oranı kısa sürede yarı yarıya azaltılabilmektedir. Ancak kalan nemin uzaklaĢtırılması üzerinde

eklenen malzemenin önemli etkileri söz konusudur.

3.2.1. Kil ve çamur karıĢımlarının kuruma davranıĢları

TAAT ve PAAT çamurları için çamur + kil karıĢımları 2/1 ve 1/1 oranlarında hazırlanarak 600

ml ve 1000 ml‘lik beherlerde deneyler yürütülmüĢtür. Deney sonuçları ġekil 3a ve ġekil 3b‘de

verilmiĢtir. Kil katkısı TAAT çamurlarındaki nemin uzaklaĢmasında engelleyici bir etki

yapmaktadır.Bu etki karıĢımdaki kil oranı arttıkça artmaktadır.

3.2.2. Toprak ve çamur karıĢımlarının kuruma davranıĢları

Çamur ve toprak karıĢım oranları 2/1-1/2 arasında değiĢtirilmiĢtir.Bu çalıĢmaya ait sonuçlar

ġekil 4‘de verilmiĢtir. Çamurlara kil veya toprak eklenmesinin etkileri benzer oranlardaki

karıĢımların kuruma hızları bakımından karĢılaĢtırıldığında kilin nem tutma davranıĢı daha

belirgin olarak görülmektedir (ġekil 5).

Katkısız çamurlara kıyasla, artan oranlarda toprak eklenmesi kuruma hızlarını artırıcı yönde etki

göstermiĢtir (ġekil 6). Toprak ilavesinin, çamur porozitesini ve kapileritesini arttırması, bağlı su


türlerinde değiĢime sebep olması ve böylece nemin daha kolay uzaklaĢtırılması Ģeklinde etki

ettiği tahmin edilmektedir.

(a) (b)

Şekil 3. PAAT ve TAAT çamurları ile kil karıĢımlarının kuruma hızları üzerindeki etkisi.

Şekil 4. PAAT ve TAAT çamurları ile toprak karıĢımının kuruma süreleri üzerindeki etkisi.

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0 50 100

TAAT50TOP100 TAAT75Top100

TAAT100Top100


Şekil 5. TAAT çamuruna 1/1 oranında kil ve toprak ilavesinin nemin tutulması

üzerindeki etkisi.

Şekil 6. Artan oranlarda toprak ilavesinin kuruma hızı üzerindeki etkisi.

4. Sonuçlar

Çamur bertarafı günümüzde en önemli çevresel problemlerden biri durumundadır. Kurutma,

katkı maddesi ilavesi, kompostlaĢtırma, yakma en yaygın yöntemler arasındadır. Düzenli

depolama tesislerinde arıtma çamurlarının depolanması diğer bir alternatif bertaraf yöntemidir.

Ekonomik ve basit bir teknik olmasına rağmen, arıtma çamurlarındaki nem içerikleri düzenli

depolama alanlarına kabul kriterlerinin sağlanması ve depolama koĢullarının olumsuz

etkilenmesinin önlenmesi amacıyla bu çamurların kurutulmaları gerekmektedir. Ancak çamurun

kuruma sürelerinin kısaltılması, çamur depolamada önemli bir avantajdır. Bu çalıĢmada, iki

farklı biyolojik atıksu arıtma tesisinden (TAAT ve PAAT) kaynaklanan atıksu çamurlarının bir

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1

Ku

rum

a H

ızı,

g u

zakl

aştı

rıla

n

ne

m/m

2.g

ün

Kalan Nem, g nem/g kuru çamur

TAAT100KİL100 TAAT100TOP100


düzenli depolama alanında depolanabilmeleri için kuruma davranıĢları incelenmiĢtir. Kuruma

davranıĢı katkı maddesi ilavesiz ve katkı maddesi ilaveli durumlar için ayrı ayrı araĢtırılmıĢtır.

Katkı maddesi ilavesiz durumda PAAT çamurunun TAAT çamuruna göre daha hızlı kuruma

özelliği taĢıdığı belirlenmiĢtir. Burada atıksu özelliklerinin belirleyici olduğu tahmin

edilmektedir.

Ayrıca çamur tabakasının kalınlıkları arttıkça her iki çamur numunesinde belirgin olarak daha

uzun kuruma sürelerine ihtiyaç duyulmuĢtur. Yüzey alanının arttırılması ile (Ls/A azaldıkça)

belirli nem içeriklerine ulaĢılması için gerekli kuruma zamanlarında azalma belirlenmiĢtir. Katkı

maddesi (kil ve toprak) ilavesi ile çamurların depolanma özelliklerinni iyileĢtirilmesi ve kuruma

sürelerinde azalma amaçlanmıĢtır. Katkı maddesi olarak kil eklenmesi durumunda kilin

adsorplama etkisi nedeniyle karıĢımdaki nem oranının uzaklaĢtırılması azalmıĢtır. Toprak

ilavesi ile yapılan çalıĢmada karıĢımın kuruma davranıĢlarında olumlu iyileĢmeler tespit

edilmiĢtir. Bunda toprağın çamur porozitesini veya kapilaritesini arttırarak etkili olduğu tahmin

edilmiĢtir.

Kaynaklar

Alp K., Akça L. ve Hanedar A. (2006). Tuzla ve PaĢaköy Arıtma Tesisleri Çamurlarının DüzenliDepolama

ġartlarının AraĢtırılması Projesi, Nihai Rapor, ĠTÜ, Çevre Mühendisliği Bölümü, Ġstanbul.

KAKY (1991). Katı Atıkların Kontrolü Yönetmeliği, Resmi Gazete No: 20814, 14 Mart 1991.

Tchobanoglous, G., Theisen, H. ve Vigil S. A. (1993). Integrated Solid Waste Management. McGraw-Hill Inc., New

York.

Treybal, R. E. (1968). Mass Transfer Operations, 2nd edn, McGraw-Hill Inc., New York.


11-13 Haziran 2008

Evsel ve Endüstriyel Biyolojik Çamurların Aerobik

Stabilizasyonunun Araştırılması

Elif Pehlivanoğlu-Mantaş1, Didem Okutman Taş

1, Güçlü İnsel

1, Egemen Aydın

1, Duygu C.

Öztürk1, Tuğba Ölmez

1, Erdem Görgün

1, Emine Ubay Çokgör

1, Derin Orhon

2

1 İstanbul Teknik Üniversitesi, İnşaat Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 30469, Maslak,

İstanbul, Türkiye

E-posta: [email protected] 2

Türkiye Bilimler Akademisi, Piyade Sokak No.27, 06550, Çankaya, Ankara, Türkiye

Öz Ülkemizde evsel ve endüstriyel nitelikli atıksuları arıtmakta olan aktif çamur tesislerinden

kaynaklanan stabilize olmamıĢ atık çamurlar, Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği Ek

11A‘ya göre, özellikle toplam organik karbon (TOK) ve çözünmüĢ organik karbon (ÇOK)

parametreleri açısından ―Tehlikeli Atık‖ kategorisine girmekte ve uzaklaĢtırılmaları hem

sorunlu hem de pahalı olmaktadır. Bu çalıĢmada atık çamurların tehlikeli atık sınıfından

çıkarılması için aerobik stabilizasyonun uygunluğu bir evsel ve iki endüstriyel atıksu arıtma

tesisi çamurlarında araĢtırılmıĢtır.

Anahtar Kelimeler aerobik; çamur; endüstriyel; evsel; stabilizasyon; tehlikeli atık

1. Giriş

Atık çamurlarda toplam organik karbon (TOK) ve çözünmüĢ organik karbon (ÇOK)

parametrelerinin katı atık depolama alanlarında düzenli depolama açısından öngörülen seviyede

sağlanamamasından dolayı atık çamurlar ―Tehlikeli Atık‖ kategorisine girmekte ve

uzaklaĢtırılmaları hem sorunlu hem de pahalı olmaktadır (Eldem ve diğ., 2006; Uk ve diğ.,

2005). Evsel ve endüstriyel arıtma tesislerinden çıkan fazla çamurların atık çamur keki Ģeklinde

nihai bertarafa verilmeden önce arıtılması gerekmektedir. Arıtma tesislerinin tasarımı esnasında

çamur sorunu önceden dikkate alınıp en uygun bertaraf metodu seçilmelidir. Özellikle depolama

alanına gönderilen atık çamur kekinin tehlikeli atık özelliği taĢıyıp taĢımadığı dikkate alınmalı

ve içerdiği kirleticilerin su döngüsüne katılması önlenmelidir. Türkiye‘de, organize sanayi

bölgelerinde oluĢan çamurun %56‘sı depolama alanlarına gönderilmektedir (TÜĠK; 2007).

Organik kimyasalların ve toksik metallerin yüzey ve yer altı sularına olası sızıntılarını önlemek

üzere 2005 yılında Türkiye‘de, yeni çamur uzaklaĢtırma yönetmelikleri oluĢturulmuĢtur (ÇOB,

2005; ÇOB, 2001). Atık çamurun kimyasal karakterizasyonunun atık çamurun depolamaya

uygunluğu için tek baĢına yetersiz olma ihtimali olsa da, yönetmelikler çamurun kendisinde ve

eluatında kimyasal karakterizasyona göre arıtma çamurlarını inert çamur, tehlikeli olmayan

çamur ve tehlikeli çamur olmak üzere 3 gruba ayırmıĢtır. Çamur sınıflandırmasında pek çok

parametre kullanılmasına rağmen, birçok arıtma çamuru TOK ve/veya ÇOK (eluatta) değerleri

ile tehlikeli olarak değerlendirmekte ve bu durum çamurların depolama alanına kabulünü

imkansızlaĢtırmaktadır. Bu nedenle, arıtma çamurlarının organik karbon seviyeleri Ģu anda

Türkiye‘de çamur yönetiminde kritik parametre olarak değerlendirilmektedir. Türkiye‘nin

Avrupa Birliği‘ne uyum sürecinde atıksu arıtımı için geliĢtirilen sıkı yönetmeliklerine bağlı

68 E. Pehlivanoğlu-Mantaş, D. Okutman-Taş, G. İnsel ve diğ.

olarak hem evsel hem de endüstriyel atıksu arıtma tesislerindeki artıĢ, gelecekte Türkiye için

daha fazla çamur bertarafını ve sağlık problemlerini gündeme getirecektir.

Bu çalıĢma kapsamında, seçilen tam ölçekli evsel ve endüstriyel atıksuları arıtan atıksu arıtma

tesislerinden kaynaklanan biyolojik arıtma çamurlarının, stabilizasyon seviyeleri açısından

değerlendirilmesi yapılmıĢ ve bu seviyeyi belirlemek için deneysel bir yöntem geliĢtirilmiĢtir.

Bu amaçla uçucu askıda katı madde (UAKM) ve TOK analizleri esas alınarak çamurların

organik madde içeriğini azaltmaya yönelik aerobik stabilizasyon deneyleri yürütülmüĢtür.

Aerobik stabilizasyon ile heterotrofik biyokütle aktivitesinin azalması ve UAKM giderimi

arasındaki iliĢki modelleme ve respirometrik değerlendirmeler ıĢığında belirlenmeye

çalıĢılmıĢtır.

2. Deneysel Yöntem

Çamur örnekleri evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesislerindeki çamur yoğunlaĢtırma

ünitelerinden alınmıĢtır. Atıksu arıtma tesisinden kaynaklanan çamurların karakterizasyonunu

belirlemek için çamur keki örnekleri tesisin son kademesi olan uzaklaĢtırma ünitesinden

alınmıĢtır. Aerobik stabilizasyon deneyleri için 200,5oC sabit sıcaklıkta 5 L silindir reaktörler

kullanılmıĢtır. ÇözünmüĢ oksijen hava taĢları kullanılarak en az 2 mg/L olacak Ģekilde

muhafaza edilmiĢtir. Ayrıca, rektörlerin karıĢımı magnetik karıĢtırıcılarla sağlanmıĢtır ve pH

uygun değerlerde tutulmuĢtur. Çamur kekleri 5000 rpm‘de 5 dakika santrifüjlenerek

oluĢturulmuĢtur. pH, Toplam Kjeldahl Azotu (TKN), Amonyak (NH4-N), Askıda Katı Madde,

(AKM), Uçucu Askıda Katı Madde (UAKM) analizleri gerçek ve laboratuvar ortamında

hazırlanan çamur örneklerinde standart metodlara göre yürütülmüĢtür (APHA, AWWA, WEF,

2005). TOK ve ÇOK analizleri TS 8195‘e göre Shimadzu TOC-5000A cihazı ile yapılmıĢtır

(TSE, 2000). Oksijen Tüketim Hızı (OTH) ölçümünde Applitek Ra-Combo respirometre cihazı

kullanılmıĢtır. Deney koĢulları ve heterotrofik aktif biyokütle hesabında kullanılan kabuller

daha önce çeĢitli makalelerde ayrıntılı olarak verilmiĢtir (Pehlivanoglu-Mantas ve diğ., 2007,

Çokgör ve diğ., 1998).

Evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesislerinin (AAT) iĢletme koĢulları Tablo 1‘de verilmiĢtir.

Ġlk AAT (AAT1) 60.000 m3/gün ortalama evsel atıksu debisine sahip ileri biyolojik fosfor

giderimine de çalıĢan bir atıksu arıtma tesisidir. Biyolojik arıtma sonrası oluĢan fazla çamur

çözünmüĢ hava flotasyon tankına alınmakta ve daha sonra santrifüj edilmektedir. Ġkinci AAT‘de

(AAT2) ilaç atıksuyu kimyasal arıtma sonrası aktif çamur sisteminde arıtılmakta olup AAT2

ortalama 30 m3/gün debiye ve 50 günlük çamur yaĢına sahiptir. Bu tesiste oluĢan çamurlar filtre

prese gönderilmektedir. Üçüncü tesis (AAT3) 650 m3/gün‘lük debiye sahip bira atıksularını

arıtmaktadır. Bu tesiste atıksular havasız arıtmadan geçtikten sonra aktif çamur ünitesine

alınmaktadır. 22 günlük çamur yaĢına sahip tesiste oluĢan fazla çamur polielektrolit ilavesinden

sonra santrifüjlenmektedir.

Tablo 1. Atıksu Arıtma Tesislerinin ĠĢletilme KoĢulları Atıksu Kaynağı Ortalama

Debi (m3/gün)

Çamur Yaşı

(gün)

Çamur Susuzlaştırma Metodu

AAT1 Evsel 60.000 17 ÇözünmüĢ Hava Yüzdürmesi

+ Santrifüj

AAT2 Ġlaç Endüstrisi 30 >50 Filtre Pres

AAT3 Bira Endüstrisi 650 22 Santrifüj

Evsel ve Endüstriyel Biyolojik Çamurların Aerobik Stabilizasyonunun Araştırılması 69

3. Deneysel Sonuçlar ve Değerlendirme

YoğunlaĢtırma ünitelerinde alınan çamur için elde edilen çamur karakterizasyon sonuçları Tablo

2‘de sunulmuĢtur. BaĢlangıç UAKM/AKM oranları 0,55-0,67 aralığında değiĢmekte olup bu

değer evsel atıksular için genel olarak kabul gören 0,80 değerinden daha düĢüktür (Li ve diğ.,

1997).

Tablo 2. Ġncelenen Tesislerde Çamur Karakterizasyonu Örnek UAKM

(mg/L)

UAKM/AKM TOK

(mg/L)

ÇOK

(mg/L)

TKN

(mgN/L)

NH3-N

(mgN/L)

AAT1 18.300±450 0,59 14.950 ± 597 75 ± 3 1.543 ± 14 91 ± 5

AAT2* 8.000 ± 240 0,67 3.850 ± 154 320 ± 13 711 ± 11 12 ± 1

AAT3 28.800 0,55 11.280 375 - -

*çamur yoğunlaĢtırma uygulanmamıĢtır

Tablo 3 incelenen tesislerden alınan çamur keklerinde gerçekleĢtirilen çalıĢmanın sonuçlarını

içermektedir. Bu sonuçlar incelendiğinde hem evsel hem de endüstriyel atıksu arıtma tesisi

çamur keklerinin ―Tehlikeli Atıklar Kontrol Yönetmeliği, (ÇOB, 2005)‖, EK 11-A‘da belirtilen

TOK ve ÇOK limitleri uyarınca oluĢan keklerin depolama alanlarına kabul edilmesi ile ilgili

kriterlere göre uygun olmadığı anlaĢılmaktadır. Aerobik stabilizasyon ile çamurların ilgili

kriterleri sağlayıp sağlamayacağının belirlenmesi amacıyla üç çamura da aerobik stabilizasyon

uygulanmıĢ ve reaktör içinden alınan numunelerde ve laboratuvarda oluĢturulan keklerde elde

edilen sonuçlar aĢağıda verilmiĢtir.

Tablo 3. AAT‘lerden alınan çamur keklerinin karakterizasyonu

Örnek TOK

(mg/kg kuru madde)

ÇOK

(mg/L)

Katı Madde Muhtevası

(%)

AAT1 80.000 450 29

AAT2 70.600 500 23

AAT3 154.000 1.500 17

AAT1‘den alınan biyolojik fazla çamurun aerobik stabilizasyonu ile AKM ve UAKM giderimi

sırasıyla %48 ve %52 olarak elde edilmiĢtir. Aerobik stabilizasyonda 27 gün sonunda sabit

değerlere ulaĢılmıĢ ve bu değerler kullanılarak giderim verimleri hesaplanmıĢtır. UAKM/AKM

oranı baĢlangıçta 0,59 iken deney sonunda 0,51‘e düĢmüĢtür (ġekil 1.a). AAT1 için UAKM

giderim verimleri literatürde belirtildiği aralıklardadır (Vesilind, 2007; German ATV-DVWK,

2003, Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Aerobik stabilizasyonun baĢlangıcında 14.950 mg/L olan TOK değeri stabilizasyon

tamamlandığında %73‘lük bir giderim ile yaklaĢık 4.000 mg/L olarak ölçülmüĢtür. ġekil

1.a‘dan da görüldüğü üzere stabilizasyonun 20. gününden itibaren TOK konsantrasyonları

yaklaĢık aynı değerlerdedir. Aerobik stabilizasyon boyunca yaklaĢık 15-20 güne kadar ÇOK

parametresinde bir azalma (<50 mgÇOK/L) görülmüĢ ancak ÇOK konsantrasyonu 20 günden

sonra yaklaĢık 70 mgÇOK/L değerine ulaĢarak sabitlenmiĢtir. Bu durum aerobik stabilizasyon

sürecinde pratik olarak ayrıĢmayan özelliğe sahip mikrobiyal ürün oluĢumu ile açıklanabilir

(ġekil 1.a).


(a) (b)

Şekil 1. (a) Reaktörde zamana karĢı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT1),

(b) Kekte zamana karĢı TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT1)

AAT1 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde ölçülen TOK ve ÇOK

parametrelerinin zamana karĢı değiĢimi ġekil 1.b‘de verilmiĢtir. Çamur keki için TOK

80.000 mg/kg değerinden 13 gün içinde 39.000 mg/kg değerine ulaĢmıĢtır. ÇOK

konsantrasyonu ise baĢlangıçta 69 mg/L iken stabilizasyon sonunda yaklaĢık olarak 200 mg/L

değerlerinde sabitleĢmiĢtir.

Ġlaç endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT2) alınan çamurun aerobik stabilizasyonu esnasında

AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karĢı değiĢimi ġekil 2.a‘da

gösterilmiĢtir. AAT2 için yürütülen 26 günlük stabilizasyon çalıĢması sonunda AKM ve UAKM

giderimleri yaklaĢık %30 olarak bulunmuĢtur. AAT2‘in stabilizasyonu esnasında UAKM/AKM

oranları bir değiĢiklik göstermemiĢ olup 0,64-0,67 aralığında kalmıĢtır. AAT2 için TOK değeri

baĢlangıçta 3.850 mg/L olarak ölçülmüĢtür. 26 günlük stabilizasyon çalıĢması sonunda %34‘lük

bir giderimle TOK, 2.200 mg/L olarak ölçülmüĢtür. ġekil 2.a‘dan da görüldüğü üzere

stabilizasyonun 14. gününden itibaren TOK konsantrasyonları yaklaĢık aynı değerlerdedir.

BaĢlangıçta 320 mg/L olarak ölçülen ÇOK aerobik stabilizasyon boyunca çözünmüĢ mikrobiyal

ürün oluĢumu nedeniyle artıĢ göstererek deney sonunda 410 mg/L değerine ulaĢmıĢtır.

AAT2 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde ölçülen TOK ve ÇOK

parametrelerinin zamana karĢı değiĢimi ġekil 2.b‘de verilmiĢtir. AAT2 için baĢlangıç TOK

değeri 70.000 mg/kg iken 32 günlük aerobik stabilizasyon sonunda %7‘lik bir giderimle

yaklaĢık 66.000 mg/kg olarak ölçülmüĢtür. ÇOK konsantrasyonu ise baĢlangıçta 150 mg/L iken

stabilizasyon sonunda yaklaĢık 1.600 mg/L değerine ulaĢmıĢtır.

Bira endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT3) alınan çamurun aerobik stabilizasyonu

esnasında AKM, UAKM ve TOK parametrelerinin zamana karĢı değiĢimi ġekil 3‘de

gösterilmiĢtir. AAT3 için yürütülen 21 günlük stabilizasyon çalıĢması sonunda AKM ve UAKM

giderimleri sırasıyla %18 ve %27 olarak bulunmuĢtur. AAT3 için UAKM/AKM oranı 0,55 ile

baĢlayıp stabilizasyon sonunda 0,50 olmuĢtur. Stabilizasyon sırasında TOK baĢlangıçtaki 7.520

mg/L değerinden %26‘lık bir giderimle 5.600 mg/L değerine ulaĢmıĢtır. Laboratuvar ortamında

hazırlanan çamur kekinde ÇOK konsantrasyonu 11 günlük aerobik stabilizasyon ile 1.135

mg/L‘den 215 mg/L‘ye düĢmüĢtür.

0

10000

20000

30000

40000

0 5 10 15 20 25 30 35Zaman (gün)

AK

M,

UA

KM

, T

OK

(mg

/L)

0

50

100

150

200

ÇO

K (

mg

/L)

AKM UAKMTOK ÇOK

0

20000

40000

60000

80000

100000

0 10 20 30 40Zaman (gün)

TO

K (

mg

/kg

)

0

200

400

600

800

1000

ÇO

K (

mg

/L)

TOK ÇOK


(a) (b)

Şekil 2. (a) Reaktörde zamana karĢı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT2),

(b) Kekte zamana karĢı TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT2)

Şekil 3. Zamana karĢı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değiĢimi (AAT3)

Heterotrofik aktif biyokütle, ortalama giriĢ KOĠ karakterizasyonunu ve iĢletme koĢullarını

kullanarak arıtma tesisinin simülasyonu ile Aktif Çamur Modeli No: 1 (uyarlanmıĢ içsel

solunum yaklaĢımı) uyarınca tayin edilmiĢtir. AAT1 çamuru üzerinde 20 günlük bir aerobik

çürütmenin sonunda, aktif biyokütle fraksiyonundaki azalma ile UAKM giderimi arasındaki

iliĢkiyi bulmak için biyokütlenin aktif fraksiyonu simülasyon ile hesaplanmıĢ ve çamurda

yürütülen ÇOK/TOK deneyleri ile karĢılaĢtırılmıĢtır. Tablo 4‘de kararlı durum koĢulları ve 20

günlük aerobik stabilizasyon için deneysel UAKM, OTH (ġekil 4), TOK/ÇOK ve simüle

edilmiĢ heterotrofik aktif biyokütlenin (XH) konsantrasyonları verilmiĢtir. Simülasyondan sonra,

yoğunlaĢmıĢ çamurda ölçülen UAKM ve OTH için deneysel sonuçlara benzer değerler elde

edilmiĢ ve modelin aktif çamur sistem davranıĢlarını tanımlayabileceği sonucuna ulaĢılmıĢtır.

AAT1 için 20 günlük aerobik stabilizasyondan sonra heterotrofik aktivite simülasyon

sonuçlarına göre yaklaĢık %85 azalmıĢtır.

Spesifik UAKM giderimi olarak tanımlanan birim günlük kiĢi baĢına UAKM yükü çamurun

stabilize olduğunun bir göstergesi olarak kullanılabilmektedir (Nowak ve diğ. 1996 ve 1999).

Birim günlük kiĢi baĢına UAKM yükünün 16-22 gram olması çamurların stabilize olmuĢ

olduğunu gösterir. ġekil 5‘de üç AAT çamurunun kiĢi baĢına UAKM giderimleri verilmiĢtir.

Evsel çamur için 15 günlük bir aerobik stabilizasyon iĢlemi sonunda bu değerin sağladığı

0

4000

8000

12000

16000

0 5 10 15 20 25 30Zaman (gün)

AK

M, U

AK

M, T

OK

(mg

/L)

0

100

200

300

400

500

ÇO

K (

mg

/L)

AKM UAKM TOK ÇOK

0

20000

40000

60000

80000

100000

0 5 10 15 20 25Zaman (gün)

TO

K (

mg

/kg

)

0

1000

2000

3000

4000

5000

ÇO

K (

mg

/L)

TOK ÇOK

0

7000

14000

21000

28000

35000

42000

0 5 10 15 20 25Zaman (gün)

Ko

nsa

ntr

asy

on

(m

g/L

)

AKM UAKM TOK


gözlenmiĢtir. Endüstriler için nüfus eĢdeğeri (NE) giriĢ KOĠ yükü bazında hesaplama yapılmıĢ

olup (q=100 g/NE.gün). aerobik stabilizasyon için gerekli sürenin endüstrinin yapısına göre

değiĢtiği anlaĢılmaktadır.

Tablo 4. Aerobik stabilizasyon boyunca aktif biyokütle ile TOK/ÇOK ve UAKM

giderimlerinin karĢılaĢtırılması (AAT1) UAKM

mgUAKM/L

OTHmaks0*

mgO2/L·sa

TOK0

mg/L

ÇOK0

mg/L

XH*

mgKOİ/L

Taze Çamur (süre=0 gün) 8.200 22 14.950 116 4.270

Stabilize Çamur (süre=20 gün) 5.735 3 3.920 360 575

*Simulasyonlarda kullanılan parametreler: Heterotrofik dönüĢüm oranı, YH=0.67 ghücreKOĠ/gKOĠ;

Ġçsel solunum hızı, bH=0.1 gün-1

; Maksimum çoğalma hızı, H =3.5 gün

-1; Ġnert içsel biyokütle bileĢeni,

fE=0.2; KOĠ/UAKM=1.48 ve UAKM/AKM=0.85.

(a) (b)

Şekil 4. (a) AAT1 çamuru için zamana karĢı OTH değiĢimi , (b) AAT1 akım

Ģeması

4. Sonuçlar

Atıksu arıtımında oluĢan çamurların nihai uzaklaĢtırılmasından önce, çamurların uzaklaĢtırılma

sonrası çevreye yapabileceği olumsuz etkilerin azaltılması ve önlenmesi amacıyla

stabilizasyonu gereklidir. Literatürde çamurların stabilize olduğunu gösteren çeĢitli parametreler

mevcut olup, bu çalıĢmada fiziko-kimyasal parametrelerden UAKM/AKM ve TOK/ÇOK

konsantrasyonlarındaki azalma ve spesifik UAKM giderimi ile metabolik parametrelerden OTH

parametresi incelenmiĢtir. Atıksu arıtma tesislerinde oluĢan keklerdeki TOK ve ÇOK

değerlerine göre tehlikeli atık olarak değerlendirilen evsel ve endüstriyel biyolojik atık

çamurlara uygulanan aerobik stabilizasyon sonunda atık çamurların düzenli depolama alanlarına

depolaması ile ilgili ana kriterlerden biri olan çamur keki TOK ve ÇOK değerlerinin reaktör

içinden alınan numunelerden oluĢturulmuĢ keklerde ölçümü, çamurun Türkiye‘deki

yönetmeliklere göre tehlikeli atık sınıfından çıkamadığını ortaya koymuĢtur.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

0 50 100 150 200 250 300

Zaman (dakika)

OT

H (

mg

/L.s

aa

t)

Taze çamur

Stabilize çamur

OTHmaks X : 17 gün

: 16.8 saat

4920 mgUAKM/L

QR=Q

Atık çamur

Qort= 2,500 m3/h

KOĠ= 566 mg/L

BOĠ5= 260 mg/L

AKM= 386 mg/L

UAKM= 210 mg/L

Reaktör Son çökeltme


Şekil 5. Spesifik UAKM giderim hızı

Aerobik stabilizasyon sonunda biyolojik atık çamurların hala Ek 11A‘daki standartları

sağlayamaması çeĢitli Ģekillerde yorumlanabilir. Bunlardan ilki bu çalıĢmada gerçekleĢtirilen

sürelerde aerobik stabilizasyon çalıĢmasının çamurlarda stabilizasyon için yeterli olmadığıdır.

Ancak literatürde kullanılan fiziko-kimyasal parametreler ve bir metabolik parametre olan OTH

ile aerobik stabilizasyon değerlendirildiğinde, aerobik stabilizasyonun gerçekleĢtiği

görülmektedir.

Reaktörlerden laboratuvarda oluĢturulan keklerden elde edilen TOK ve ÇOK değerlerinin

standartları sağlamaması çamurların düzenli depolama alanlarında büyük sorun çıkaracağını

göstermeyebilir. AB direktifinden doğrudan tercüme edilmiĢ olan çamur yönetmeliğinin evsel

atıksu karakterizasyonu Avrupa‘dan çok farklı olan Türkiye‘de kullanılması uygun olmayabilir.

Türkiye‘deki atıksu karakteri Avrupa‘ya kıyasla daha kuvvetli olduğu için bu atıksulardan

oluĢacak çamurların TOK/ÇOK içeriğinin de AB‘de oluĢan çamurlara göre yüksek olması

beklenen bir sonuçtur. Bu durumda eğer uygun ve yeterli bir çamur stabilizasyonu ile atık

çamurların Türkiye‘deki standartların altına düĢmesi gerçekleĢtirilemiyorsa bu durumda ya

evsel ve endüstriyel atıksuların arıtılması sırasında oluĢan çamur keklerinin nihai

uzaklaĢtırılmasında diğer uzaklaĢtırma metotlarının kullanımı ya da Türkiye‘de uygulanan

Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği uyarınca düzenli depolama alanlarına gönderilme

limitleri atık çamurların stabilizasyonu sağlandıktan sonra içerdiği TOK/ÇOK değerleri dikkate

alınarak tekrar gözden geçirilmesi gerekmektedir. Bunun için de değiĢik atıksu

karakterizasyonuna sahip atıksuların değiĢik iĢletim sistemlerinde arıtımı sonucu oluĢan

biyolojik atık çamurların stabilizasyonu aerobik ve anaerobik olarak -gerekirse çeĢitli ön

iĢlemler de uygulanarak- gerçekleĢtirilmeli ve stabilizasyonun sağlandığı çeĢitli fiziko-kimyasal

ve metabolik parametreler ile belirlenmelidir.

Kaynaklar

APHA, AWWA, WEF (2005). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 21st edn.

American Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment

Federation, Washington D.C., USA.

Çevre ve Orman Bakanlığı (2001). Toprak Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği, Resmi Gazete, Tarih:

10.12.2001 Madde 9.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 5 10 15 20 25 30 35Zaman (gün)

gU

AK

M/N

E.g

ün

AAT1 AAT2 AAT3

Stabilize olmuĢ çamur


Çevre ve Orman Bakanlığı (2005). Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği, Resmi Gazete No: 25755,

14.03.2005

Cokgor, E.U., Sözen, S., Orhon, D., Henze, M. (1998). Respirometric analysis of activated sludge

behaviour I. assessment of the readily biodegradable substrate, Wat. Res., 32, (2), 461-475

Eldem, N., Ayaz, S., Alp, K., Ozturk, I. (2006). Experimental characterization of wastewater treatment

plant sludges. 10th

. Industrial Pollution Control Symposium, 07-09 June 2006, Istanbul, Turkey.

Pehlivanoglu-Mantas, D., Okutman Tas. D, Insel, G., Aydın, E., Ozturk, D.C., Olmez, T., Görgün, E.,

Cokgor, E.U., Orhon, D., (2007). Evaluation of municipal and industrial wastewater treatment sludge

stabilization in Istanbul, Clean-Soil Air Water 35 (6), 558-564.

German ATV-DVWK Rules and Standards, Advisory Leaflet ATV-DVWK-M 368E, Biological

Stabilization of Sewage Sludge, Germany, April (2003).

Li, Y.Y., Mizuno, O., Miyahara, T., Noike, T., Katsumata, K. (1997). Ecological analysis of the bacterial

system in a full-scale eeg-shaped digester treating sewage sludge, Wat. Sci and Tech., 36(6-7), 471-

478.

Nowak, O., Franz, A., Svardal, K., Müller, V. (1996). Specific organic and nutrient loads in stabilized

sludge from municipal treatment plants. Wat. Sci. and Tech., 33,(12), 243-250.

Nowak, O., K. Svardal, K., Franz, A., Kuhn, V. (1999). Degradation of particulate organic matter-A

comparison of different models concepts. Wat. Sci. Tech., 39,(1), 119-127.

Tchobanoglous, G., Burton, F.L., Stensel, H.D. (2003). Wastewater Engineering: Treatment and Reuse.

Metcalf and Eddy.

TSE (2000). TS 8195 EN 1484, Su Kalitesi – Toplam Organik Karbon (TOK) ve ÇözünmüĢ Organik

Karbon (ÇOK) Ölçümü.

Turkiye Istatistik Kurumu, www.tuik.gov.tr.

Uk, C., Erdogan, I., Saritemur, R., Deniz, O., Ozdemir, S. (2005). Sludge Treatment In Istanbul 1.

National Treatment Sludge Symposium, ACM2005. 23-25 March 2005, Izmir, Turkey.

Vesilind, P.A. (2003). Wastewater treatment plant design, Water Environment Research, International

Water Association, 2003, VA, USA. pp.512.


11-13 Haziran 2008

Sabit Yataklı Adsorpsiyon Kolonunda Palamut Meşesi Atığı ile

Ni(II) Giderimine Kolon Yüksekliği ve pH'ın Etkisi’nin

İncelenmesi

Emine Malkoç ve Yaşar Nuhoğlu

Atatürk Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 25240, Erzurum.


Öz Bu çalıĢmada, meĢe palamudundan tanen ve valeks üretildikten sonra oluĢan fabrika atığı

adsorbent olarak kullanılarak sularda kirlilik etkisi yaratan Ni(II) iyonlarının giderimi çalıĢılmıĢtır.

Deneyler sabit yataklı adsorpsiyon kolonlarında gerçekleĢtirilmiĢ, Ni(II) giderimine kolon

yüksekliği ve pH‘ın etkisi incelenmiĢtir. Yapılan denemeler sonucunda, Ni(II) gideriminde kolon

yüksekliğinin artmasıyla atılım zamanının ve kolonun yatak kapasitesinin arttığı gözlenmiĢtir.

En yüksek Ni(II) giderimi ise pH=5.0‘de gerçekleĢmiĢtir. pH=2.0‘de yatak kapasitesi 1.55 mg/g

iken pH=5.0‘de 7.712 mg/g değerine yükseldiği görülmüĢtür. Yapılan denemeler sonucunda,

palamut meĢesi atığının ağır metal gideriminde kullanılabileceği kanısına varılmıĢtır.

Anahtar Kelimeler adsorpsiyon; kolon yüksekliği; nikel giderimi; sabit yataklı kolon

1. Giriş

Endüstriyel atıksular içerdikleri ağır metal iyonları ile günümüzde en önemli çevre

sorunlarından birini oluĢturmaktadır. Ağır metal kirliliği içeren atıksular, genellikle BOI değeri

düĢük ve asidik sulardır (Türkman ve diğ., 2001). Ağır metaller ve diğer toksik maddeler suda

düĢük konsantrasyonlarda bulunmaları halinde bile insan sağlığına zarar vererek hastalıklara ve

hatta ölümlere yol açabilmektedir. Bu maddeler arasında en önemli grubu; Ag, As, Be, Cd, Cr,

Pb, Mn, Hg, Ni, Se, V, Zn gibi ağır metaller oluĢturmaktadır. Sözkonusu elementlerin

çoğunluğu ağır metal grubuna girmektedir (Kahvecioğlu ve diğ., 2002). Bu kirleticileri betraraf

etmek için kimyasal çöktürme, kimyasal oksidasyon, kimyasal redüksiyon, iyon değiĢimi,

filtrasyon ve elektrokimyasal arıtım gibi çeĢitli prosesleri içeren atıksu arıtma teknolojileri

geliĢtirilmiĢtir. Bu teknolojiler ağır metal iyonlarının yüksek konsantrasyonda olduğu

durumlarda etkin ve verimli arıtım sağlamaktadır. Ancak çözelti içerisindeki düĢük metal

konsantrasyonlarında (1-100mg/L) bu arıtım yöntemleri etkisiz veya çok pahalı olmaktadır

(Volesky, 1990; Ġleri, 2000). Ayrıca bu ileri teknolojik iĢlemlerinin; tam olarak metalleri

giderememesi, pahalı ekipman gerektirmeleri, yüksek kimyasal madde ve enerji ihtiyaçları ve

arıtma sonucunda toksik özellikte çamur oluĢturma gibi dezavantajları vardır (Aksu ve diğ.,

2002). Bu nedenlerle endüstriyel proses çıkıĢlarında ağır metal iyonlarını gidermede ucuz ve bol

bulunan biyolojik maddelerin kullanımı esasına dayanan biyosorpsiyon prosesi son zamanlarda

önem kazanmıĢtır. Özellikle biyolojik kökenli maddeleri iĢleyen ve doğaya biyolojik atık veren

sanayi kuruluĢlarının oluĢturduğu atıkları adsorpsiyon iĢleminde adsorbent olarak kullanılması

ile çevreye dost biyosorpsiyon olayı güncellik kazanmıĢtır. Bu prosesin en önemli avantajı, bir

atığı baĢka bir atık ile arıtarak hem geri kazanımın sağlanması hem de kullanılacak

76 E. Malkoç Y. Nuhoğlu

adsorbentlerin atık olarak alıcı ortamlara verilerek meydana getireceği çevre kirliliğinin

önlenmesidir.

Nikel tuzları metal kaplama iĢlerinde kullanılır. Yüzey ve yeraltı sularına kaplama

banyolarından yapılan deĢarj, sulardaki nikel miktarını artırır. Çelik parçalarının bakır alaĢımlı

ve alüminyum alaĢımlı parçalarının kaplanmasında elektrolit çökelti halinde kullanılır.

Elektrikli ısıtıcı bobinlerin, mıknatısların, kimya sanayinde, cerrahi ve fizik aletlerinin

yapımında, paranın üretiminde atık olarak çevreye nikel verilir. Alg ve balıklar için toksiktir.

Ġnsanlara ise sulu yiyeceklerden geçer ve zamanla akciğer, bağırsak, deri gibi dokularda

birikebilir. Nikel rafinasyon iĢçileri üzerinde yapılan bir çalıĢmada, mide ve akciğer kanserine

yakalanma oranının yüksekliği dikkate alınması gereken bir konudur (Çokadar ve diğ., 2003).

Tehlikeli ve zararlı atıkların arıtılması ve uzaklaĢtırılması için ülkemizin sınırlı olan imkanları

da gözönüne alındığında, uygun bir adsorbent seçimi ile adsorpsiyon prosesi atıksulardan ağır

metallerin giderimi için uygun bir alternatif olabilir. Adsorpsiyon alanında esas olan pahalı

olmayan ve bol miktarda bulunan biyomateryallerin seçilmesidir. Bu amaçla, yapılan çalıĢmada

kabuk ve kadehlerinden tanenli madde ve valeks elde edilen palamut meĢesi atığı adsorbent

olarak seçilmiĢ, sürekli sabit yataklı kolonda Ni(II) giderimi araĢtırılmıĢtır.


2.1. Adsorbent ve Ni(II) stok çözeltisinin hazırlanması

Kabuk ve kadehlerinden tanenli madde ve valeks elde edilen palamut meĢesinin atığı "Salihli

Palamut ve Valeks Sanayii T.A.ġ." ‗den temin edilmiĢtir. Palamut meĢesi atığı, geniĢ bir yüzeye

serilerek 3-4 gün kurutulduktan sonra distile su ile yıkanarak kullanılmıĢtır.

Sürekli adsorpsiyon kolonlarında yapılan denemelerde, adsorbentin partikül boyutu 1.0-3.0 mm

olarak alınmıĢtır. 1g/L‘lik Ni2+

stok çözeltisi NiCl2.6H2O‘dan hazırlanmıĢtır. ÇalıĢmalarda

kullanılan nikel çözeltisi stok çözeltiden gerekli seyreltmeler yapılarak kullanılmıĢtır.

2.2. Deney sistemi

Sabit yataklı kolon deneyleri, 30 cm yükseklikte ve 2 cm iç çapa sahip düĢey cam kolonda

yürütülmüĢtür. Kolon peristatik pompa yardımıyla alttan beslenmiĢ ve adsorbent kolona

yerçekiminin etkisi ile ilave edilmiĢtir. Adsorpsiyon kolonu besleme solüsyonu ile adsorpsiyon

yatağı tükeninceye kadar beslenmiĢ ve örnekler belli aralıklarla çıkıĢtan alınmıĢtır.

Kolon çalıĢmalarındaki ana amaç; önceden belirlenen kirletici konsantrasyonuna ulaĢıncaya

kadar, büyük adsorpsiyon kolonlarındaki servis zamanını veya verilen kolon yüksekliğinde

adsorpsiyon yatağının kapasitesini tahmin edebilmektedir (Lehmann ve diğ., 2001).

Sabit yataklı kolonun dinamik davranıĢı, çıkıĢ kirletici konsantrasyonu-zaman profili yani atılım

eğrisine göre tanımlanır (Aksu ve Gönen 2004; Chu, 2004).Sabit yataklı adsorpsiyon

kolonlarında, adsorbent partikülleri sabit yataklı kolonda tutulur ve katı adsorbent doyuncaya

kadar solüsyon yatak boyunca sürekli geçirilerek istenilen uzaklaĢtırma elde edilinceye kadar

solüsyon akmaya devam eder. Kolona gönderilen kirletici konsantrasyonu ile kolondan çıkan

kirletici konsantrasyonu eĢit oluncaya kadar adsorpsiyon iĢlemine devam edilir ve eĢitlik

sağlanıncaya kadar geçen süreye atılım zamanı denir (McCabe ve diğ., 1993).

Sabit Yataklı Adsorpsiyon Kolonunda Palamut MeĢesi Atığı ile Ni(II) Giderimine Kolon Yüksekliği

ve pH'ın Etkisi‘nin Ġncelenmesi

77

X

qq

top

eq

1. Ceketli sabit yataklı kolon

2. Termostat

3. Flowmetre

4. Peristatik pompa

5. Besleme tankı 6. ÇıkıĢ suyu tankı

Şekil 1. Ni(II) gideriminin yürütüldüğü sürekli sabit yataklı kolon

Bir kirletici için tipik atılım eğrisi arıtılan (atılan) hacim veya zamana karĢı cıkıĢ

konsantrasyonunun (CçıkıĢ; mg/L), giriĢ konsantrasyonuna (CgiriĢ; mg/L) oranı olarak ifade edilir

(Chu, 2004). ÇıkıĢ hacmi (Veff) aĢağıdaki gibi hesaplanır.

toplameff QtV (2.1)

Q =AkıĢ hızı ( ml dak-1

), ttoplam =Toplam akıĢ zamanı ( dak)

t‘ye karĢılık Cad(giriĢ konsantrasyonu-çıkıĢ konsantrasyonu) miktarı grafiğe geçirilerek elde

edilen atılım eğrisi altındaki alan (A) toplam adsorbe edilen kirletici miktarını bulmak için

kullanılır. Verilen farklı deneysel Ģartlar için, toplam adsorbe edilen kirletici miktarı (qtop;mg);

dtCQQA

q

toplamtt

t

adtop

0

10001000 (2.2)

Kolona gönderilen kirletici miktarı (mtop);

1000

0 top

top

QtCm (2.3)

eĢitliği ile bulunur.Kolonda dengede uzaklaĢtırılan adsorban miktarı (maximum kolon

kapasitesi) qeq;

(2.4)

eĢitliği ile hesaplanır. X=Adsorbent miktarı (g)


3.Bulgular ve Tartışma

Sabit yataklı adsorpsiyon kolonunda, palamut meĢesi atığı ile Ni2+

iyonunun giderimi oda

sıcaklığında (25°C) yapılmıĢtır. Adsorpsiyon davranıĢına, adsorpsiyon kolonunun yüksekliği ve

besleme solüsyonunun pH‘sının etkisi incelenmiĢtir.

3.1. Ni(II) giderimine kolon yüksekliğinin etkisi

Sabit yataklı adsorpsiyon kolonlarında, adsorpsiyon kapasitesini etkileyen en önemli değiĢken

kolon yüksekliğidir. Kolon yüksekliği, birçok adsorpsiyon modelinde kullanılan önemli bir

parametredir. Palamut meĢesi atığı ile yapılan adsorpsiyon denemelerinde kolon yüksekliğinin

etkisi incelenirken, Ni(II) iyonunun gideriminde kolon yüksekliği 10 cm, 20 cm ve 30 cm‘e

karĢılık gelen 10 g, 20 g ve 30 g palamut meĢesi atığı ile kolon doldurulmuĢtur.Besleme

çözeltisindeki Ni(II) konsnatrasyonu 100 mg/L ve akıĢ debisi 10 ml/dak değerinde sabit

tutulmuĢtur.

ġekil 2‘de görüldüğü gibi, 10 cm yatak derinliğine sahip kolonda 100 mg/L Ni(II) iyonunun

kolondan atılım zamanı 210 dakika iken 30 cm yükseklikte atılım zamanı 720 dakikaya

çıkmaktadır. Atılım zamanına yatak derinliğinin etkisi, giriĢ metal konsantrasyonunun

etkisinden daha fazladır (Al-Asheh ve diğ., 2002).

Şekil 2. Sabit yataklı kolonda palamut meĢesi atığı ile Ni(II) giderimine

kolon yüksekliğinin etkisi

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

0 200 400 600 800 1000

Cçı

kıĢ/C

gir

iĢ

t (dakika)

10 cm

20 cm

30 cm



79

Şekil 3. Ni(II) gideriminde kolon yüksekliği ile yatak kapasitesinin değiĢimi

Palamut meĢesi atığı ile Ni(II) iyonunun gideriminde, 10 cm kolon yüksekliğindeki kolonda

100 mg/L Ni(II) iyonu 6.458 mg/g yatak kapasitesi ile giderildiği ġekil 3‘de görülmektedir.

Kolon yüksekliği arttıkça yatak kapasitesi de artmaktadır. 20 cm kolon yüksekliğinde yatak

kapasitesi 7.3 mg/g‘a ve 30 cm kolon yüksekliğinde ise 7.71mg/g değerine yükselmektedir.

Kolondaki yatak yüksekliğinin artmasıyla metal uzaklaĢtırma kapasitesindeki artıĢ olmaktadır.

Bu artıĢ adsorpsiyon için daha fazla bağlanacak bölge oluĢmasına neden olan adsorbentin

miktarındaki artıĢa bağlı olarak adsorben yüzeyindeki artıĢa bağlıdır. Atılım zamanı aynı

zamanda yatak yüksekliğindeki artıĢla armaktadır (Pradip ve Sharma, 1991).

3.2. Ni(II) giderimine pH‘ın etkisi

Sabit yataklı adsorpsiyon kolonunda palamut meĢesi atığı ile yapılan adsorpsiyon

çalıĢmalarında, solüsyonun giriĢ pH‘sının etkisini araĢtırmak için; pH değeri 2.0; 3.0; 4.0; ve 5.0

olarak değiĢtirilmiĢtir. Yapılan denemeler, 30 cm (30 g adsorbent) yüksekliğindeki kolonda

gerçekleĢtirilmiĢtir.

Ni(II) gideriminde en yüksek verim pH=5.0‘de gerçekleĢmiĢtir. ġekil 4‘den de görüldüğü gibi,

100 mg/L Ni(II) iyonu için kolondan atılım zamanı pH=5.0‘de 720 dakika iken pH=3.0‘de 300

dakika ve pH=2.0‘de ise 180 dakikadır.

6

6,4

6,8

7,2

7,6

8

0 10 20 30 40

Yat

ak k

apas

ites

i (m

g/g

)

Kolon yüksekliği (cm)


Şekil 4. Sabit yataklı kolonda palamut meĢesi atığı ile Ni(II) giderimine pH‗ın etkisi

Aynı zamanda, palamut meĢesi atığı ile Ni(II) gideriminde, pH=2.0‘de yatak kapasitesi 1.55

mg/g iken pH=3.0‘de 3.81 mg/g ‗a ve pH=5.0‘de ise 7.712 mg/g değerine yükselmektedir. Yani

en yüksek yatak kapasitesi pH=5.0‘de elde edilmiĢtir.

4. Sonuçlar

Bu çalıĢmada, fabrika atıklarının ağır metal gideriminde adsorbent olarak kullanılabilirliği

araĢtırılmıĢtır. Fabrika atıklarının adsorpsiyon yöntemi ile ağır metal iyonlarının gideriminde

kullanılması ile hem fabrika atıkları değerlendirilerek alıcı ortamda kirlilik unsuru olmaları

engellenecek hemde bu atıkların çevre mühendisliğinde yaygın olarak kullanılan pahalı bir

adsorbent olan aktif karbona alternatif adsorbent olarak kullanılması mümkün olacaktır. Ni(II)

gideriminde en yüksek verim pH=5.0‘de gerçekleĢmiĢtir. Palamut meĢesi atığı ile Ni(II)

iyonunun gideriminde, 10 cm kolon yüksekliğindeki kolonda 100 mg/L Ni(II) iyonu 6.4585

mg/g yatak kapasitesi ile giderilmiĢ ve kolon yüksekliği arttıkça yatak kapasitesinin de arttığı

görülmüĢtür.

Sonuç olarak; palamut meĢesi atığının Ni(II) gideriminde uygun bir adsorbent olduğu

düĢünülmektedir.

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

0 200 400 600 800

Cçı

kıĢ

/Cgir

iĢ

t (dakika)

pH=2.0

pH=3.0

pH=4.0

pH=5.0



81

Kaynaklar

Aksu, Z., Açıkel, Ü., Kabasakal, E., and Sezer, S. (2002). Equilibrium modelling of individual and simultaneous

biosorption of chromium(VI) and nickel(II) onto dried activated sludge, Water Research, 36, 3063-3073.

Aksu, Z. and Gönen, F. (2004). Biosorption of phenol by immobilized activated sludge in a continuous packed bed:

prediction of breakthrough curves, Process Biochemistry, 39, 599-613.

Al-Asheh, S., Abdel-Jabar, N., and Banat, F. (2002). Packed-bed sorption of copper using spent animal bones:

Factorial experimental design, desorption and column regeneration, Advances in Environmental Research,

6, 221-227.

Chu, K.H. (2004). Improved fixed-bed models for metal biosorption, Chemical Engineering Journal, 97, 233-239.

Çokadar, H., Ġleri, R., AteĢ, A.ve Ġzgi, B. (2003). Nikel(II) Ġyonunun Sulu Ortamdan Granül Aktif Karbon (GAK) ile

Giderilmesi, Ekoloji Dergisi, 46 (12), 38-42.

Ġleri, R. (2000). Çevre Biyoreknolojisi. DeğiĢim Yayınları, Adapazarı.

Kahvecioğlu, Ö., Kartal, G., Güven, A., ve Timur, S. (2002). Metallerin Çevresel Etkileri-I, Metalurji ve Malzeme

Müh.Bölümü, ĠTÜ, Ġstanbul.

Lehmann, M., Zouboulis, A.I., Matis, K.A. (2001). Modelling the sorption of metals from aqueous solutions on

goethite fixed-beds., Env. Pol., 113, 121-128.

McCabe, W.L., Smith, J.C., and Harriot, P. (1993). Unit operations of chemical engineering. Fifth edition.

McGraw_Hill, 647-685. New York, ABD.

Pradip, P.K., Sharma, M.M. (1991). Recovery of heterocyclic amines from dilute aqueous solution waste streams,

Ind. Eng. Chem. Res., 30,1880-1886.

Türkman, A.,Aslan, ġ. Ve Ege, Ġ. (2001). Doğal zeolitlerle atıksulardan kurĢun giderimi (lead removal from

wastewaters by natural zeolıtes), DEÜ Mühendislik Fakültesi Fen ve Mühendislik Dergisi, 3 (2),13-19.

Volesky, B. (1990). Biosorption of Heavy Metals. CRC Pres, Boca Raton, 396, Florida.


11-13 Haziran 2008

Kalsiyum Aljinat Bilyeleri ile Çinko İyonlarının Adsorpsiyonu

Züleyha Bingül, Seçil Sağol ve Nuhi Demircioğlu

Atatürk Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 25090, Erzurum.


Öz Bu çalıĢmada sodyum aljinattan üretilen kalsiyum aljinat bilyeleri kullanılarak sulu

çözeltilerden çinko iyonları adsorpsiyon yöntemi ile giderilmeye çalıĢılmıĢtır. Yapılan

denemelerde çinko iyonlarının gideriminde pH, baĢlangıç çinko konsantrasyonu ve kalsiyum

aljinat bilyelerinin yoğunluğunun adsorsiyon verimi ve adsorsiyon hızı üzerindeki etkileri

kesikli bir sistemde incelenmiĢtir. Adsorpsiyon dengesine 40 dakikada ulaĢılmıĢtır.

Denemelerden elde edilen verilere göre baĢlangıç çinko konsantrasyonu arttıkça çinko

uzaklaĢtırma verimi düĢmüĢ ve yüksek pH‘larda kalsiyum aljinat bilyeleri ile çinko uzaklaĢtırma

verimi artmıĢtır. Kalsiyum aljinat bilyelerinin yoğunluğunun artmasıyla da çinko giderme

veriminin arttığı gözlemlenmiĢtir. Yapılan adsorpsiyon denemelerinin dataları Langmiur ve

Freundlich adsopsiyon modelleri ile değerlendirilmiĢ ve Freundlich adsorpsiyon modeline

uygun olduğu bulunmuĢtur. Ġzoterm çalıĢmalarında Freundlich sabitleri Kf = 1,952 n = 2,137

olarak hesaplanmıĢtır.

Anahtar Kelimeler: adsorpsiyon; ağır metal, çinko, aljinat jeli; kalsiyum aljinat bilyeleri;

adsorpsiyon izotermleri

Sembol/Notasyon

C Konsantrasyon (mg/L)

Ce Dengede çözeltide adsorplanmadan kalan çözünen konsantrasyonu (mg/L)

Co Çözünenin baĢlangıç konsantrasyonu (mg/L)

Kf Freundlich izoterminde adsorpsiyonda kapasitesini gösteren sabit

n Freundlich izoterminde adsorpsiyon Ģiddetini gösteren sabit

x/m Dengede birim adsorplayıcı ağırlığı baĢına adsorplanan madde miktarı

(mg adsorplanan/g adsorplayıcı)

R Regrasyon katsayısı

t Zaman (dakika)

T Sıcaklık (oC)

1. Giriş

Teknolojik geliĢmelerde önemli rol oynayan endüstriyel faaliyetler ekosistemdeki ağır metal

kirliliğine katkıda bulunmaktadır. KurĢun, bakır, kadmiyum, çinko ve nikel endüstriyel

tesislerden deĢarj edilen atıksularda bulunan en yaygın kirleticilerdir. Ağır metal kirliliği kalıcı

seyrelme ve çökme olmadığı sürece canlı sağlığı üzerinde doğrudan zehirleyici etkiler

yapmaktadır. Sulu ortamlardan ağır metal uzaklaĢtırılmasının iki ana nedeni vardır. Bunlardan

birincisi toksititenin azaltılması, diğeri ise ekonomik değeri yüksek olan metallerin geri

kazanılmasıdır. Bu amaçla ağır metal iyonu içeren atıksuların arıtılmasında, kimyasal olarak

metal iyonunun çökebilen bir bileĢiği Ģekline dönüĢtürülmesi esasına dayanan genellikle iyon

değiĢimi, aktif karbon adsorpsiyonu gibi ikincil arıtımlar gerektiren kimyasal yöntemler

kullanılmaktadır (Bayhan, 1996).

84 Z. Bingül, S. Sağol, N. Demircioğlu

2. Genel Bilgiler

2.1. Sularda Ağır Metal Kirliliği ve Çevreye Etkileri

Teknolojinin geliĢmesiyle artan ağır metal kullanımı çeĢitli çevre sorunlarını da beraberinde

getirmektedir. Ağır metaller gerek topraktan çıkarılırken gerekse iĢlenip mamul haline

getirilirken sulara karıĢırlar. Özellikle çeĢitli endüstrilerde kullanılan ağır metal atıklarının suya

karıĢması kalıcı toksik etkiye sahip atıksuların oluĢmasına neden olmaktadırlar.

Toksititeleri açısından ağır metaller üç gruba ayrılabilir; ilk grupta bulunan Zn, Cu, Ni, V, Se

gibi biyolojik açıdan iz metaller hücre yapısında besin maddesi olarak kullanılırlar. Sınır

değerleri aĢıldığı zaman giderek zehirli olmaya baĢlarlar. Bu maddelerin bazıları nükleik

asitlerle olan zararlı etkileĢimleri sonucu kansorojen etki oluĢturabilirler. Ġkinci grupta yer alan

As, Sb, Bi, Tl gibi metallerin ise hiçbir biyokimyasal yararlılığı ve gerekliliği bilinmeyen,

zehirli ancak organizmada sınır değerleri aĢılmadıkça müsaade edilebilen metallerdir. Son

olarak yer alan Cd, Cr, Hg, Pb gibi metaller ise besin maddesi olarak kullanılmayan fakat

yüksek toksititesi olan elementlerdir (Onar, 1989).

Petrokimya tesisleri, tekstil, deri sanayii, demir-çelik üretimi, metal hazırlama, iĢleme ve

galvanizasyon, dağlama, elektronik kaplama, akü ve pil imalatı, elektrikli makine imalatı,

motorlu-motorsuz taĢıt tamirhaneleri, otomobil imalat sanayii gibi sektörlerden çıkan

atıksularda bu metallerin biri veya birkaçı değiĢik konsantrasyonlarda bulunmaktadır. Bunların

yanısıra tarımsal faaliyetler sonucu oluĢan atıklarda da ağır metallere rastlanmaktadır.

Ağır metal kirliliği içeren atıksular, BOĠ değeri düĢük, genelde asidik, suda yaĢayan ve bu suyu

kullanan canlılar için zehirleyici nitelikte, kendi kendine temizlenme veya arıtılmada etken

mikroorganizmaları bile öldürebilen inorganik karakterli sulardır.

Ağır metaller genelde protein molekülleri ile kuvvetli bağlar oluĢturma eğilimindedirler ve

birçok durumda enzim-metal kompleksini oluĢturmaktadırlar. Çoğu enzimin fonksiyonu özel bir

protein-metal iyonu kombinasyonuna bağlı olarak yürümektedir. Bununla beraber ağır

metallerin civa, kurĢun... vb. gibi olanları organizma için gerekli olan iz elementlerle rekabet

içinde olup, bu iz elementlerin yerini almakta, iz elementlerin de bakır, çinko gibi bazılarının

yüksek konsantrasyonları belirli proteinlerin iĢlevini durdurmakta veya bozabilmektedir

(Bayhan, 1996).

2.2. Çinko

Metaller içerisinde tüketim bakımından çelik, bakır ve alüminyumdan sonra, çinko dördüncü

gelmektedir (Pekkan ve Karayazıcı, 1979). Çinko tabiatta çok dağılmıĢ olarak bulunur.

Volkanik kayaların hemen hepsinde daima az miktarda çinkoya rastlanır. Yer kabuğunun

%0.013‘ünü teĢkil ettiği tahmin edilmektedir (Ün, 1968).

Metal proses atıksuları, nikel, krom, gümüĢ, çinko kaplama iĢlemleri, kaplama yatakları ve bu

yatakların temizlenmesi iĢlemlerinde ortaya çıkan atıksular çinkonun birincil kaynaklarını teĢkil

eder. Literatürde çinkonun atıksularda 0.1-3000 mgZn+2

/lt arasında değiĢim gösterdiği

belirtilmiĢtir. Metal proses üretim Ģekline bağlı olarak kaplama çözeltilerindeki tipik çinko

içeriği 5000-34000 mgZn+2

/lt arasında değiĢmektedir (Patterson, 1985).

2.3. Çinkonun Etkileri

Bir insanda günlük Zn ihtiyacı 8-20 mg kadardır. Ġnsan vücudu 2 gram kadar çinko içerir.

Protein metabolizmasına girer ve bazı enzimlerin iĢleyiĢinde rol oynar. Ġnsan için en düĢük letal

dozun LD 500 g/kg/G olduğu bilinmektedir. Çinko oksit için en düĢük toksik doz TD 600

Kalsiyum Aljinat Bilyeleri ile Çinko İyonlarının Adsorpsiyonu 85

g/m3‘dür. Bu takdirde, çinko oksit solunmakla akciğer sistemini etkilemektedir. Buharlarının

solunması ile akut metal duman humması, boğaz tahriĢi, öksürme, solunum güçlüğü, adale ve

eklem ağrıları, mide tahriĢi, peptik ülserler ve çeĢitli karaciğer etkileri çinkonun kötü etkileridir.

Evlerde kullanılan çinko kaplardan ötürü klorür ya da sülfat halinde çinko yutulabilir; yutulan

miktar 5-10 gr arasında olduğunda 10-12 saat içinde öldürücü bir etki yapar.

2.4. Çinko Arıtım Teknolojileri

Atıksularda çinkonun giderilmesi veya geri kazanılmasında; aĢağıdaki metodlar

kullanılmaktadır: Kimyasal çöktürme; Ġyon değiĢtirme; Evaporasyon; Elektrokimyasal arıtım;

Ters osmoz.

2.5. Adsorpsiyon

Genel olarak adsorpsiyon uygun bir arayüzeyde çözünmüĢ maddelerin biriktiği bir prosestir. Bu

arayüzey sıvı ile bir gaz, bir katı veya baĢka bir sıvı arasında olabilir (Tchobanoglous, 1991). Su

ve atıksu arıtımında sıvı ve katı faz arasındaki arayüzey yapay olarak sağlanır. Sıvı fazdan

uzaklaĢtırılan materyale "adsorbat", katı yüzeyi sağlayan maddeye ise "adsorbent" adı verilir

(Peavy, 1985).

GeçmiĢte atıksu arıtımında adsorpsiyon prosesi çok fazla kullanılmazdı. Fakat günden güne su

kalite standartlarının daha yüksek kalitede çıkıĢ suyu gerektirmesi sebebiyle adsorpsiyon

prosesinin kullanımı gün geçtikçe yaygınlaĢmaktadır (Tchobanoglous, 1991). Adsorpsiyon,

fiziksel ve kimyasal (Kemisorpsiyon) adsorpsiyon olmak üzere ikiye ayrılır:

(i) Fiziksel Adsorpsiyon: hidrojen bağı, Van der Waals etkileĢmeleri, protonasyon gibi

fiziksel kuvvetlerin birinci derecede rol oynadığı bir prosestir. Adsorpsiyon dengesine hızlı bir

Ģekilde eriĢilir ve proses geri dönüĢümlüdür, her bir kimyasal bağ için 20-50 kjmol-1

mertebesinde düĢük adsorpsiyon ısısı ile karakterize edilir. Fiziksel adsorpsiyonun aktivasyon

enerjisi sıfırdır. Bu sebeple, bu tip adsorpsiyon düĢük sıcaklıkta bile gerçekleĢme Ģansına

sahiptir.

(ii) Kimyasal adsorpsiyon (Kemisorpsiyon): genellikle geri dönüĢümsüzdür. Her bir

kimyasal bağ için 40-400 kjmol-1

mertebesinde yüksek adsorpsiyon ısısı ile karakterize edilir.

Çoğunlukla adsorbent ve adsorbat arasında iyonik yada kovalent bağlanma mevcuttur.

Kemisorpsiyonda, adsorbent ve adsorbat arasındaki yüksek ilgiden dolayı genellikle tek tabakalı

adsorpsiyon mümkündür.

2.6. Adsorpsiyonu Etkileyen Faktörler

Adsorpsiyon prosesi süresince, çözeltideki kirletici adsorbent tarafından tutularak çözeltiden

uzaklaĢtırılır. Adsorbe olan moleküllerin çoğu porların yüzeylerinin oluĢturduğu geniĢ bir alana

adsorbe olurken, pek azı partikülün dıĢ yüzeyinde adsorbe olur. Kirleticinin çözelti fazından

adsorbente transferi, adsorbent tarafından adsorplanan kirleticinin konsantrasyonunun

çözeltideki konsantrasyonu ile dengeye gelene kadar sürer ve dengeye ulaĢıldığında transfer

olayı durur. Katı ve sıvı fazlar arasındaki kirleticinin denge dağılımı adsorpsiyon sistemlerinin

önemli bir özelliğidir ve belirli bir sistemin kapasitesini tespit etmede yardımcı olur.

Mühendisler için eĢit öneme sahip parametrelerden biride sistemin dengeye ulaĢtığı, hızı

belirleyen kinetiktir. Adsorpsiyon hızı, arıtım için gerekli olan alıkonma zamanını belirler ve bu

yüzden karbon temas sistemlerinin boyutlarını doğrudan etkiler.

Proses kinetiği, kirleticinin çözeltiden karbon taneciklerindeki porlara transfer hızını açıklar.

Adsorpsiyon olayında proses boyunca üç farklı mekanizma iĢler:


(i) Adsorbe olacak molekül ilk olarak ana çözeltiden adsorbentin yüzeyine taĢınmalıdır. Bu

olayın gerçekleĢebilmesi için, molekülün adsorbenti çevreleyen çözücü filmi geçmesi gerekir ki

bu olaya ― Film Difüzyonu ‖ adı verilir.

(ii) Adsorbat molekülü, porun adsorbe olacağı iç yüzeyine taĢınmalıdır. Bu proses ise ― Por

Difüzyonu ― olarak adlandırılır.

(iii)Adsorbat molekülünün porların iç yüzeyine adsorbe olması.

Adsorpsiyon hızını ve adsorbe olan miktarı etkileyen birçok parametre vardır. Bu

parametrelerden önemli olan birkaçı: karıĢtırma hızı adsorbentin karakteristikleri, adsorbatın

çözünürlüğü, adsorbat moleküllerinin boyutu, pH ve sıcaklıktır.

3. Materyal ve Metod

3.1. Materyal

Aljinat Jeli: Deneylerde kullanılan sodyum aljinat sigma chemical tarafından macrocystis

pyrifera alginden üretilen ticari adı kelp olan bir aljinik asittir.

Kimyasal Maddeler: Deneylerde kullanılan kimyasal maddeler Merck marka olup ZnSO4x7H2O

ve susuz CaCl2‘dir.

Deney Düzeneği: Deney düzeneği bir silindirik cam reaktör, sıcaklığı sabit tutmak için bir su

banyosu ve bir karıĢtırıcıdan oluĢmaktadır.

3.2. Metod

Na-Aljinat Jelinin Hazırlanması: 3,0 gram toz Na-aljinat alınarak bir beher içerisine konmuĢ,

üzerine 197 ml saf su ilave edilmiĢtir. Bu karıĢım jel kıvamına gelene kadar bir cam çubukla

iyice karıĢtırılmıĢ ve jel haline getirilen karıĢım içerisindeki hava kabarcıklarının çıkması için

bir gün bekletilmiĢtir.

Ca-Aljinat Bilyelerinin Hazırlanması: Hazırlanan Na-aljinat jelinin CaCl2 çözeltisi içerisine

damlatılması ile elde edilmiĢtir. OluĢan bilyeler sabit hale gelmek için 1 gün süreyle sıcaklığı

sabit bir ortamda bekletilmiĢtir.

Kuru Ca-Aljinat Bilyelerinin Hazırlanması: Elde edilen yaĢ Ca-aljinat bilyelerinin 2 gün açık

havada bekletilmesi suretiyle kuru Ca-aljinat bilyeleri elde edilmiĢtir.

Çinko Çözeltisinin Hazırlanması: 1000 mg/l stok çinko çözeltisi 4,3955 gr ZnSO4x7H2O‘nun 1

litre deiyonize suda çözünmesiyle hazırlanmıĢtır. Denemeler için kullanılacak olan çeĢitli

deriĢimlerdeki çinko çözeltileri de stok çözeltiden gerekli seyrelmeler yapılarak hazırlanmıĢtır.

Analiz Yöntemleri: Adsorpsiyon çalıĢmaları boyunca, Zn+2

deriĢimleri grafit elektrotlu atomik

adsorpsiyon spektrofotometresinde ölçüldü.

4. Sonuçlar ve Değerlendirme

4.1. BaĢlangıç pH‘sının Etkisi

Ağır metal iyonlarının biyopolimerler ile adsorpsiyon prosesinde, adsorpsiyon kapasitesi ve

metal iyonunun biyopolimer yüzeyine adsorplanma hızını doğrudan etkileyen en temel

parametrenin ortamın baĢlangıç pH‘sının olduğu yapılan deneyler sonucunda saptanmıĢtır.


ÇalıĢmalarda 1M H2SO4 kullanılarak pH=2,0-3,0 ve 5,0 seviyelerinde deneyler yapılmıĢtır.

Deneylerde ortamın sıcaklığı 25oC, karıĢtırma hızı 200 rpm, baĢlangıç çinko konsantrasyonu

1×10-4

M , Ca-aljinat miktarı 2 gram ve %1,5‘luk jelden yapılmıĢ yaĢ bilyeler kullanılmıĢtır.

Örnek numuneler 2, 4, 6, 8, 10, 12, 15, 20, 30 ve 40 dakika gibi değiĢen zaman aralıklarında

alınmıĢ ve elde edilen sonuçlar ġekil 1‘de verilmiĢtir.

Şekil 1. Farklı pH değerlerinde adsorpsiyon veriminin zamana göre değişimi

Biyopolimerlerde bağlayıcı noktalar olarak karboksilat, amin, fospor, sülfat, hidroksit ve diğer

fonksiyonel gruplar bulunmaktadır. pH artıĢı ile yüklenen bölgeler daha fazla negatif özellik

kazandıklarından, pH azalması ile ağır metal uzaklaĢtırma veriminde de bir azalma olmaktadır.

Ayrıca hidrojen ve hidroksit iyonları dıĢındaki iyonlar ortamın pH‘sından etkilenmektedirler.

ġekil 1‘de görüldüğü gibi pH=5 de adsorpsiyon verimi diğer pH‘lara oranla daha yüksektir. pH

arttıkça biyopolimerin yüzeyi daha fazla negatif yükle yüklendiğinden dolayı, pozitif yüklü

çinko iyonlarının uzaklaĢtırma veriminde bir artıĢ olmuĢtur.

4.2. Ca-Aljinat Bilyeleri Ġle Çinko Giderimi Üzerine BaĢlangıç Konsantrasyonunun Etkisi

Deneylerde baĢlangıç çinko konsantrasyonu 5 mg/L, 10 mg/L ve 50 mg/L alınarak çalıĢmalar

yapılmıĢtır. Deneylerde sıcaklık 25 oC, pH = 3, aljinat miktarı 2 gr, aljinat yüzdesi %1,5 ve

karıĢtırma hızı 200 rpm olarak sabit tutulmuĢ ve elde edilen sonuçlar ġekil 2‘de verilmiĢtir.

0

15

30

45

60

75

90

0 10 20 30

Zaman (dakika)

Gid

erim

Ver

imi (%

)

pH = 3

pH = 4

pH = 5


Şekil 2. Farklı baĢlangıç konsantrasyonlarında adsorpsiyon veriminin zamana göre

değiĢimi

ġekil 2‘de görüldüğü gibi, 5 mg/L baĢlangıç Zn+2

konsantrasyonunda en yüksek çinko

uzaklaĢtırma verimine (% 81,4) ulaĢılmıĢtır.

Çinko konsantrasyonu artarken uzaklaĢtırma verimi azalmaktadır. Bunun nedeni kalsiyum

aljinat bilyelerinde düĢük konsantrasyonlardaki çinko iyonlarını tutacak yeterli deriĢimde

fonksiyonel grup varken, konsantrasyon arttıkça fonksiyonel grupların yoğunluğu ortamdaki

çinko iyonlarını uzaklaĢtırmaya yetmemektedir.

Tablo 1. Ca-aljinat ile adsorpsiyonda baĢlangıç çinko konsantrasyonunun etkisi Co

(mg/L) Adsorplanan Çinko

(mg/L) Ce

(mg/L) x/m

(mg/L)

5 4,07 0,93 2,04

8 5,55 2,45 2,78

10 6,41 3,59 3,21

15 8,95 6,05 4,48

20 11,00 9,00 5,55

25 13,00 12,00 6,5

30 14,40 15,60 7,2

Kalsiyum-aljinatın çinko iyonlarını adsorplama kapasite ve Ģiddetini belirlemek için

sabit kalsiyum-aljinat miktarında, baĢlangıç çinko konsantrasyonları değiĢtirerek bir seri deney

yapılmıĢ denge halinde birim adsorplayıcı kütlesinde adsorplanan çinko miktarı (x/m) ile

ortamda kalan ağır metal iyonları deriĢimleri (Ce) hesaplanarak; Freundlich ve Langmuir

adsorpsiyon modellerine uygunluğu tartıĢılmıĢ ve Freundlich izotermine uyduğu

gözlemlenmiĢtir.

0

15

30

45

60

75

90

0 10 20 30 40

Zaman (dakika)

Gid

erim

Ver

imi (%

)

Co = 5 mg/L

Co = 10 mg/L

Co = 50 mg/L


Şekil 3. Farklı baĢlangıç konsantrasyonlarında Zn+2 iyonlarının Ca-aljinat bilyeleri ile

adsorpsiyonunda Freundlich modeline göre elde edilen adsorpsiyon izotermi(2 gr %1,5

lik bilyeler)

3.3. Adsorpsiyon Verimi Üzerine Ca-Aljinat Bilyelerinin Yoğunluğunun Etkisi

Ca-aljinat ile çinko adsorpsiyonu üzerine aljinat bilye yoğunluğunun etkisinin araĢtırılması

amacıyla yapılan deneylerde sıcaklık 25 oC, pH = 3, aljinat miktarı 2 gr, aljinat yüzdesi %1,5 ve

karıĢtırma hızı 200 rpm olarak sabit tutulmuĢ elde edilen veriler ġekil 4‘de verilmiĢtir.

Şekil 4. Adsorpsiyon verimi üzerine Ca-aljinat bilyelerinin yoğunluğunun etkisi

y = 0,468x + 0,2907

R2 = 0,9879

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

-0,10 0,10 0,30 0,50 0,70 0,90 1,10 1,30

log Ce

log (

x/m

)

0

20

40

60

80

0 10 20 30 40

Zaman (dakika)

Gid

erim

Ver

imi (%

)

% 1,5 lik bilye

% 3,0 lık bilye


ġekil 4 incelendiğinde adsorpsiyon hızının ve çinko uzaklaĢtırma veriminin % 3,0‘lük

bilyelerde daha yüksek olduğu görülmektedir. Bunun nedeni % 3,0‘lük bilyelerde fonksiyonel

grupların daha fazla olmasıdır. Diğer taraftan % 3,0‘lük bilyelerde biyopolimer

konsantrasyonunun daha yüksek olması nedeniyle metal iyonlarının difüzyonu %1,5‘lik

bilyelerden daha yavaĢtır. Bunun nedeni yoğun fonksiyonel grupların difuzyonu engellemesidir.

Bu olay sonucunda adsorpsiyon hızı ve verimi üzerine difuzyonun etkili olduğu görülmektedir.

5. Sonuç

Adsorpsiyon hızının genelde ilk 15 dakika içerisinde daha hızlı olduğu bu noktadan sonra

yavaĢlamaya baĢladığı 20 dakikadan sonra denge durumuna yöneldiği söylenebilir. pH arttıkça

adsorpsiyon verimininde arttığı tespit edilmiĢtir. En iyi adsorpsiyon verimi pH = 5,0 değerinde

elde edilmiĢtir.

Yapılan bu çalıĢma Ģartları dıĢında karıĢtırma hızı, daha geniĢ pH ve konsantrasyon aralığı,

sıcaklık ve iyonik Ģiddet gibi parametrelerde dikkate alınmak Ģartıyla yapılacak deneyler,

kalsiyum aljinat bilyeleri ile adsorpsiyon çalıĢmalarında daha fazla bilgiler sağlayayacaktır.

Kaynaklar

Bayhan, Y.K., (1996). Çapraz akıĢ mikrofiltrasyon sistemi kullanılarak S. cerevisiae ile endüstriyel atıksulardan ağır

metal giderimi. Doktora Tezi, A.Ü., Fen Bilimleri Ens., Çevre Müh. Anabilim Dalı, 1-3, 6-10, 16-21, Erzurum.

Onar, N.A. (1989). Hava kirinde bulunan eser metallerden kurĢun, kadmiyum ve civaya maruziyetin belirlenmesinde

biyolojik materyal seçimi. Ondokuz Mayıs Üniversitesi Fen Dergisi, 1,3,55.

Patterson, J.W., (1985). Industrial Treatmant Technology. Butterworth Publisherrrs, 437-455, London.

Peavy, H.,S., Rowe, D.,R., Tchobanoglous, G., (1985). Environmental Engineering,195, Mc Graw Hill International

Editions Civil Engineering Series, Singapore

Pekkan, A., Karayazıcı, F.Ġ., (1979). Kimya sektör araĢtırması, kurĢun ve kurĢun bileĢikleri. Türkiye Sınai Kalkınma

Bankası A.ġ., 16, Ġstanbul.

Tchobonaglous, G., Burton, L.,F., (1991). Wastewater Engineering Treatment, Disposal, Reuse, 315, Mc Graw Hill

International Editions Civil Engineering Series, New York

Ün, R., (1968). Metal Kimyası Dersleri. ġirketi Mürettebiye Basımevi, 333-350, Ġstanbul.


11-13 Haziran 2008

Veteriner Antibiyotiklerinin Fotokatalitik Oksidasyon Prosesi

İle Arıtımında Su Bileşenlerinin Etkisi

Keziban Seven Yalap ve Işıl Akmehmet Balcıoğlu

Boğaziçi Üniversitesi, Çevre Bilimleri Enstitüsü, 34342 Bebek İstanbul

E-posta: [email protected], [email protected]

Bu çalıĢmada bir tetrasiklin antibiyotiği olan oksitetrasiklinin (OTC) fotokatalitik oksidasyon

prosesi ile arıtılması farklı reaksiyon koĢullarında araĢtırılmıĢ ve antibiyotik konsantrasyonunun,

pH‘nın ve hidrojen peroksitin oksidasyon verimine etkileri incelenmiĢtir. Ayrıca suda bulunan

kalsiyum (Ca2+

), bikarbonat (HCO3-), nitrat (NO3

-), fosfat (PO4

3-), sülfat (SO4

2-) ve klorür (CI

-)

iyonlarının arıtma verimine etkileri incelenmiĢtir. Nötr pH değerinin arıtma verimine en uygun

pH olduğu saptanmıĢtır. Peroksit konsantrasyonunun 50 mgL-1

‘den yüksek olması durumunda

arıtma veriminin düĢtüğü gözlenmiĢtir. Kalsiyumun düĢük ve yüksek konsantrasyonlarının

reaksiyona önemli bir etkisi olmamıĢ ancak bikarbonat, nitrat, fosfat, sülfat ve klorür iyonlarının

arıtma verimini azalttıkları saptanmıĢtır.

Anahtar Kelimeler: antibiotik, fotokatalitik oksidasyon, oksitetrasiklin, titanyum dioksit

1. Giriş

Antibiyotikler günümüz ilaç sektöründe önemli bir grup olarak yer almaktadırlar. Ġnsanların

tedavi edilmesinin yanı sıra hayvan sağlığının korunması ve üretim veriminin artırılması

amacıyla da yaygın olarak kullanılmaktadırlar. Organizmaya uygulanan antibiyotikler %90‘a

varan oranlarda metabolize edilmeden vücuttan atılırlar (Kemper, 2008) ve bu nedenle insan ve

hayvan dıĢkısı yüksek miktarda antibiyotik içerebilir. Yapılan çeĢitli çalıĢmalarla,

antibiyotiklerin çevrenin çeĢitli kompartımanlarının yanısıra hayvan dıĢkısı ve evsel atıksu

arıtma çamurunda bulunduğu tespit edilmiĢtir. Ġnsan ve hayvan antibiyotikleri üretim

proseslerinden kaynaklanan atıkların, evsel atıksuyun ve hayvan yetiĢtiriciliğinden kaynaklanan

atıkların arıtımında uygulanan konvansiyonel yöntemlerin antibiyotik gideriminde yetersiz

olması çevrede antibiyotik kirliliğine neden olmaktadır (Heberer, 2002; Balcıoğlu, 2007). Bu

maddeler fiziksel ve kimyasal özelliklerine bağlı olarak su kaynaklarına ve sedimentlere

ulaĢabilmektedirler. Antibakteriyel maddelerin yüksek konsantrasyonlarının çevrede bulunması,

mikroorganizmalar üzerinde toksik etkiye neden olarak ekolojik dengenin bozulmasına, düĢük

konsantrasyonlarının çevrede bulunması ise patojen ve patojen olmayan bakterilerin antibiyotik

direnci kazanmasına neden olabilir.

Bazı araĢtırmalarla antibiyotiklerin atık su arıtma sistemlerinde ve çevrede biyolojik olarak

giderilemediği saptanmıĢtır (Ternes 1998; Kümmerer ve diğ., 2000 ve Heberer, 2002). Çevrede

önemli problemlere yol açan antibiyotik kirliliğinin giderimi için alternatif arıtım yöntemlerinin

geliĢtirilmesi son yıllarda önem kazanmıĢtır. Ġleri oksidasyon proseslerinin antibiyotiklerin

arıtımında etkili olduğu saptanmıĢtır (Dantas ve diğ., 2008; Ötker ve Balcıoğlu, 2005, Alaton ve

diğ. 2004, Balcıoğlu ve Ötker 2003; Andreozzi ve diğ., 2003; Balcıoğlu ve Ötker, 2002,

Zwiener ve Frimmel, 2000).

Bu çalıĢmada bir tetrasiklin antibiyotiği olan oksitetrasiklinin (OTC) fotokatalitik oksidasyon

prosesi ile arıtılması farklı reaksiyon koĢullarında araĢtırılmıĢ ve antibiyotik

konsantrasyonunun, pH‘ın ve hidrojen peroksit konsantrasyonunun oksidasyon verimine etkileri

incelenmiĢtir. Fotokatalitik oksidasyon prosesi, biyolojik yöntemlerle arıtılamayan kirleticilerin


92 K. S. Yalap, I. A. Balcıoğlu

gideriminde kullanılan bir ileri oksidasyon prosesidir. Literatür araĢtırmalarında bazı

antibiyotiklerin fotokatalitik oksidasyon prosesleri ile giderimleri incelenmiĢ olmasına rağmen,

suda bulunması muhtemel iyonların arıtma verimine etkileri incelenmemiĢ olmasından yola

çıkılarak, bu çalıĢmada ayrıca suda bulunan kalsiyum (Ca2+


-),

fosfat (PO43-

), sülfat (SO42-

) ve klorür (CI-) iyonlarının arıtma verimine etkileri incelenmiĢtir.

Doğal sularda bulunan organik madde konsantrasyonun da etkisi bu çalıĢma kapsamında

araĢtırılmıĢtır.

2. Metod ve Materyal

2.1. Kimyasallar

Oksitetrasiklin hidroklorür (Sigma, %95 HPLC saflığında) temin edildiği Ģekilde deneylerde

kullanılmıĢtır. Bütün diğer kullanılan kimyasallar analitik saflıktadır. Çözeltilerin

hazırlanmasında HPLC derecesinde su (MilliQ sistem) kullanılmıĢtır. Fotokatalitik oksidasyon

prosesi TiO2 (Degussa P25) fotokatalizör olarak kullanılması ile gerçekleĢtirilmiĢtir.

2.2. Fotokatalitik Oksidasyon

Fotokatalitik oksidasyon deneyleri 20 W (Black light) floresans lambasına sahip borosilikat

camdan yapılmıĢ reaktörde gerçekleĢtirilmiĢtir. Fotokatalizörün sentetik olarak kirletilen suda

homojen bir Ģekilde karıĢmasını sağlamak amacıyla reaktör tabanında bulunan sinterlenmiĢ

cam filtreden hava geçirilmiĢ ve ayrıca bir peristaltik pompa ile çözeltinin sirkülasyonu

sağlanmıĢtır. Reaktörün örnek alma musluğu kullanılarak 10 dakikalık zaman periyotlarında

alınan örnekler 5000 rpm ‗de santrifüjlendikten sonra 0,45 µm membran filtre ile

süzülmüĢtürler.

2.3. OTC Analizi

OTC analizi spektrofotometre ve HPLC ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Spektrometrik ölçümler için

Schimadzu UV-160 model spektrofotometre kullanılmıĢtır. HPLC analizi dörtlü pompa, DAD

detektör, otomatik enjeksiyon sistemi ve otomatik örnekleme sistemine sahip Agilent 1100

serisi sistem ile gerçekleĢtirilmiĢtir. HPLC analizi Eclipse XDB, 5µ, 150 x 4mm kolonunda,

ODS, octadecyl koruma kolonu ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Suda % 0.1 formik asit ve ACN‘de %

0.1 formik asit mobil faz gradient olarak kullanılmıĢtır. OTC‘nin kantitatif olarak saptanması

368 nm dalga boyunda UV dedektör ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Kalsiyum iyonlarının antibiyotik ile

kompleks oluĢturması OTC‘nin maksimum absorbans gösterdiği dalga boyunun ve absorpsiyon

Ģiddetinin değiĢmesine neden olduğundan ayrı bir kalibrasyon eğrisi ile sonuçlar

değerlendirilmiĢtir.

2.3. Reaksiyon Ürünlerinin Toksisitesi

OTC ile sentetik olarak kirletilen ve fotokatalitik oksidasyon ile arıtılan suyun toksisite

değerlerinin saptanmasında Brouwer, 1991 tarafından tanımlanan dehidrogenaz aktivitesine

(DHA) dayanan resazurin yöntemi, bazı değiĢikliklerin yapılması ile kullanılmıĢtır. Bakteri

kültürü olarak Bacillus subtilis (Refik Saydam Hıfzısıhha Merkezi) seçilmiĢtir.

Veteriner Antibiyotiklerinin Fotokatalitik Oksidasyon Prosesi İle Arıtımında Su Bileşenlerinin Etkisi 93

3. Bulgular ve Değerlendirme

3.1. OTC‘nin Fotokatalitik Oksidasyonu

ġekil 1, 49,6 mg L-1

oksitetrasiklin antibiyotiğinin pH=7‘de 1 g L-1

TiO2 varlığında fotokatalitik

oksidasyon ile giderimini göstermektedir. ġekilde aynı zamanda kontrol deneylerinin de

sonuçları sunulmaktadır. Bu deneyler karanlık ortamda sadece OTC varlığında, karanlık

ortamda OTC ve TiO2 varlığında, UV ve havanın OTC‘ye uygulanması suretiyle


Şekil 1. Oksitetrasiklinin fotokatalitik oksidasyon ile giderimi

Yapılan deney sonuçlarında 1 saatlik fotokatalitik oksidasyon ile baĢlangıç konsantrasyonu 49,6

mg/L olan OTC‘nin % 95 oranında giderildiği saptanmıĢtır. Diğer taraftan TiO2 ile karanlıkta

yapılan 1 saatlik deney OTC‘nin % 17 ‗sinin adsorbe olduğunu ve hava + UV uygulanan deney

ise reaksiyon süresinde OTC‘nin ihmal edilebilecek düzeyde fotodegradasyona uğradığını

göstermektedir. Fotokatalitik oksidasyon sonucunda oluĢan reaksiyon ürünlerinin toksisitesi

bacillus subtilis ile saptanmıĢtır ve reaksiyonun ilk 15 dakikasında toksik etkinin arttığı ve

reaksiyon süresinin ilerlemesi ile azaldığı bulunmuĢtur.

3.2. Antibiyotik Konsantrasyonunun Fotokatalitik Oksidasyon Verimine Etkisi

1x10-2

– 5x10-1

mM aralığında OTC‘nin beĢ farklı konsantrasyonu ile fotokatalitik oksidasyon

deneyleri pH=7‘de gerçekleĢtirilmiĢtir. Burada seçilen konsantrasyon aralığı, bu kirleticinin

doğal su kaynaklarında saptanan miktarlarından oldukça yüksektir (Hirsch ve diğ.1999). Ancak

fotokatalitik oksidasyon prosesinde çeĢitli parametrelerin etkisini inceleyebilmek amacıyla

yüksek OTC konsantrasyonunda deneyler yapılmıĢtır.

OTC konsantrasyonunun değiĢimi ile TiO2 yüzeyinde adsorbe olan antibiyotik miktarı değiĢim

göstermiĢtir. OTC‘nin fotokatalizör yüzeyinde adsorpsiyonunun bir saatte tamamlandığı göz

önüne alınarak oksidasyon reaksiyonundan önce çözelti bir saat karanlıkta karıĢtırılmıĢ ve

baĢlangıç konsantrasyonu Ce olarak belirtilmiĢtir. ġekil 2‘de OTC baĢlangıç konsantrasyonun

baĢlangıç giderim hız sabitine (r0) etkisi gösterilmiĢtir.

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

0 10 20 30 40 50 60 70

Zaman (dakika)

OT

C K

on

san

tra

syo

nu

(m

M)

Hava + UV

TiO2 +Karanlık Ortam

Karanlık Ortam

TiO2+Hava+UV


Şekil 2. OTC‘nin farklı konsantrasyonlarının baĢlangıç giderim hız sabitine etkisi

OTC konsantrasyonun 0.04 mM‘dan 0.5 e artırılması ile fotokatalizör yüzeyinde adsorbe olan

antibiyotik miktarının % 38 den % 7,5‗e azaldığı ve fotokatalitik oksidasyon giderim hızının da

konsantrasyonun artması ile azaldığı saptanmıĢtır. 5x10-1

mM OTC ‘nin 60 dakikalık

fotokatalitik oksidasyonu sonucu % 35 oranında giderim elde edilirken konsantrasyonun 20 kat

azaltılması ile ise 10 dakikalık sürede yaklaĢık giderim verimi % 90 ‘a ulaĢmıĢtır. ÇalıĢmada

kullanılan OTC konsantrasyonlarının su kaynaklarında saptanan konsantrasyonlardan oldukça

yüksek olduğu göz önüne alındığında fotokatalitik oksidasyon prosesinin bu mikrokirletici ile

kirlenmiĢ suların arıtımında etkili olacağı sonucu çıkarılabilir.

3.3. pH‘nın Fotokatalitik Oksidasyon Verimine Etkisi

Fotokatalitik reaksiyonlarda TiO2 yüzeyinin elektrostatik yükü üzerinde pH‘ın etkisi mevcut

olup, pH, fotokatalizör yüzey yük yoğunluğunu ve dolayısı ile fotokatalitik oksidasyon verimini

belirleyici bir faktördür. Özellikle iyonik organik maddelerin TiO2 yüzeyinde adsorpsiyonunda

pH önemli bir parametre olması dolayısıyla pH‘ın OTC‘nin fotokatalitik oksidasyonuna etkisi 3

farklı değerde incelenmiĢtir (ġekil 3). OTC bir zwiteriyon olup üç farklı pKa değerine sahiptir

(pK1 = 3.57, pK2 = 7.49 ve pK3 = 9.44). TiO2 yüzeyi ise pH 6.3 de (Nano ve Strathmann, 2006 )

yüksüz olduğundan asidik ve bazik pH değerlerinde sırası ile pozitif ve negatif yüklüdür.

OTC‘nin pozitif ve negatif yüklü fotokatalizör yüzeyindeki adsorpsiyonu ve fotokatalitik

oksidasyonu nötral pH‘da elde edilenden daha düĢüktür.

3.4. Hidrojen Peroksit‘in Fotokatalitik Oksidasyon Verimine Etkisi

Fotokatalitik oksidasyon prosesine H2O2 ilavesi ortamdaki hidroksil radikali konsantrasyonunu

artırdığı ve böylece kirleticilerin degradasyon hızını da artırdığı bilinmektedir (Naman ve diğ.

2002, Malato ve diğ 2000;). Bu çalıĢmada 25-100 mg. L-1

H2O2 ‗in OTC‘nin fotokatalitik

oksidasyon prosesine etkisi araĢtırılmıĢtır. Sadece H2O2‘in kullanıldığı kontrol deneylerinde bir

saatlik reaksiyon süresince OTC‘nin oksidasyonu gözlemlenmemiĢtir. 50 mg. L-1

H2O2‘in

fotokatalitik oksidasyon hızını sadece % 8 oranında artırmıĢtır. H2O2 konsantrasyonunun 100

mg. L-1

‗e artırılması ise yüksek konsantrasyonlarda H2O2 hidroksil radikalleri ile reaksiyona

girmesi nedeniyle OTC giderim hızının azalmasına neden olmuĢtur.

y = 8.8622x + 143.07

R2 = 0.9331

0

100

200

300

400

500

600

0 10 20 30 40 50

1/ce

1/r

0

Konsantrasyon

(mM) Adsorbsiyon

(%)

0.5 7.5

0.1 17.7

0.07 18.4

0.05 35.2

0.04 37.9


Şekil 3. pH‘nın OTC‘nin fotokatalitik oksidasyonuna etkisi

3.5. Su BileĢenlerinin OTC‘nin Fotokatalitik Oksidasyonuna Etkisi

Fotokatalitik oksidasyon çalıĢmalarında suda bulunan iyonların organik madde oksidasyonunda

olumsuz etkileri gözlenmiĢtir (Hu ve diğ. 2004;; Liao ve diğ. 2001; Abdullah ve diğ.1990). Bu

çalıĢmada suda bulunan kalsiyum (Ca2+


-), fosfat (PO4

3-), sülfat

(SO42-

) ve klorür (Cl-) iyonlarının OTC‘nin fotokatalitik oksidasyonu üzerine etkisi

araĢtırılmıĢtır. Her bir deney setinde hazırlanan TiO2 yüzeyinde adsorpsiyon dengesinin

oluĢması için 60 dakika boyunca karanlıkta (adsorbsiyon periyodu) karıĢtırılarak bekletme

iĢlemi uygulanmıĢtır. Ġlave edilen iyonların konsantrasyonlarının değiĢimi ile çözelti pH‘ında

değiĢiklikler meydana gelmiĢtir ve her bir deney setinde baĢlangıç pH değerleri 7 ye

ayarlanmıĢtır. Her bir iyonun farklı konsantrasyonu için 60 dakikalık denge periyodu sonundaki

OTC‘nin adsorpsiyonu ve 60 dakikalık fotokatalitik oksidasyon ile OTC konsantrasyonunun

değiĢimi için elde edilen sonuçlar Ģekil 4‘te sunulmuĢtur.

ġekilde görüldüğü gibi ilave edilen iyonların konsantrasyonuna bağlı olarak OTC‘nin TiO2

yüzeyinde adsorpsiyonunda değiĢiklik meydana gelmesine neden olmuĢlardır. Doğal su

kaynaklarında bol miktarda bulunan kalsiyum iyonları OTC ile kuvvetli kompleksler

oluĢturduklarından (Balcıoğlu ve ġalcıoğlu, 2008) yüksek Ca2+

konsantrasyonunda adsorbe olan

OTC miktarında azalma saptanmıĢtır (ġekil 4 a). Fotokatalitik oksidasyon periyodunda OTC

giderim hızında adsorpsiyon periyodunda elde edilen sonuçlara paralel olarak bir azalma

saptanmıĢtır.

Doğal ve kirlenmiĢ sularda bulunan bikarbonat iyonu hidroksil radikalleri ile hızlı bir reaksiyon

vermesi nedeniyle (k=3.9 108 M

-1s

-1 )

organik maddelerin oksidasyon verimini önemli ölçüde

azaltabilir (Abdullah ve diğ., 1990). 200 mg L-1

bikarbonat iyonunun ilavesi ile fotokatalizör

yüzeyinde OTC adsorpsiyonun %17‘den %1.5 azalmasına neden olmuĢtur (ġekil 4 b).

Birkarbonat iyonunun (200 mg/L) fotokatalizörün yüzeyinde adsorpsiyonu OTC

adsorpsiyonunu azaltmasının yanısıra katalizör yüzeyinde ve çözeltide bulunan hidroksil

radikalleri ile reaksiyonu sonucu bir saatte elde edilen OTC gideriminin % 98‘den % 78‘e

azalmasına neden olmuĢtur.

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

-20 0 20 40 60 80

Zaman (dak)

OT

C K

on

san

tra

syo

nu

(m

M)

pH 4pH 7pH 9

Ad

sorp

siy

on

Per

iyo

du

Fotokatalitik

Periyod

başlangıç


Şekil 4. Su BileĢenlerinin OTC‘nin fotokatalitik oksidasyonuna etkisi

Doğal sulardaki antibiyotik kirlilik kaynağının esas olarak hayvan gübresi ile gübrelenmiĢ tarım

arazileri olduğunu göz önüne alarak bu çalıĢmada fosfat ve nitrat iyonlarının etkisi de

incelenmiĢtir. pH 7‘de H2PO4- olarak bulunan fosfat iyonları karbonat iyonlarında olduğu gibi

OTC adsorpsiyonunu önemli ölçüde azaltmıĢtır (ġekil 4 c). Fosfat iyonunun OTC arıtma

verimini azaltması bu iyonun TiO2 yüzeyinde adsorpsiyonu ve h+/OH• ile reaksiyonu sonucu

daha az reaktif ürünlerin oluĢması (H2PO4•)ile açıklanabilir.

OTC‘nin fotokatalizör yüzeyinde adsorpsiyonunun nitrat konsantrasyonundan etkilenmemesi

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

-20 0 20 40 60 80

Zaman (dak)

OT

C K

on

san

trasy

on

u (

mM

)

0 mg /L Ca+2

1264 mg/L Ca2+

200 mg/L Ca2+

Ad

sorp

siyon

Per

iyod

u Fotokatalitik

Periyod

başlangıç

(a)

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

-20 0 20 40 60 80

Zaman (dak)

OT

C K

onsa

ntr

asyo

nu

(m

M)

0 mg /L HCO3-50 mg/l HCO3-100 mg/l HCO3-200 mg/l HCO3-

Ad

sorp

siyo

n

Per

iyod

u Fotokatalitik

Periyod

başlangıç

(b)

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

-20 0 20 40 60 80Zaman (dak)

OT

C K

on

san

tra

syo

nu

(m

M)

0 mg/l PO43-5 mg/l PO43-25 mg/l PO43-50 mg/l PO43-75 mg/l PO43-

Ad

sorp

siy

on

Per

iyo

du

Fotokatalitik

Periyod

başlangıç

(c)

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

-20 0 20 40 60 80

Zaman (dak)

OT

C K

on

san

trasy

on

u (

mM

)

0 mg/L NO3- 5 mg/l NO3-25 mg/l NO3-125 mg/l NO3-250 mg/l NO3-

Ad

sorp

siyon

Per

iyod

u Fotokatalitik

Periyod

başlangıç

(d)

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

-20 0 20 40 60 80

Zaman (dak)

OT

C K

on

san

trasy

on

u (

mM

)

0 mg/L SO42-

50 mg /l SO42-

100 mg /l SO42-

1000 mg /l SO42-

10000 mg/l SO42-

Ad

sorp

siyon

Per

iyod

u

Fotokatalitik

Periyod

başlangıç

(e)

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

-20 0 20 40 60 80

Zaman (dak)

OT

C K

on

san

tra

syo

nu

(m

M)

0 mg/L CI-

1000 mg/L CI-

10000 mg/L CI-

Ad

sorp

siy

on

Per

iyo

du

Fotokatalitik

Periyod

başlangıç

(f)


nedeniyle nitrat iyonlarının TiO2 adsorbe olmadığı sonucu çıkarılabilir. Nitrat iyonlarının UV

ıĢığı ile nitrat radikallerini oluĢturması nedeniyle (Zhang ve diğ., 2004) organik madde

giderimini arttırabileceği öne sürülmesine karĢılık bu çalıĢmada nitrat iyonlarının varlığı OTC

gideriminin azalmasına neden olmuĢtur (ġekil 4 d). Ancak nitrat‘ın olumsuz etkisi karbonat ve

fosfat iyonların oluĢturduğu etkiden daha azdır.

Antibiyotiklerin balık yetiĢtiriciliğinde de kullanıldığını göz önüne alarak bu faaliyetten

kaynaklan atıksularda sülfat ve klorür iyonları bulunacağından söz konusu iyonların

fotokatalitik oksidasyona etkileri yüksek konsantrasyonlarda araĢtırılmıĢtır. Elde edilen sonuçlar

SO42-

ve Cl-‗ün yüksek konsantrasyonlarında da OTC adsorpsiyonunu etkilemediği ve OTC

fotokatalitik oksidasyonunu ise düĢük bir oranda etkilediği saptanmıĢtır (ġekil 4 e ve f).

Doğal suların önemli bir organik bileĢeni olan humik asidin OTC degradasyonundaki etkisi 5-

100 mg.L-1

humik asit konsantrasyon aralığında araĢtırılmıĢ ve .humik asit konsantrasyonunun 5

mg L-1

‘den 100 mg.L-1

artırılması ile OTC degradasyon hız sabitinin 0.1‗den 0.07 dak-1

değerine azaldığı saptanmıĢtır.

Teşekkür

Sunulan çalıĢma TUBĠTAK 106Y073 projesi kapsamında gerçekleĢtirilmiĢtir. Yazarlar

TÜBĠTAK‘a destekleri dolayısıyla teĢekkür ederler.

Kaynaklar

Abdullah, M., Low, G. K.C., Matthews, R. W. (1990). Effects of Common Inorganic Anions on Rates of

Photocatalytic Oxidation of Organic Carbon over Illuminated Titanium Dioxide, J. Phys. Chem. 94; 6820-6825

Alaton, A,. Dogruel, S, Baykal, E., Geron, G. (2004). Combined chemical and biological oxidation of penicillin

formulation effluent, Journal of Environmental Management, 73; 155–163

Andreozzi, R., Caprio, V., Marotta, R., Radovnikovic, A. (2003). Ozonation and H2O2/UV treatment of clofibric

acid in water: a kinetic investigation, Journal of Hazardous Materials, 103; 233–246

Balcıoğlu Akmehmet, I., Ötker, M. (2002). Oxidative Treatment of Antibiotics in Pharmaceutical Effuents"

Proceedings of the 5th Specialised Conference on Small Water and Wastewater Treatment Systems, September,

24-26, 2002. Ġstanbul Turkey

Balcıoğlu Akmehmet, I., ve Ötker, M. (2003). Treatment of pharmaceutical wastewater containing antibiotics by O3

and O3/H2O2 processes, Chemosphere, 50, 85-95.

Balcıoğlu Akmehmet I, Ötker M. (2004). Pre-Treatment of Antibiotic Formulation Wastewater by O3, O3/H2O2, and

O3/UV Processes Turkish J. Eng. Env. Sci., 28, 325-332.

Balcıoğlu Akmehmet I. (2007). Fate of Veterinary Drugs in the Environment‖, TÜBĠTAK-Julich Project report.

Balcıoğlu Akmehmet I., ġalcıoğlu, A.ġ. (2008) Adsorption of a Tetracycline Antibiotic onto Natural Zeolite in the

Presence of Inorganic Ions, yayına sunulmuĢtur.

Brouwer, H. (1991). Testing for chemical toxicity using bacteria, J. Chem. Educ. 68, 695–697.

Dantas, R, F., Contreras, S., Sans, C., Esplugas, S. (2008). Sulfamethoxazole abatement by means of ozonation,

Journal of Hazardous Materials, 150; 790-794.

Heberer, T. (2002). Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment: a review

of recent research data, Toxicol. Lett. 131, 5–17.

Hu, C., Yuchao, T., Lanyu, L., Zhengping, H., Yizhong, W., Hongxiao, Tang . (2004). Effects of inorganic anions on

photoactivity of various photocatalysts under different conditions, Journal of Chemical Technology and

Biotechnology, 79; 247-252.

Kemper, N. (2008). Veterinary antibiotics in the aquatic and terrestrial environment, Ecological Indicators, 8, 1-13.


Kümmerer, K., Al-Ahmad, A., Mersch-Sundermann, V. (2000). Biodegradability of some antibiotics, elimination of

the genotoxicity and affection of wastewater bacteria in a simple test, Chemosphere, 40, 701–710.

Liao, C.H., Kang, S.F., Wu, F.A. (2001). Hydroxyl radical scavenging role of chloride and bicarbonate ions in the

H2O2/UV process, Chemosphere, 44; 1193-1200.

Malato, S., Blanco, J., Maldonado, M.I., Fernandez-Ibanez, P.,Campos, A. 2000. Optimising solar photocatalytic

mineralisation of pesticides by adding inorganic oxidising species; application to the recycling of pesticide

containers. Appl. Catal. B: Environ. 28; 163-174.

Naman, S.A., Khammas, Z.A.A., Hussein, F.M. (2002). Photo-oxidative degradation of insecticide dichlorovos by a

combined semiconductors and organic sensitizers in aqueous media J. Photochem. Photobiol. A: Chem. 153; 229.

Nano, G.V., Strathmann, T.J. (2006). Ferous iron sorption by hydrous metal oxides. Journal of Colloid Interface

Science, 297, 443–454.

Ötker H. M, Akmehmet-Balcıoğlu I. (2005). "Adsorption and degradation of enrofloxacin, a veterinary antibiotic on

natural zeolit, Journal of Hazardous Materials, 122(3), 251-258.

Ternes, T. A. (1998). Occurrence of drugs in German sewage treatment plants and rivers. Water Res. 32, 3245–3260

Zhang, W., An, T., Cui, M., Sheng, G., Fu, J. (2005). Effects of anions on the photocatalytic and photoelectrocatalytic

degradation of reactive dye in a packed-bed reactor. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 80,

223-229.

Zwiener, C., Frimmel, F. H. (2000). Oxidative Treatment Of Pharmaceuticals in Water, Water Res., 34; 1881-1885.


11-13 Haziran 2008

Tekstil Atıksularının Arıtılmasına Alternatif Çözüm:

Süperkritik Su Oksidasyonu

Onur Ö. Söğüt, Dilek Gümüş ve Mesut Akgün

Yıldız Teknik Üniversitesi, Kimya Mühendisliği Bölümü, Davutpaşa Kampusü, 34210, Esenler,

İstanbul.


Öz Bu çalıĢmada, süperkritik su ortamında tekstil boyası C.I. Basic Blue 41‘in, oksitleyici

madde olarak H2O2 kullanarak arıtılması gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneyler sürekli borusal akıĢlı

reaktörde 25 MPa basınç ve 400-650oC sıcaklık koĢullarında gerçekleĢtirilmiĢtir. Tepkime

öncesindeki TOC ve H2O2 deriĢimleri sırasıyla 15,30-76,48 ve 30,60-294,12 mmol∙L-1

aralıklarındadır. Süperkritik su oksidasyonu (SCWO) yöntemiyle çok kısa reaksiyon sürelerinde

(9-19 s) Toplam Organik Karbon (TOC) temelinde %99,79‘a varan arıtma verimleri elde

edilmiĢtir. Deneysel verilerden yola çıkarak oksidasyon reaksiyonu için, reaksiyon sıcaklığı,

atıksu ve oksitleyici konsantrasyonuna bağlı kinetik modeli önerilmiĢtir. Reaksiyon hız

ifadesinde, aktivasyon enerjisi, Ea, 23,560(0.9) kJmol-1

, atıksu konsantrasyonu ve oksitleyici

konsantrasyonuna göre reaksiyon mertebesi sırasıyla 0,785(±0,031) ve 0,353(±0,054) olarak

bulunmuĢtur.

Anahtar Kelimeler arıtma,reaksiyon kinetiği, süperkritik su oksidasyonu; tekstil atıksuyu;

basic blue 41; toplam organik karbon

Sembol/Notasyon

[Cn] oksidasyona uğrayan maddenin deriĢimi, mmol/L

[O2] reaksiyon Ģartlarındaki oksijen deriĢimi, mmol∙L-1

[TOC] toplam organik karbon deriĢimi, mmol∙L-1

[TOC0] tepkime baĢlangıcındaki toplam organik karbon deriĢimi, mmol∙L-1

a oksidasyona uğrayan maddeye göre tepkime mertebesi, birimsiz

b oksijene göre tepkime mertebesi, birimsiz

c reaksiyon ortamındaki suya göre tepkime mertebesi, birimsiz

T reaktör sistem sıcaklığı, K

NDeney Hesaplamaya alınan tüm deneylerin sayısı, birimsiz

k0 Arrhenius sabiti, mmol-0.138

L0.138

s-1

Ea Aktivasyon enerjisi, kJ mol-1

t, τ reaksiyon süresi, s

X dönüĢüm oranı, birimsiz

XDeney deney sonucunda ortaya çıkan TOC dönüĢüm oranı, birimsiz

XModel model denklemine göre beklenen dönüĢüm oranı, birimsiz

1. Giriş

Tekstil atıksuları, kullanılan boyar madde türüne bağlı olarak çözünmüĢ formda birçok organik

kirletici içermektedir. Tekstilde kullanılan boyar maddelerin kimyasal yapılarının kompleks ve

100 O. Ö. Söğüt, D. Gümüş, M. Akgün

sentetik orijinli olmalarından dolayı tekstil endüstrisi atık sularının arıtma iĢlemleri zor ve

pahalı olmaktadır. Tekstil atıksularında, kullanılan boyaların özellikleri dolayısıyla özellikle

biyolojik ayrıĢmaya karĢı dirençli organik maddelerden (düĢük BOĠ5/KOĠ oranı) ileri gelen

organik kirlilik ve renk baĢlıca arıtılması zor olan kirletici parametrelerdir. Diğer taraftan bu

boyaların ve parçalanma ürünlerinin muhtemel toksik veya kanserojen madde potansiyeli de

mevcuttur. Tekstil atıksularının arıtılması için çeĢitli konvansiyonel arıtım yöntemleri

mevcuttur. Bunlar arasında, adsorpsiyon (Tan ve diğ., 2003), flokulasyon (Ciardelli, 2001),

elektrokimyasal arıtma (Szpyrkowicz ve diğ., 2001), membran ayırma (Tan ve diğ., 2006),

ozonasyon (Ciardelli, 2001; Doğruel ve diğ., 2006), UV/H2O2 veya UV/TiO2 (KuĢvuran ve diğ.,

2004; Ulusoy ve diğ., 2004) kullanan ileri oksidasyon yöntemleri, biyolojik arıtma (Ghoreishi,

2003) ve ıslak hava oksidasyonu (Donlagic, 1997; Chen, 2003) ya da katalitik ıslak hava

oksidasyonu (Bhargava ve diğ., 2006, Kim ve diğ., 2003) yöntemleri olarak sıralanabilir.

Ancak bu prosesler, tekstil atıksularının doğal biyolojik oksidasyonu için bir ön arıtım adımı

olarak düĢünülmektedir.

Son yıllarda süperkritik su ortamında atık sulardaki organik bazlı kirleticilerin ve ağır metallerin

uzaklaĢtırılması, giderek önem kazanan bir teknoloji haline gelmiĢ ve uygulaması

yaygınlaĢmaya baĢlamıĢtır. Proses, kirleticileri içeren atık suyun süperkritik koĢullarda bir

oksitleyici madde kullanarak organik kirleticilerin CO2 ve suya parçalanması, kirletici

metallerin de metal oksitleri halinde uzaklaĢtırılmasına dayanmaktadır. Bu prosesle, kirleticiler,

tek bir adımla saniyeler mertebesinde bir süreyle giderilebilmektedir. Oksitleyici madde olarak

genellikle H2O2, bazı proseslerde ise oksijen veya hava kullanılmaktadır.

AkıĢkanlar, kritik noktaları civarında sıvıya benzer çözme yeteneği kazanırlar ve sıvılara göre

daha iyi taĢınım özellikleri gösterirler. Basınç ve sıcaklığın değiĢtirilmesiyle kolaylıkla istenen

değerlere ayarlanabilen bu özellikler, ayırma iĢlemlerinin ve kimyasal reaksiyonların

gerçekleĢtirilmesinde önemli rol oynarlar. Doğadaki en önemli çözücü olan suyun, süperkritik

koĢullarda reaksiyon çözücüsü olarak çok ilginç özellikleri vardır. Suyun kritik sıcaklık ve kritik

basınç değerleri sırasıyla 374,8°C ve 221,3 Bar‘dır (22,13 MPa). Özellikleri, benzer bir polar

sıvıdan hemen hemen apolar bir akıĢkana doğru değiĢir. Bu değiĢim, oldukça geniĢ bir sıcaklık

aralığında gerçekleĢir. Kritik noktadan daha yüksek sıcaklıklarda beklenildiğinden daha asidik

olur ve difüzivite artar. Su ile yüksek sıcaklıklarda çalıĢılıyor olması, ısıl reaksiyon hızını

arttırır, bu da reaktördeki karıĢtırma hızını arttırarak organik maddelerin iyi çözünmesini,

oksijenle hızlı reaksiyona girilmesini ve tuzların çöktürülmesini sağlar. Bu nedenle süperkritik

su, çözünürlüğe dayalı bir kontrol mekanizması, düĢük viskozite ve yüksek difüzlenme

yeteneğine dayalı mükemmel taĢınım özellikleri ve hidroliz veya kısmi oksidasyon için yeni

reaksiyon imkânları sunan bir çözücüdür (Söğüt, 2007).

Bu çalıĢmada, süperkritik su ortamında tekstil boyası C.I. Basic Blue 41‘in oksitleyici madde

olarak H2O2 kullanarak arıtılması gerçekleĢtirilmiĢtir. Reaksiyon sıcaklığının, H2O2

konsantrasyonunun ve reaksiyon süresinin Toplam Organik Karbon (TOC) temelinde tekstil

atık suyunun arıtım verimine olan etkisi incelenmiĢ, deneysel verilerden yola çıkarak

oksidasyon reaksiyonunun, reaksiyon sıcaklığı, atıksu ve oksitleyici konsantrasyonuna bağlı

kinetik modeli önerilmiĢtir.

Basic Blue 41‘in kapalı formülü C20H26O6N3S2 olup, kimyasal yapısı ġekil 1‘deki gibidir.

Kimyasal yapısından dolayı, tamamen yükseltgenmesi halinde ortaya çıkacak ürünlerin CO2,

H2O, NO2 ve SO2 olacağı görülmektedir.

Tekstil Atıksuların Arıtılmasına Alternatif Çözüm: Süperkritik Su Oksidasyonu 101

Şekil 1. C.I. BasicBlue 41 tekstil boyasının kimyasal yapısı.

2. Deneysel Çalışma

2.1. Deney Düzeneği

Süperkritik su ortamında tekstil atık sularının arıtılması, ġekil 2‘de Ģematik olarak gösterilen

sistemde gerçekleĢtirilmiĢtir. Suni tekstil atık suyu olarak kullanılan C.I. Basic Blue 41‘in

(BB41) saf suda hazırlanmıĢ çözeltisi ve oksitleyici olarak kullanılan H2O2 çözeltisi, yüksek

basınçlara pompalayabilen dozaj pompalarıyla çeĢitli besleme debilerinde, fırın içinde yer alan

bir reaktöre beslenmektedir. Her iki besleme ünitesi, kullanılacak boru tipi reaktör giriĢinde

birleĢtirilerek oksitleyici ile atık suyun teması sağlanmaktadır. Reaksiyon, suyun kritik değerleri

olan 221.3 bar basınç ve 374.8°C sıcaklık değerlerinin üzerinde, boru tipi reaktör içinde

gerçekleĢtirilmektedir. Sistem basıncı, reaktör çıkıĢında yer alan bir BPR (geri basınç

regülatörü) ile sabit tutulmakta, aynı zamanda bir dijital basınç göstergesiyle sistem basıncı

takip edilmektedir. Sistem sıcaklığı, PID kontrollü fırında sabit tutulmaktadır. Ham ve arıtılmıĢ

atık suyun Toplam Organik Karbon (TOC) içeriği ölçülerek TOC temelinde arıtma verimleri

hesaplanmıĢtır.

Şekil 2. SCWO deney düzeneğinin Ģematik gösterimi.


2.2. Oksidasyon kinetiği

Deneysel verilerden BB41‘in oksidasyonu için TOC giderimi temelinde reaksiyon kinetik

modeli oluĢturulmuĢtur. Toplam organik karbon cinsinden organik madde içeriğinin ve

karıĢımda bulunan oksijenin deriĢimleri mmol∙L-1

cinsinden, tepkime koĢullarındaki değerleri

üzerinden hesaba katılmıĢtır.

Süperkritik su ortamında oksidasyon reaksiyon hızı (1) eĢitliğindeki gibi tanımlanabilir:

cba

nan OHOCRTEExpk

d

Cd220

(1)

burada [Cn] oksidasyona uğrayan maddenin deriĢimi (mmol/L), [O2] oksidan deriĢimi (mmol/L),

[H2O] ortamdaki su deriĢimi, reaktörde kalma süresi, a, b, ve c ise sırasıyla Cn, O2, ile

H2O‘nun, tepkime mertebeleridir. k0 ve aE ise sırasıyla Arrhenius sabiti ve aktivasyon

enerjisini simgelemektedir.

Suyun reaksiyon hızına olan muhtemel etkisi henüz daha açıklığa kavuĢturulamamıĢtır.

Dolayısıyla süperkritik su ortamında gerçekleĢen oksidasyon reaksiyonuna su konsantrasyonu

etkisinin olmadığı kabul edilmektedir (Veriansyah ve diğ., 2005; Koo ve diğ., 1997). Reaksiyon

ortamının tamamına yakını sudan oluĢtuğu için, (1) eĢitliğindeki suyun reaksiyon mertebesinin

sıfır olduğu düĢünülmektedir. Reaksiyon aĢırı oksijen konsantrasyonunda gerçekleĢtirildiğinden,

oksijen konsantrasyonu değiĢiminin ihmal edilecek mertebede olduğu farzedilmiĢtir.

Toplam organic karbonun arıtım verimi, dönüĢüm oranının hesaplanması eĢitlik (2)‘teki

gibidir:

]TOC[

]TOC[1X

0

(2)

EĢitlik (1), [Cn] yerine [TOC] konup TOC dönüĢümü cinsinden yeniden düzenlenince, genel

reaksiyon hızı, EĢitlik (3) Ģeklinde ifade edilebilir:

baaOXTOCRTEExpk

d

XdTOC 020a00 1

1

(3)

TOC dönüĢüm oranı (X) cinsinden, 0 ‘da X = 0 baĢlangıç koĢuluyla EĢitlik (3) analitik

olarak çözülürse aĢağıdaki eĢitlik elde edilir;

için 1a OTOCRT/EExp101a11X a1/1b

02

1a

0a

k0 (4)

Bütün deneysel verileri kullanarak eĢitlik (4) non-lineer regresyon analizine tabi tutulduğunda,

önerilen kinetik model parametreleri k0 11-1L mmol s

ba, Ea -1Jmol ve reaksiyon

mertebeleri a ve b elde edilmiĢ olur. Sayısal analiz için STATISTICA v6.0 programı


kullanılmıĢtır. Regresyon analizinde, deneylerden elde edilen dönüĢüm oranı ile hesaplanan

dönüĢüm oranı arasındaki farkın karesinin minimizasyonuyla, hız ifadesi için en uygun

parametre değerleri belirlenmiĢtir. Bunun için kullanılan yöntem, EĢitlik (5)‘te verilmiĢtir.

2N

i

ModelDeney

Deney

XX (5)

3. Sonuçlar Ve Tartışma

Süperkritik su ortamında BB41‘in oksidasyon reaksiyonu 25±1 MPa basınçta 400-650°C

sıcaklık aralığında boru tipi bir reaktörde gerçekleĢtirilmiĢtir. Oksitleyici madde olarak H2O2

kullanılmıĢ ve kirleticinin tamamen okside olabilmesi için deneyler aĢırı O2 ortamında

gerçekleĢtirilmiĢtir. ÇeĢitli reaksiyon Ģartlarında, 9-20 s reaksiyon sürelerinde % 69.13 - %

99.79 arasında TOC giderim verimleri elde edilmiĢtir. Reaksiyon sonucu çıkan gaz ve sıvı

ürünlerin analizinden, BB41‘in moleküler yapısı tamamen bozunmakta ve CO2, H2O ve NO2‘ye

dönüĢmektedir. Arıtım sonucu çıkan sıvı ürünün TOC içeriğinin sıcaklığın, reaksiyon süresinin

ve oksitleyici konsantrasyonunun artıĢıyla düĢtüğü tespit edilmiĢtir. 400°C ve 450C‘de

reaksiyondan çıkan sıvı ürünün sarımtırak renkte olduğu, 500°C ve üstündeki koĢullarda

tamamen renksiz olduğu görülmüĢtür (ġekil 3).

Şekil 3. BB41‘in sulu çözeltisinin sırasıyla, iĢlem görmemiĢ, 450C ve 600C‘de

SCWO ile arıtılmıĢ hallerinin görünüĢleri.

Bir önceki bölümde anlatılan prosedür bütün verilere uygulandığında elde edilen, BB41‘in

oksidasyonu için TOC giderimi cinsinden en uygun genel reaksiyon hız ifadesi EĢitlik (6)‘da

görülmektedir.

05403530

203107850

9056023500423....

OTOCRT..Exp..dt

TOCd (6)


Arrhenius sabiti, k0, ve aktivasyon enerjisi, Ea, sırasıyla 3.042 (±0.5) mmol-0.138

L0.138

s-1

ve 23.56

(±0.9) kJ mol-1

olarak bulunmuĢtur. TOC ve oksijen için tepkime mertebeleri sırasıyla

0.0310.78592a ve 05403530 ..b olarak saptanmıĢtır. Bütün parametreler 95%

güvenilirlik aralığındadır. ġekil 4‘te deneysel veriler ile model çözümünden elde edilen verilerin

bir karĢılaĢtırması verilmektedir. Kesikli çizgi 45o‘

lik karĢılaĢtırma köĢegeninden ±5%‘lik

sapmayı göstermektedir. DönüĢüm oranı cinsinden deneysel ve modele dayalı sonuçların 45°‘lik

doğru üzerinde %95 güvenirlik sınırları içinde çakıĢması, önerilen reaksiyon hız ifadesinin

deneysel sonuçları desteklediğini göstermektedir.

Şekil 4. Deneysel ile kinetik modelden elde edilen arıtma verimlerinin karĢılaĢtırılması

Teşekkür

Bu çalıĢma TUBĠTAK tarafından desteklenmektedir (Proje No. 104M214). Katkılarından dolayı

TUBĠTAK‘a teĢekkür ederiz.

Kaynaklar

Can, H.K., Kirci, B., Kavlak, S., Guner, A., (2003). Removal of some textile dyes from aqueous solutions by poly(N-

vinyl-2-pyrrolidone) and poly(N-vinyl-2-pyrrolidone)/K2S2O8 hydrogels, Rad. Phys. Chem. 68, 811–818.

Ciardelli, G., Ranieri, N., (2001). The treatment and reuse of wastewater in the textile industry by means of ozonation

and electroflocculation, Water Res. 35, 567-572.

Szpyrkowicz, L., Juzzolino, C., Kaul, S.N., (2001). A comparative study on oxidation of disperse dyes by

electrochemical process, ozone, hypochloride and fenton reagent, Water Res. 35, 2129–2136.


Tan, X., Kyaw, N.N., Teo, W.K., Li, K., (2006). Decolorization of dye-containing aqueous solutions by the

polyelectrolyte-enhanced ultrafiltration (PEUF) process using a hollow fiber membrane module, Sep. Purif.

Technol. 52, 110-116.

Dogruel, S., Dulekgurgen, E., Orhon, D., (2006). Effect of ozonation on chemical oxygen demand fractionation and

color profile of textile wastewaters, J. Chem. Tech. Biotech. 81, 426-432.

Kusvuran, E., Gulnaz, O., Irmak, S., Atanur, O.M., Yavuz, H.I., Erbatur, O., (2004). Comparison of several advanced

oxidation processes for the decolorization of Reactive Red 120 azo dye in aqueous solution, J. Hazard. Mater. B

109, 85–93.

Ulusoy, B., Catalkaya, E., Sengul, F., (2004). Photodegradation of Reactive black 5, Direct red 28 and Direct yellow

12 using UV, UV/H2O2 and UV/H2O2/Fe2+: a comparative study, J. Hazard. Mater. B 114, 159–166.

Ghoreishi, S.M., Haghighi, R., (2003). Chemical catalytic reaction and biological oxidation for treatment of non-

biodegradable textile effluent, Chem. Eng. J. 95, 163-169.

Donlagic, J., Levec, J., (1997). Oxidation of an azo dye in subcritical aqueous solutions, Ind. Eng. Chem. Res. 36,

3480-3486.

Chen, G., Lei, L., Hu, X., Yue, P.L,. (2003). Kinetic study into the wet air oxidation of printing and dyeing

wastewater, Sep. Purif. Technol. 31, 71-/76.

Bhargava, S.K., Tardio, J., Prasad, J., Folger, K., Akolekar, D.B., Grocott, S.C., (2006). Wet oxidation and catalytic

wet oxidation, Ind. Eng. Chem. Res. 45, 1221-1258.

Kim, S.C., Park, H.H., Lee, D.K., (2003). Pd–Pt/Al2O3 bimetallic catalysts for the advanced oxidation of reactive dye

solutions, Catal. Today 87, 51–57.

Söğüt, O.Ö., Akgün, M., Treatment of textile wastewater by SCWO in a tube reactor, (2007). J. Supercrit. Fluids

43(1), 106-111.

Veriansyah, B., Park, T.J., Limb, J.S., Lee, Y.W., (2005). Supercritical water oxidation of wastewater from LCD

manufacturing process: kinetic and formation of chromium oxide nanoparticles, J. Supercrit. Fluids 34, 51–61.

Koo, M, Lee, W.K., Lee, C.H., (1997). New reactor system for supercritical water oxidation and its application on

phenol destruction, Chem. Eng. Sci. 52, 1201-1214.


11-13 Haziran 2008

Endüstriyel Atıksuların Zeolitle Arıtılması

Günay Kocasoy1 ve Vicdan Şahin

1 Boğaziçi Üniversitesi, Çevre Bilimleri Enstitüsü, Hisar Kampüs, Bebek, 34342, İstanbul.


Öz Endüstriyel atıksuların doğal zeolitlerin kullanılarak arıtılması konusu uzun yıllardan beri

araĢtırılmaktadır. Yapılan araĢtırmada doğal zeolit olan klinoptilolit kullanılarak endüstriyel

atıksularında bulundan ağır metallerin uzaklaĢtırılması incelenmektedir. AraĢtırma iki safhada

gerçekleĢtirilmiĢtir; birinci aĢamada 30 mm çapında ve 60 sm yüksekliğinde payreks-cam

kabına 0,5–1 mm boyutunda klinoptilolit doldurulmuĢ, tek iyon içeren 0,02N ve 0,04N Cu ve

0,02N Fe ve Zn çözeltileri kolonlardan geçirilmiĢtir. Ġki litre 0,02N Cu ve 750 ml 0,04N Cu

çözeltisinin %100 arıtılması sağlanmıĢtır. Arıtma verimi azalmaya baĢladığı zaman klinoptilolit

tekrar kullanılmak üzere rejenere edilmiĢtir. 0,02N ve 0,04N Cu çözeltilerinin arıtılmasında iyon

değiĢtirme kapasitesi sırasıyla 1,0663 ve 1,5432 meq/g olarak tespit edilmiĢtir. AraĢtırmanın

ikinci safhasında aynı çalıĢmalar Telka-Rabak Elektrolit Bakır Sanayii‘nin dengeleme ve

nötralizasyon tanklarından alınan atıksu ile tekrarlanmıĢtır. Yüksek konsantrasyonda Ni, Zn, Cu

ve Fe içeren 1811 ml dengeleme tankı atıksuyu, 180 ml nötralizasyon tankı atıksuyunun

arıtılmasında %100 verim elde edilmiĢtir. Klinoptilolitin dengeleme ve nötralizasyon tankları

atıksuyundan Cu için katyon değiĢim kapasitesi sırasıyla 0,4483 ve 0,4274 olarak bulunmuĢtur.

AraĢtırmada Zn, Fe, Ni gibi iyonlar da içeren Cu çözeltisinde bakırın arıtılması Cu‘ın tek iyon

olarak bulunduğu çözeltinin ancak üçte biri verimindedir. Deney sonuçları klinoptilolit‘in

atıksulardan ağır metallerin uzaklaĢtırılmasında etkili, ancak uzaklaĢtırma veriminin tek

katyonlu çözeltilerde daha yüksek olduğu görülmüĢtür.

Anahtar Kelimeler ağır metal; bakır; endüstriyel atıksu; klinoptilolit; zeolit

1. Giriş

Uzun zamandan beri ağır metal içeren atıksuların sucul ortama deĢarj edilmesi büyük bir sorun

olarak karĢılaĢılmaktadır. Bu metallerin bir ksımı besi elementleri olarak gerekli olmasına

rağmen bir kısmı zehirli elementlerdir. Ağır metaller mikroorganizma, balık ve bitkilerde

tehlikeli seviyelerde birikebilmekte, gıda zincirine girerek insan vücuduna transfer olmaktadır.

Bu metaller aynı zamanda nehir sedimanlarında da birikmekte, zaman içinde serbest

kalmaktadır. Cd, Pb, Cu, Zn ve Ni kanserojen ve toksik etkilere sahiptir. Örneğin, kadmiyum

düĢük seviyede bile böbrek sorunlarına, yüksek tansiyona yol açmakta, bazı kiĢiler çok az

miktardaki bakırdan bile etkilenerek Wilson hastalığına yakalanmaktadır. Bakırın, 1 mg/l‘den

daha düĢük konsantrasyonlarda bile balıklara ve diğer sucul hayvanlara zehirli etkisi vardır.

Nikelin insanlara zehirli etkisi az olmasına rağmen, solunum yoluyla alındığı zaman kanserojen

etkisi olmaktadır. KurĢun ise zehirli olup, kanserojen etkisi olduğu düĢünülmektedir. Bütün

bunlardan, halk sağlığına ve çevreye olan etkilerden dolayı atıksulardan ağır metallerin

uzaklaĢtırılması çok önemlidir (Sawyer ve diğ., 1994; Balkan, 1999; Mier ve diğ., 2001).

Su sıkıntısı çeken ülkelerden birçoğunda doğrudan veya yeraltı suyuna verilerek tekrar

kullanımını sağlamak için atıksular tersiyer fiziksel-kimyasal arıtmaya tabi tutulurlar. Bu

108 G. Kocasoy, V. Şahin

durumda, su kaynaklarının kirlenmesini önlemek için arıtılmıĢ suda bulunan eser miktarlardaki

kimyevi maddelerin çok düĢük seviyelerde olması gerekmektedir.

Atıksulardan ağır metaller kimyasal çökeltme, aktif çamur adsorpsiyounu, çözelti

ekstraksiyonu, ultrafiltrasyon veya iyon değiĢimi gibi değiĢik yöntemlerle uzaklaĢtırılır. Bu

yöntemlerden, en çok kullanılan pahalı bir sistem olmasına rağmen uygulama kolaylığından

dolayı iyon değiĢim yöntemidir (Mier ve diğ., 2001; Alverez-Ayuso ve Garcia Sanchez, 2003;

Petrus ve Warchol, 2003; Peric ve diğ., 2004). Metaller genellikle CaO ile çökeltilerek

uzaklaĢtırılırlar. Ucuz ve basit bir yöntem olmasına rağmen uzaklaĢtırılması zor ve pahalı olan

çamurun çok miktarda üretilmesi dezavantajdır (Barrer, 1978).

ġu anda ve ileride gerek EPA ve gerekse diğer yönetmelikler tarafında uygulanan/uygulanacak

olan standartları sağlayabilmek için atıksulardan metallerin uzaklaĢtırılması için iyon değiĢtirici

olarak doğal ve ucuz bir malzeme olan zeolit denenmektedir (Breck, 1974; USEPA, 2004a;

USEPA, 2004b). DeğiĢik katyonları içeren sentetik atıksulardan metal uzaklaĢtırılmasında zeolit

kullanımı konusunda yapılan araĢtırmaların çoğu zeolitin değiĢik katyonları seçme sırasının

belirlenmesine odaklanmıĢtır (Blanchard ve diğ., 1984). Al3+

, Ca2+

, Fe2+

ve Mg2+

gibi yüksek

değiĢim kapasiteli katyonlar içeren atıksularda iyon değiĢme kapasitesi daha düĢük olan Cu2+

ve

Zn2+

‘nın uzaklaĢtırılması zorlaĢmaktadır.

YapılmıĢ olan bu çalıĢmalar, ileride yapılacak araĢtırmalar için temel oluĢturmaktadır.

GerçekleĢtirilen bu araĢtırmada, yüksek konsantrasyonda Pb, As, Al, Co ve Sb içeren bakır

elektrolitik endüstrisi atıksuyunun doğal zeolitle arıtılması incelenmiĢtir.

Endüstriyel atıksuların doğal zeolitle arıtılmasının birçok avantajı vardır. Türkiye‘de doğal

zeolit reservleri çok fazla olup çok ucuz olmalarının yanısıra katyon değiĢim kapasiteleri çok

yüksek olduğu için düĢük pH‘lı atıksuların arıtılmasında kullanılabilirler. Ġnsan sağlığına ve

doğaya zararlı olmayıp, rejenere edilerek tekrar kullanılabilmektedirler.

2. Metodoloji

2.1. Deney Düzeneği

Laboratuvar çalıĢmalarında 30 mm çağında ve 60 sm uzunluğunda payreks-camdan yapılmıĢ

kolon kullanılmıĢtır. Kolon 0,5–1 mm ebadında klinoptilolit-zeolitle doldurulmuĢ, arıtılacak

atıksu kolonun üstünden beslenerek yerçekimi gücü ile aĢağıya süzülmesi sağlanmıĢtır.

2.2. Sentetik Atıksu

Tek katyon içeren 0,02N ve 0,04 Cu ve 0,02N Fe ve Zn çözeltileri hazırlanarak araĢtırmada

kullanılmıĢtır. Bu tebliğde sayfa kısıtlamasından dolayı sadece bakır içeren sentetik çözelti ile

yapılan deneylerin sonuçları verilmiĢtir.

2.3. Endüstriyel Atıksu

Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii‘nin dengeleme ve nötralizsyon tankından alınan atıksu

kullanılarak elde edilen sonuçlar tek metal iyonuyla hazırlanmıĢ olan sentetik çözeltilerle

yapılan deneylerin sonuçları mukayese edilerek irdelenmiĢtir. Dengeleme ve nötralizasyon

tankından alınan atıksuların kompozisyonu Tablo 1‘de verilmiĢtir.

Endüstriyel Atıksuların Zeolitle Arıtılması 109

Tablo 1. Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii‘nin dengeleme ve nötralizasyon tankı

atıksuyu özellikleri Metal Dengeleme tankı atıksuyu

özellikleri (mg/l) Nötralizasyon tankı atıksuyu

özellikleri (mg/l) Cu 404,0 1806,0 Zn 49,5 307,0 Fe 42,5 206,0

Ni 78,3 436,0 Pb 2,4 3,8

Sb 1,8 4,8 Al 4,3 -

Ca 620,0 610,0

Na 210,0 565,0 K 3,1 6,3

Sn - 6,6 As - 1,9

Mn - 1,3

Co - 1,26 Diğer Metaller <1,0 <1,0

2.4. Doğal Zeolit – Klinoptilolit

Ġyon değiĢtirme kolonunda Manisa GördeĢ yöresine ait 0,5–1,00 mm ebadında klinoptilolit

kullanılmıĢtır. Deneylerde kullanılan zeolitin özellikleri Tablo 2‘de verilmiĢtir. Doğal zeolit Na,

Ca, K gibi katyonlar içerdiğinden, kolonun her bir doldurumunda homoiyonik form elde

edilinceye kadar klinoptilolitin kompozisyonu değiĢmektedir. Bunun sonucu olarak da iyon

değiĢtirme kapasiteleri sürekli olarak değiĢmektedir. Bu nedenle yapılan değiĢik deneylerde

zeolitin iyon değiĢtirme kapasitesini mukayese ederek değerlendirebilmek için deneylerde

kullanılmadan önce zeolit ĢartlandırılmıĢtır.

Tablo 2. Manisa GördeĢ klinoptilolitinin özellikleri Kompozisyon Zeolit (%)

SiO2 68,30 Al

2O

3 17,50

Fe2O

3 1,60

TiO2 0,35

Na2O 0,13

K2O 3,55

CaO 0,65 MgO 0,60

SO3 0,61

Miscellaneous 6,71

2.5. Yöntem

AraĢtırma iki safhada gerçekleĢtirilmiĢtir. Birinci safhada cam kolon zeolitle doldurulmuĢ ve tek

bir iyon içeren (0,02N Cu, Fe veya Zn) sentetik çözelti yüklenmiĢtir. Çözelti kolona üstten

beslenmiĢ ve yerçekimi ile aĢağıya doğru süzülmüĢtür. Çözeltinin aĢağıya doğru süzülme hızı

60,00 ml/dakika olarak ayarlanmıĢtır. Belli aralıklarla süzülen sentetik çözelti (arıtılmıĢ atıksu)

toplanarak, toplama saatine kadar oluĢan hacmi kaydedilmiĢtir. Toplanan örneğin pH‘ı ölçülmüĢ

ve metal analizleri yapılmıĢtır. Kullanılan klinoptilolit doyma noktasına geldiğinde rejenere


edilerek tekrar kullanılmıĢtır. AraĢtırmanın ikinci safhasında Telka-Rabak Elektrolitik Bakır

Sanayii dengeleme ve nötralizasyon tanklarında alınan gerçek atıksu ile aynı yöntem

tekrarlanmıĢtır. Gerçek atıksu ile yapılan deneyler sonucu elde edilen veriler sentetik atıksuyun

arıtılması sonucu elde edilen verilerle mukayese edilerek çözelti yükleme grafiği çizilmiĢ ve

klinoptilolitin katyon değiĢim kapasitesi hesaplanmıĢtır.

3. Sonuç ve Değerlendirme

3.1. Sentetik Bakır Çözeltisi Ġle Yapılan Deneyler

Bölüm 2.5‘te anlatılan deneyler hazırlanan 0,02N ve 0,04N sentetik bakır çözeltileri ile

yapılmıĢ, elde edilen veriler Tablo 3‘te gösterilmiĢtir. 0,02N sentetik bakır çözeltisinin akıĢ hızı

2,5 ml/dakika olarak ayarlanmıĢ olup çözeltinin ilk pH‘ı 3,62‘dir. Tablo 3 incelendiği zaman,

2716 ml (yaklaĢık 3 litre) 0,02N sentetik bakır çözeltisinin arıtıldığı görülmektedir. ArıtılmıĢ

sentetik sulardaki (çıkıĢ sularındaki) bakır konsantrasyonları ġekil 1‘de gösterilmiĢtir. 0,02N

sentetik bakır çözeltisinin katyon değiĢim kapasitesi 1,0663 meq/g klinoptilolit olarak

hesaplanmıĢtır.

Tablo 3. 0,02N ve 0,04N sentetik bakır çözeltisinin zeolit ile yüklenen kolondan

geçirilmesi sonucu bakırın uzaklaĢtırması Zaman (dakika) Arıtılan miktar (ml) Çıkış suyu Cu konsantrasyonu (mg/l) C/Co

0,02N sentetik bakır çözeltisinden bakırın uzaklaştırılması 0 0 0 0

370 857,0 0 0 421 986,0 0,13 0

571 1345,0 0,15 0

660 1595,5 0,23 0 688 1668,5 0,40 0

718 2150,0 46,88 0,075 899 2226,0 212,50 0,369

909 2250,0 230,63 0,400

919 2278,0 252,63 0,439 938 2328,0 292,50 0,508

972 2421,0 349,13 0,606 1030 2571,0 378,88 0,658

1064 2666,0 441,88 0,767 1086 2716,0 543,60 0,944

0,04N sentetik bakır çözeltisinden bakırın uzaklaştırılması

0 0 0 0 342 750,0 12,3 0,0080

450 987,0 493,6 0,3410 506 1104,0 706,4 0,4880

573 1238,5 884,1 0,6108

733 1549,5 1025,3 0,7083 843 1737,5 1079,4 0,7457


Şekil 1. 0,02N ve 0,04N sentetik bakır çözeltisi kolon çıkıĢ suyundaki bakır

konsantrasyonunun zamanla değiĢimi

0,02N sentetik bakır çözeltisinin yükleme grafiği ve metal konsantrasyonu ile ilgili veriler

incelendiği zaman yaklaĢık 2 litre sentetik bakır çözeltisinden bakırın ĢartlandırılmıĢ zeolitle

(klinoptilolit) %100 uzaklaĢtırıldığı görülmektedir. Kırılma noktasına ulaĢtıktan sonra, bakır

uzaklaĢtırma verimi azalmaya baĢlayarak sıfıra düĢmekte, bu safhada zeolit kolonunun rejenere

edilmesi gerekmektedir.

0,04N sentetik bakır çözeltisinin pH‘ı 2,89 olup, çözeltinin kolondan süzülme hızı 2 ml/dakika

olarak ayarlanmıĢtır. 0,04N sentetik bakır çözeltisinin yükleme hızıyla ilgili veriler incelendiği

zaman 750 ml sentetik çözeltiden bakırın %100 uzaklaĢtırıldığı görülmektedir. Kırılma

noktasına ulaĢtıktan sonra doyma noktasına kadar bakır uzaklaĢtırma verimi azalmaya baĢlar.

Doyma noktasında kolonun rejenere edilmesi gerekmektedir. 0,04N sentetik bakır çözeltisinden

hesaplanan katyon değiĢim kapasitesi 1,5342 meq/g klinoptilolittir.

3.2. DoymuĢ Klinoptilolitin Rejenerasyonu

Zeolit kolonu doyma noktasında, diğer bir deyiĢle çıkıĢ suyundaki bakır konsantrasyonu giriĢ

suyundaki bakır konsantrasyonu ile aynı olduğu zaman kolonun rejenere edilmesi

gerekmektedir. DoymuĢ kolon NaOH ile pH‘ı 12,5‘a ayarlanmıĢ 30 g/l NaCl solüsyonu ile

rejenere edilir. 0,02N sentetik bakır çözeltisinin yüklendiği ĢartlandırılmıĢ klinoptilolit

kolonunun rejenerasyonu ile ilgili veriler Tablo 4‘te, çıkıĢ suyundaki bakır konsantrasyonunun

zamanla değiĢimi ġekil 2‘de gösterilmiĢtir. ġekil 2‘de görüldüğü gibi rejenerasyon iĢleminde

çıkıĢ suyunun bakır konsantrasyonu en üst seviyeye (12000 mg/l Cu) eriĢinceye kadar sürekli

olarak artmaktadır. Daha sonra kolonda tutulan bakır miktarı azaldığı için çıkıĢ suyundaki bakır

konsantrasyonu da azalmaktadır. 0,04N sentetik bakır çözeltisi ile doyma noktasına gelmiĢ olan

zeolit kolonu da NaCl çözeltisi ile rejenere edilmiĢtir. Rejenerasyon tamamlandığı zaman çıkıĢ

suyundaki bakır konsantrasyonu 14359 mg/l olarak ölçülmüĢtür.

0

200

400

600

800

1000

1200

0 200 400 600 800 1000 1200

Cu K

onsa

ntr

asyonu (

mg/l

)

Zaman (dakika)

0,02 bakır çözeltisi 0,04 bakır çözeltisi


Tablo 4. 0,02N sentetik bakır çözeltisi ile yüklenen klinoptilolit kolonunun

rejenerasyonu Zaman Rejeneratör Hacmi Çıkış suyu konsantrasyonları (mg/l) (dakika) (ml) Cu Na K

0 0 0 - - 55 65,0 12012,5 - - 65 94,0 9143,8 49 4,5

80 126,0 8750,0 355 - 98 154,0 8181,3 815 -

112 177,5 6168,8 - 8,85

131 210,5 1980,0 1150 - 170 262,5 540,4 1910 17

183 279,5 362,1 - - 213 380,5 3,8 1770 120

Şekil 2. 0,02N sentetik bakır çözeltisinin yüklendiği klinoptilolit kolonunun

rejenarasyon çıkıĢ suyundaki bakır konsantrasyonunun değiĢimi

3.3. Bakır Endüstrisi Atıksuyu Ġle Yapılan Deneyler

Sentetik çözeltilerle yapılan deneyler Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii‘nin dengeleme ve

nötralizasyon tanklarından alınan gerçek atıksularla tekrarlanmıĢtır. Tanklardan alınan

atıksuların kompozisyonu Tablo 1‘de verilmiĢtir. Dengeleme tankından alınan atıksuyunun ilk

pH‘ı 2,14 olup, akıĢ hızı 4 ml/dakikadır. C/Co‘daki değiĢim ve yüklenen atıksudaki katyonların

uzaklaĢtırılması ile ilgili veriler Tablo 5‘te gösterilmiĢtir. Tablo 5 incelendiği zaman bakırla

birlikte demir ve kalsiyumu içeren gerçek atıksuyun iki litresinde bakır %100 uzaklaĢtırılmıĢtır.

Dört litre atıksuyun arıtılmasından sonra bakır için doyma noktasına ulaĢılmıĢ; klinoptilolitin

tekrar kullanılması için rejenerasyonu gerekmiĢtir. Yükleme grafiğindeki verilerden Cu, Zn ve

Ni için iyon değiĢim kapasitesi sırasıyla 0,4483 meq/g klinoptilolit, 0,0564 meq/g klinoptilolit

ve 0,0587 meq/g klinoptilolit olarak hesaplanmıĢtır. Klinoptilolit kolonunun rejenerasyonu ile

ilgili veriler ġekil 3‘te verilmiĢtir.

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

0 50 100 150 200 250

Cu K

onsa

ntr

asyonu (

mg/l

)

Zaman (dakika)


Tablo 5. Klonoptilolit kolonuna yüklenen Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii

dengeleme tankı atıksuyundaki C/Co ve katyon uzaklaĢtırmadaki değiĢimi Zaman Arıtılan Çıkış suyu konsantrasyonu (mg/l) ve C/Co değişimi

(dakika) Miktar (ml) Cu C/Co (Cu) Zn C/Co (Zn) Ni C/Co (Ni) Fe C/Co (Fe)

375 1061,5 0,0 0 0,485 0,0010 0,36 0,0005 0,69 0,000

628 1556,5 0,0 0 0,956 0,0193 45,60 0,5824 2,45 0,0576

693 1811,5 0,0 0 1,845 0,0373 63,80 0,8148 10,80 0,2541

730 1974,5 0,5 0 3,120 0,0630 - 0,9349 19,30 0,4541

805 2324,5 37,6 0,0001 6,600 0,1333 80,10 0,9987 22,90 0,5388

860 2586,5 82,1 0,0931 6,800 0,1374 73,20 - 25,90 0,6094

1015 2948,5 160,5 0,2032 8,100 0,1636 - - 18,90 0,4447

1105 3181,0 194,6 0,4292 10,210 0,2063 - - - -

1153 3309,0 239,3 0,4817 12,370 0,2499 - - - -

1186 3398,0 239,8 0,5923 13,400 0,2707 - - - -

1242 3454,0 283,5 0,7017 15,300 0,3091 - - - -

1257 3487,0 291,9 0,7225 17,500 0,3535 - - - -

1304 3605,0 320,1 0,7923 19,700 0,3980 - - - -

Şekil 3. Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii dengeleme tankı atıksuyunun

yüklendiği klinoptilolit kolonu rejenerasyon çıkıĢ suyundaki metal

konsantrasyonlarının değiĢimi

ġekil 3 incelendiği zaman, kolonun rejenerasyonunda bakırın ulaĢtığı maksimum

konsantrasyonun bir önceki deneylerde (ġekil 2) ulaĢılan değer kadar yüksek olmadığı görülür.

Aynı zamanda elde edilen eğri daha geniĢ – yayvandır. Bu bulgular sonucu, Zn, Ni ve Fe gibi

baĢka metallerin bulunduğu ortamlarda bakır iyonu verimli bir Ģekilde serbest

bırakılamamaktadır. Aynı iĢlemler Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii nötralizasyon

tankından alınan atıksu ile tekrarlanmıĢtır. pH‘ı 1,52 olan atıksuyun akıĢ hızı 4 ml/dakika olarak

ayarlanmıĢ, katyonların uzaklaĢtırılması, atıksuyun pH ve metallerin C/Co değiĢimi Tablo 6‘da

gösterilmiĢtir. En son çıkıĢ suyunun pH‘ı 2,25 olarak bulunmuĢtur. Klinoptilolitin Cu, Zn ve Fe

için katyon değiĢtirme kapasitesi sırasıyla 0,4274, 0,0527 ve 0,0389 meq/g klinoptilolit olarak

hesaplanmıĢtır.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Met

al K

onsa

ntr

asyonu (

mg/l

)

Zaman (dakika)

Cu

Zn

Fe

Ni


Tablo 6. Klonoptilolit kolonundan geçirilen Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii

nötralizasyon tankı atıksuyunun pH, C/Co ve katyon uzaklaĢtırmadaki değiĢimi Zaman Arıtılan pH Çıkış suyu konsantrasyonu (mg/l) ve C/Co değişimi

(dakika) Miktar (ml) Cu C/Co (Cu) Zn C/Co (Zn) Fe C/Co (Fe) Ni C/Co (Ni)

30 184 7,09 190,5 0,1049 79,5 0,2590 34,52 0,1676 195,38 0,4481

75 344 5,09 1010,0 0,5562 251,9 0,8205 169,38 0,8222 402,13 0,9963

110 484 3,05 1479,4 0,8146 252,5 0,8225 187,25 0,9090 434,40 1,0000

155 640 2,66 1557,0 0,8574 - - - - 436,00 -

185 686 2,60 1585,0 0,9406 303,1 0,9874 195,46 - - -

208 763 2,38 1595,0 0,8783 - - 204,90 - - -

246 882 2,32 1708,1 0,8728 - - - - - -

Tablo 6 incelendiği zaman, kolondan geçirilen atıksuyun 100 ml‘sinden bakırın %100

giderildiği görülmektedir. Kırılma noktasından sonra doyma noktasına eriĢinceye kadar Cu

iyonunda ve Cu uzaklaĢtırma veriminde azalma görülmüĢtür. Doyma noktasında bakırın

uzaklaĢtırılması durmuĢ, klinoptilolit kolonunu tekrar kullanımı için rejenere edilmiĢtir.

Rejenerasyon iĢleminde elde edilen veriler ġekil 4‘te verilmiĢtir. ġekil 4 incelendiği zaman

klinoptilolit kolonunun rejenerasyonu sırasında görülen en yüksek Cu konsantrasyonu 6500

mg/l‘dir. Bu noktadan sonra kolondan serbest bırakılan bakır miktarında sürekli bir azalma

görülmüĢtür. Bunun nedeni ise kolonda bakırdan baĢka atıksuda bulunan diğer metallerin

tutulmuĢ olmasıdır. Kolon çıkıĢ sularının pH‘ında görülen değiĢim ġekil 5‘te gösterilmiĢtir.

0,02N ve 0,04N sentetik bakır çözeltilerinin, Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii dengeleme

ve nötralizasyon tankı atıksularının ve rejenerasyon çıkıĢ suyunun pH‘ında görülen değiĢimler

ġekil 5‘te gösterilmiĢtir. Hesaplanan metal katyon değiĢim kapasiteleri Tablo 7‘de

özetlenmiĢtir.

4. Sonuç

GerçekleĢtirilen deneylerin sonuçlarının değerlendirmesinde, Tablo 7‘de verilen Cu, Zn, Fe ve

Ni için klinoptilolitin hesaplanan iyon değiĢim kapasitelerinin klinoptilolitin bakır için toplam

değiĢim kapasitesi (2,7 meq/g) ile mukayese edildiği zaman, en yüksek değerin sadece Cu iyonu

içeren atıksularda elde edildiği görülmüĢtür.

Şekil 4. Telka-Rabak Elektrolitik Bakır Sanayii nötralizasyon tankı atıksuyunun

geçirildiği klinoptilolit kolonu rejenerasyon çıkıĢ suyundaki metal konsantrasyonlarının

değiĢimi

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200

Met

al K

on

san

tras

yon

u (

mg/l

)

Zaman (dakika)

Cu

Zn

Fe

Ni


Şekil 5. ÇıkıĢ sularında görülen pH değiĢimi

Atıksuda baĢka iyonların da bulunması durumunda klinoptilolitin bakır dahil tüm metaller için

iyon değiĢim kapasitesinde düĢüĢ görülmüĢtür. Manisa GördeĢ zeolitlerinin Na iyon içereğinin

az olması ise klinoptilolitin iyon uzaklaĢtırma ve değiĢim kapasitesinin düĢük olmasına neden

olmaktadır. Deney sonuçları atıksuyun pH‘ını yükseldiğini de göstermektedir. Doyma noktasına

ulaĢıldığı zaman, zeolitin nötralize etme kapasitesi azalarak solüsyonun pH‘ı düĢerek ilk

değerine gelmektedir. AraĢtırmanın sonuçları metal içeren atıksuların zeolitle arıtılabileceği, tek

metal iyonu içeren atıksularda zeolitin metal uzaklaĢtırma kapasitesinin daha yüksek olduğu

görülmüĢtür.

Tablo 7. Klinoptilolit kolonlarının hesaplanan değiĢik metalleri değiĢim kapasitesi Yüklenen Çözeltiler Cu

(meq/g zeolit) Fe

(meq/g zeolit) Ni

(meq/g zeolit) Zn

(meq/g zeolit) 0.02N Cu 1,0663 - - - 0.04N Cu 1,5342 - - - 0.02N Fe - 0,5438 - -

0.02N Zn - - - 0,3337 Telka-Rabak Sanayii

dengeleme tankı atıksuyu

0,4483 - 0,0587 0,0564

Telka-Rabak Sanayii

dengeleme tankı atıksuyu

0,4274 0,0389 - 0,0527

Kaynaklar

Alverez-Ayuso, E., Garcia-Sanchez, A. (2003). Purification of metal electroplating wastewaters using zeolites, Water

Research, 37, 4855-4862.

Barrer, R.M. (1978). Zeolites and Clay Minerals as Sorbents and Molecular Sieves, London, Academic Press Inc.,

UK.

Blanchard, G., Mauraye, M., Martin, G. (1984). Removal of heavy metals from wastewaters by means of natural

zeolites, Water Research, 18 (12), 1501-1507.

Breck D.W. (1974). Zeolite Molecular Sieves: Structure, Chemistry and Use, Toronto, John Wiley and Sons Inc.,

Canada.

Balkan, M. (1999). Development of Appropriate Low Cost Industrial Sludge Solidification Systems, M.S. Tezi,

Boğaziçi Üniversitesi.

0

2

4

6

8

10

0 200 400 600 800 1000 1200

pH

Zaman (dakika)0,02N Bakır Çözeltisi

0,04N Bakır Çözeltisi

Telka-Rabak Nötralizasyon Tankı ÇıkıĢ Suyu

Telka-Rabak Nötralizasyon Tankı - Rejenerasyon


Mier, M.V., Callejas, R.L., Gehr, R., Cisneros, B. J., Alvarez, P. J. (2001). Heavy metal removal with mexican

clinoptilolite: Multi-component ionic exchange, Water Research, 35, 373-378.

Peric, J., Trgo, M., Medvidovic, N.V. (2004). Removal of zinc, copper and lead by natural zeolite – a comparison of

adsorbing isotherms, Water Research, 38, 1893-1899.

Petrus, R., Warchol, J. (2003). Ion exchange equilibria between clinoptilolite and aqueous solutions of Na+/Cu2+,

Na+/Cd2+ and Na+/Pb2+, Microporous and Mesoporous Materials, 61, 137-146.

Sawyer, C.N., McCarthy, P.L., Parkin, G. F. (1994). Chemistry for Environmental Engineering, 4th Edition, Mc

Graw-Hill Inc., Singapore.

U.S. Environmental Protection Agency Home Page (2004a). http://www.epa.gov/history/topics/rcra/03.htm

U.S. Environmental Protection Agency Home Page (2004b).

http://www.epa.gov/tio/download/remed/ss_sfund.pdf

http://www.epa.gov/history/topics/rcra/03.htm

http://www.epa.gov/tio/download/remed/%20ss_sfund.pdf


11-13 Haziran 2008

Sulu Çözeltilerden Reaktif Tekstil Boyalarının

Elektrokoagülasyon Yöntemi İle Giderimi

Ruhi Malkoç, Bünyamin Karagözoğlu, Fuat Özyonar

Cumhuriyet Universitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 58140, Sivas

E-posta: ruhimalkoc@hotmailcom

Öz Bu çalıĢmada sulu çözeltiden reaktif tekstil boya çözeltilerden biri olan Remazol Brilliant

orange 3R spec gran‘ın (C.I. Reactive Orange 16) elektrokoagülasyon prosesiyle renk giderimi

incelenmiĢtir. Bu amaçla, alüminyum elektrotlarının kullanıldığı elektrokoagülasyon prosesinde,

baĢlangıç pH‘ın, akım yoğunluğunun, iletkenliğin ve zamanın; renk giderme verimi üzerine

etkisi araĢtırılmıĢtır. En yüksek renk giderme verimi %93,26 olarak gerçekleĢmiĢtir. Yapılan

deneysel çalıĢmalar neticesinde elektrokoagülasyon prosesiyle reaktif tekstil boya çözeltilerinin

renginin giderimi konusunda yüksek giderme verimleri elde edilmiĢtir. Elde edilen sonuçlardaki

renk giderme verimleri Elektrokoagülasyon prosesinde farklı türde elektrotlar kullanılarak yada

farklı bağlantı türleri denenerek arttırılabilir.

Anahtar Kelimeler tekstil atıksuyu; elektrokoagülasyon; renk giderimi; reaktif boyalar; reaktif

orange 16

1. Giriş

Nüfus ve geliĢen teknoloji ile birlikte ülkemizde tekstil endüstrisi hızlı bir Ģekilde geliĢmeye

baĢlamıĢ ve mevcut olanlar ise kapasitelerini artırmıĢlardır. Bu durum doğal kaynaklardan en

önemlisi olan suyun kullanımını artırmaktadır. ÇeĢitli proseslerde kullanılan ve atıksu olarak

nitelenen bu sular tekrar alıcı ortamlara deĢarj edilmektedir. DeĢarj edilen endüstriyel atıksular

deĢarj edildikleri alıcı ortamlardaki ekolojik dengeyi bozmakta yada büyük tahribatlara neden

olabilmektedir. Bu nedenle bu suların alıcı su ortamlarına verilmeden önce arıtılması

gerekmektedir.

Özellikle tekstil endüstrisinde yüksek su tüketimi dolayısıyla atıksu üretimi fazladır. Bu

atıksuların kirlilik kaynağı liflerde mevcut olan safsızlıklar, kullanılan kimyasal maddeler ve

boyamada kullanılan boyar maddelerdir. Boyar maddeler diğer maddelerle az veya çok renk

verebilen kendiside renkli olan maddelerdir. Boyar maddelerin tekstil boyama endüstrisinde

kullanılabilmesi için gerekli iki özelliği, renkliliği ve elyaf üzerine bağlanabilmesidir. Renkli

tekstil atıksuları alıcı su ortamlarında birikerek suyun hem estetik görünümü bozmakta hem de

suyun ıĢık geçirgenliğini azaltmaktadır. IĢık geçirgenliğinin azalması ve çözünmüĢ oksijen

miktarının düĢmesi canlıların yok olmasına sebep olmakta ve beraberinde suyun yeniden

kullanım imkânlarını da kısıtlamaktadır. Aynı zamanda tekstil endüstrisindeki bazı boyar

maddelerin toksik özellik göstermesinden dolayı da bu atıksular alıcı ortamlara verildiğinde

arıtılması gerekmektedir (Tünay,1996).

Tekstil endüstrisi atıksuları miktar ve karakteristik yönünden değiĢkenlik göstermektedir.

Tekstil endüstrisinde ortaya çıkan atıksuların çoğunluğu yıkama ve boyama iĢlemleri sonucu

oluĢmaktadır. Bu iĢlemler sonucunda açığa çıkan atıksular yüksek renk ve pH değerine

sahipken, biyolojik olarak arıtılabilirliği düĢüktür (Kobya v.d., 2003; Kural, 2000; Uygun,

2002).


118 R. Malkoç, B. Karagözoğlu, F. Özyonar

Tekstil atıksularından renk giderilmesi ve arıtılması konusunda birçok yöntem kullanılmıĢtır. Bu

yöntemler; biyolojik oksidasyon, kimyasal çöktürme, klorlama, ozon, adsorbsiyon, kimyasal

oksidasyon ve membran proseslerdir (Arıcı, 2000; Külünk, 2000; Namboodri ve Walsh, 1996;

Shu ve Huang, 1995; Slokar ve Marechal, 1998). Ayrıca son yıllarda boyarmadde içeren tekstil

atıksularının arıtılmasında elektrokoagülasyon (EC) prosesi denenmiĢ ve yüksek giderme

verimleri elde edilmiĢtir (Can, 2002; Can vd., 2002; Ciardelli ve Ranieri, 2001; Gezergen Asma,

1998).

Bu çalıĢmada bir tekstil boyar maddesi olan Remazol Brilliant orange 3R spec gran‘ın (C.I.

Reactive Orange 16) elektrokoagülasyon yöntemiyle arıtılabilirliği incelenmiĢtir. Bu amaçla

monapolar bağlı alüminyum ve demir elektrotlar kullanılarak, renk giderimi üzerine; pH, akım

yoğunluğu, iletkenlik ve zamanın etkisi incelenmiĢtir.


2.1. Materyal

EC deneylerinde DyStar firmasının Türkiye‘deki dağıtıcı firmasından temin edilen reaktif

tekstil boyası kullanılmıĢ olup bu boyanın kimyasal yapısı ġekil 1‘de verilmiĢtir.

Şekil 1. Reactive Orange 16‘nın kimyasal yapısı (Baldrian ve Snajdr, 2006).

2.2. Deney Düzeneği ve Deneysel ĠĢlem

Elektrokoagülasyon (EC) deneyleri ġekil 2‘de sunulan deney düzeneğinde gerçekleĢtirilmiĢtir.

Akım ve voltaj kontrollü, dijital bir güç kaynağı (GPC 6030D DC power supply) ile

sağlanmıĢtır. Elektrotlar, elekrokoagülasyon reaktörüne yerleĢtirildikten sonra reaktöre 750 ml.

elektrolit (boya çözeltisi) konulmuĢtur. Güç kaynağı üzerinde istenen akım ve voltaj ayarlaması

yapıldıktan sonra çalıĢtırılmıĢtır. Elektrot potansiyeli etkisi ile ısınan elektrolitin sıcaklığı 25oC

‗de sabit tutulmuĢtur. Deney bitiminden hemen sonra reaktörden alınan numuneler çift kat kaba

filtre kağıtından süzülmüĢtür. Süzülen numuneler daha sonra analiz edilmiĢtir.

Her deneyden önce elektrotlar deney süresince elektrot yüzeyinde biriken kir ve pasları

gidermek için önceden hazırlanan temizleme çözeltisinde 5. dakika bekletilmiĢtir Temizleme

çözeltisi %35 ‘lik 100 ml HCl ve % 2.8 ‘lik 200 ml hekzametilen tetramin ((CH2)6N4)

çözeltisinden oluĢmaktadır (Do ve Chen, 1994). pH ayarlaması için 0.1 M HCl veya 0.1 M

NaOH çözeltileri kullanılmıĢtır. Ġletkenlik ayarlaması Na2SO4 veya saf su ile yapılmıĢtır.

Sulu Çözeltilerden Reaktif Tekstil Boyalarının Elektrokoagülasyon Yöntemi İle Giderimi 119

Şekil 2. Deneysel çalıĢmada kullanılan elektrokoagülasyon deney düzeneği görünüĢü.

Renk ölçümleri spektrofometre‘de kalibrasyon grafiği çıkarıldıktan sonra gerçekleĢtirilmiĢtir.

Analizlerde Chebıos marka optimum-one UV-VIS spektrofometre, , Merck marka spectroquant

TR320 model termoreaktör, Consort marka C931 Model pH-metre ve WTW Marka 340Ġ model

arazi tipi iletkenlik cihazı kullanılmıĢtır.

3. Tartışma ve Sonuç

3.1. BaĢlangıç pH‘ın Etkisi

Elektrokoagülasyon prosessinde baĢlangıç pH‘ın etkisini belirlemek amacıyla 100 A/m2 akım

yoğunluğu ve 20 dakika elektrokoagülasyon süresi ve 250 rpm karıĢtırma hızı, 300 mg/l boya

çözeltisi, 1000 µS/cm iletkenlik baĢlangıç Ģartları altında deneyler gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneysel

çalıĢmalarda elektrokoagülasyon prosesi üzerine baĢlangıç pH‘ın etkisini belirlemek amacıyla

pH aralığı 3-9 olarak seçilmiĢtir. Alüminyum elektrotlar kullanılarak yapılan bu çalıĢmada

elektrotlar sisteme monopolar–paralel bağlanarak elektrokoagülasyon iĢlemi gerçekleĢtirilmiĢtir.

Bu koĢullarda gerçekleĢtirilen çalıĢmalar sonucunda da renk giderme verimleri incelenmiĢtir.

Renk giderme verimi en yüksek %64,42 ile pH 6‘da gerçekleĢmiĢtir. pH: 3‘den pH: 6‘ya kadar

renkgiderme veriminin artığı ve bu pH değerinden sonra verimin düĢtüğü görülmektedir (ġekil

3). Deneysel iĢlemler sonucunda tüm baĢlangıç pH değerlerinin elektrokoagülasyon prosesi

sonunda arttığı gözlenmiĢtir. Bununda nedeni çözelti içerisinde OH- iyonlarının artmasıdır.

3.2. Akım Yoğunluğunun Etkisi

Elektrokoagülasyon prosesinde gerçekleĢen reaksiyonlar sonucu iyon hareketleri önemli

olduğundan akım ve bu nedenle de akım yoğunluğu sistemin iĢletilmesinde bakılması gereken

önemli bir parametredir. Elektrokoagülasyon prosesinde kirleticilerin uzaklaĢtırılması kimyasal

koagülasyon prensiplerine dayanmaktadır(Çiftçi, 2007).

Elektrokoagülasyon prosessinde renk giderme verimi üzerine akım yoğunluğunun etkisini

belirlemek amacıyla sisteme 25-225 A/m2 aralığında akım yoğunluğu uygulanmıĢtır. Akım

yoğunluğu deneyleri için pH:6, 20 dakika elektrokoagülasyon süresi 250 rpm karıĢtırma hızı,

300 mg/l boya çözeltisi ve 1000 µS/cm iletkenlik Ģartları altında gerçekleĢtirilmiĢtir.

Akım yoğunluğunun elektrokoagülasyon prosesi üzerine etkisi incelendiğinde en yüksek renk

giderme veriminin 100 A/m2 akım yoğunluğunda gerçekleĢmiĢtir. Renk için en yüksek giderme

verimi %64,42 gerçekleĢmiĢtir (Ģekil 4.). DüĢük akım yoğunluklarında giderme verimlerinin az,


akımım yoğunluğu 100 A/m2‘ye artarken verimlerin artığı ve 100 A/m

2‘den sonra ise verimlerin

düĢtüğü görülmektedir, bu nedenle en uygun akım yoğunluğu 100 A/m2 olarak seçilmiĢtir ve

bundan sonraki deneyler için bu değer alınmıĢtır.

Şekil 3. BaĢlangıç pH‘ın renk giderme üzerine etkisi

Şekil 4. Akım yoğunluğunun renk giderme verimi üzerine etkisi

30

40

50

60

70

80

2 3 4 5 6 7 8 9 10

Başlangıç pH

Ren

k g

iderm

e v

erim

i (%

)

Al elektrod

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 50 100 150 200 250

Akım Yoğunluğu A/m2

Ren

k g

ider

me

ver

imi (%

)

Al elektrod


3.3. Elektrokoagülasyon Üzerine Ġletkenliğin Etkisi

Atıksuların arıtımında çözeltinin iletkenliği elektrokimyasal prosesler için önemli bir faktördür.

Çünkü böyle prosesler elektrot yüzeyinden çözeltiye ve çözelti içinde heterojen iyon transfer

reaksiyonlarına dayanmaktadır.

Elektrokoagülasyan prosesinde çözelti iletkenliğinin giderme verimlerine etkisini incelemek

amacıyla boya çözeltisinin iletkenliği, Na2SO4 destek elektroliti ilavesi ile 250-3500 µS/cm

aralığında incelenmiĢtir. Ġletkenlik deneyleri için pH:6, akım yoğunluğu 100 A/m2, 20 dakika

elektrokoagülasyon süresi 250 rpm karıĢtırma hızı, 300 mg/l boya çözeltisi Ģartları altında


Ġletkenliğin elektrokoagülasyon prosesi üzerine etkisi incelendiğinde maksimum renk giderme

veriminin 500 µS/cm‘de (%79,55) olduğu bunun üstündeki değerlerde ise verimin düĢtüğü ve

2500 µS/cm‘den sonra sabitlendiği görülmektedir (Ģekil 5.).

Şekil 5. BaĢlangıç iletkenliğinin renk giderme verimi üzerine etkisi

3.4. Elektrokoagülasyon Prosesi Üzerine Zamanın Etkisi

Elketrokoagülasyon iĢleminde renk gideriminde rol oynayan alüminyum hidroksitlerin oluĢumu

ve miktarları zamana bağlı olduğundan giderme verimleri açısından zaman parametresi oldukça

önemlidir.

Elektrokoagülasyon prosesinde zamanın giderme verimine etkisini incelemek amacıyla 5-70

dakikalar arası çeĢitli sürelerde deneyler gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneyler pH:6, akım yoğunluğu

100 A/m2, iletkenlik 500 µS/cm, 250 rpm karıĢtırma hızı, 300 mg/l boya çözeltisi Ģartları altında


Elektrokoagülasyon deney verileri incelendiğinde, renk giderme veriminin 5 dakikada % 10‘nun

altında olduğu, 10 dakikadan sonra verimin % 50‘nin üzerine çıktığı ve verimin sürekli artarak

% 93,26 ile 60 dakikada maksimum değere ulaĢtığı ve daha sonra tekrar düĢtüğü görülmektedir

(Ģekil 6.).

30

40

50

60

70

80

90

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000İletkenlik (µS/cm)

Ren

k g

ider

me

ver

imi

(%)

Al elektrod


Şekil 6. Zamanın renk giderme verimi üzerine etkisi

4. Sonuçlar

Yapılan deneysel çalıĢmalar sonucunda reaktif tekstil boya çözeltisinin Alüminyum elektrotları

kullanılarak yapılan elektrokoagülasyon prosesiyle arıtılmasın da yüksek renk giderme

verimleri elde edilmiĢtir. Renk giderme verimlerinde artan akım yoğunluğu ve iletkenlik

değerlerinde verimin arttığı ancak belirli bir değerden sonra verimlerin düĢtüğü görülmüĢtür.

Zamanın etkisi incelendiğinde artan sürelerde renk giderme veriminin arttığı görülmüĢtür. Al

elektrotları ile yapılan çalıĢmada optimum deney koĢullarında %93,26 renk giderme verimi elde

edilmiĢtir.

Kaynaklar

Arıcı, Y., (2000). Tekstil Endüstrisinde Reaktif Boyarmaddelerden Kaynaklanan Rengin Fenton Prosesi Ġle

Giderilmesi, Yük. Lis. Tezi, ĠTÜ Çevre Müh. Anabilim Dalı, Ġstanbul

Baldrian, P. and Snajdr, J., (2006). Production of ligninolytic by litter-decomposing fungi and their to decolorize

synthetic dyes, Enzyme and Microbial Technology, 39, 1023-1029.

Can, O.T., (2002). Alüminyum Elektrotlar Kullanılarak Tekstil Atıksu ve Boyalarının Elektrokoagülasyon Ġle

Arıtımı, GYTE Müh., ve Fen Bil. Ens.,Yüksek Lisans Tezi, Gebze.

Can, O. T., Bayramoğlu, M., and Kobya, M., (2002). Decolorization Of Reactive Dye Solutions By

Electrocoagulation Using Aluminium Electrodes, Ind. Eng. Chem. Res., 42, 3391-3396,

Ciardelli, G. and Ranieri, N., (2001). The Treatment And Reuse Of Wastewater Ġn The Textile Ġndustry By Means Of

Ozonation And Electroflocculation, Water Res., 35, 567-572.

Çiftçi, Ç., (2007). Metal Kesme Atıksularının Elektrokoagülasyon ve Kimyasal Koagülasyon ile Arıtımı, GYTE

Müh., ve Fen Bil. Ens.,Yüksek Lisans Tezi, Gebze, s, 14-36.

Do, J.-S., and Chen, M.-L., (1994). Decolourization Of Dye-Containing Solutions By Electrocoagulation., Journal of

Applied Electrochemistry, 24, 785-790.

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Zaman (dk)

Ren

k g

ider

me

ver

imi

(%)

Al elektrot


Gezergen Asma, S., (1998). Tekstil Sanayi Atıksularının Arıtılması Üzerine Bir AraĢtırma, Yük. Lis. Tezi, GYTE

Çevre Müh. A.B.D., Gebze.

Kobya, M., Can, O.T., Bayramoglu, M., (2003). Treatment of textile wastewaters by electrocoagulation using iron

and aluminum electrodes, Journal of Hazardous Materials, B100, 163-178.

Kural, E., (2000). Tekstil Boyahane Atıksularının Nanofiltrasyon Membranları Ġle Geri Kazanımı ve Renk Giderimi,

Yük. Lis. Tezi, Ġ.T.Ü. Fen Bil. Ens. Ġstanbul

Külünk, A., (2000). Tekstil Endüstrisinde Asit Boyarmaddelerden Kaynaklanan Rengin Fenton Prosesi ile

Giderilmesi, Yük. Lis. Tezi, Ġ.T.Ü. Fen Bil. Ens. Ġstanbul.

Namboodri, C.G. and Walsh, W.K., (1996). Ultraviolet light/hidrogen peroxide system for decolorizing spent reactive

dyebath wastewater, Am. Dyestuff Rep., 15, 32-45.

Shu, H.Y., and Huang, C.R., (1995). Ultraviolet Enhanced Oxidation for Color Removal of Azo Dye Wastewater,

American Dyestuff Reporter, 30-34.

Slokar, Y.M., Marechal, A.M.L., (1998). Methods of decoloration of textile wastewaters. Dye Pig. 37, 335-356.

Uygun R., (2002). Demir ve alüminyum Elektrotlar Kullanılarak Tekstil Boyalarının Elektrokoagülasyon Ġle Arıtımı,

GYTE Müh. Ve Fen Bil. Ens., Yüksek Lisans Tezi, s, 33-55, Gebze.

Tünay, O., (1996). Endüstriyel Kirlenme Kontrolü, ĠTÜ Yayınları, Ġstanbul.

“


11-13 Haziran 2008

Entegre Et ve Et Ürünleri Endüstrisi Atıksularının

Elektrokoagülasyon Yöntemiyle Arıtılabilirliğinin Araştırılması

Fuat Özyonar ve Bünyamin Karagözoğlu

Cumhuriyet Universitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 58140, Sivas


Öz Bu çalıĢmada entegre et ve et ürünleri endüstrisi atıksularının elektrokoagülasyon prosesiyle

arıtımı incelenmiĢtir. Bu amaçla, alüminyum ve demir elektrotlarının kullanıldığı

elektrokoagülasyon prosesinde, baĢlangıç pH‘ın, akım yoğunluğunun ve zamanın; KOI ve

türbitide giderme verimi üzerine etkisi araĢtırılmıĢtır. En yüksek KOI giderme verimi %78,99

verim ile alüminyum elektrotu ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Türbitide gideriminde en yüksek giderme

verimi %99,66 verim ile yine alüminyum elektrotu ile gerçekleĢmiĢtir. Elde edilen deneysel

çalıĢmalar sonucunda elektrokoagülasyon prosesiyle mezbaha endüstrisi atıksularının

arıtılmasının da yüksek giderme sonuçlar elde edilmiĢtir. Elde edilen sonuçlardaki KOI ve

türbitide giderme verimleri Elektrokoagülasyon prosesinde farklı türde elektrotlar kullanılarak

yada farklı bağlantı türleri denenerek arttırılabilir.

Anahtar Kelimeler atıksu arıtımı; demir ve alüminyum elektrodu; elektrokoagülasyon; entegre

et ve et endüstrisi

1. Giriş

Nüfusun hızla artmasına paralel olarak çeĢitli endüstrilerde olduğu gibi gıda endüstrisine olan

ihtiyaç ve talep her geçen gün artmaktadır. Böylelikle gıda endüstrilerinden kaynaklanan

atıksuların çevre üzerinde yarattığı olumsuz etkiler de artmaktadır. Özellikle buna paralel

olarak temel besin maddelerinden olan et ve et ürünlerinin üretimi de hızlı bir ivme

kazanmıĢtır. Bunun sonucunda da, mevcut doğal kaynakların ve bunların en önemlisi olan

suyun kullanımı artmakta ve bu endüstrilerde kullanılan sular kirlenmiĢ olarak tekrar alıcı su

ortamlarına geri verilmektedir.

Entegre et ve et ürünleri tesisleri atıksuları yüksek miktarda organik madde (BOI, KOI), toplam

askıda katı (TAKM), toplam fosfor (TP), toplam azot (TN), yağ ve gres içermektedir (Nunez ve

Martinez, 1999; Al-Mutairi vd., 2004; Li vd., 1986, Manjunath vd., 1999, Borja vd., 1998,

Martinez vd., 1996). Bu nedenle çok kirlilik yaratan bir atıksu özelliğine sahip olduğu için

önemli bir çevre kirletici kaynağını oluĢturmaktadır. Entegre et ve et ürünleri tesisleri

atıksularının hiçbir arıtma iĢlemine tabi tutulmadan alıcı ortama verilmesi alıcı ortamında

çözünmüĢ oksijenin tüketilmesine ve su ortamının bozulmasına neden olmaktadır. Bu nedenle

entegre et ve et ürünleri tesisleri çıkıĢ sularının arıtılması gereklidir. Fakat bu özelliklerdeki

atıksuların arıtılması oldukça zor ve maliyetlidir. Bu atıksuların arıtılması için çeĢitli fiziksel,

kimyasal ve biyolojik yöntemler kullanılmaktadır (Al-Mutairi vd., 2004; Al-Mutairi, 2006;

Aquilar vd., 2003; Aquilar vd., 2005; Aquilar vd., 2003). Entegre et ve et ürünleri atıksuları

genellikle biyolojik arıtma prosesleri ile arıtılmaktadır (Manjunath vd., 1999, Subramaniam vd.,

1994, Del. Pozo v.d., 2000, Ruiz vd., 1997, Del. Pozo ve Diez., 2005). Anaerobik ve aerobik

proseslerin iĢletilmesinde sıcaklık, organik yük, kalıĢ süresi gibi parametreler proses


126 F. Özyonar, B. Karagözoğlu

verimliliğini etkileyen önemli parametrelerdir (Nunez vd., 1999; Borja vd., 1998; Del. Pozo

v.d., 2000). Bu nedenle bu proseslerin iĢletim aĢamasında kontrol altında tutulması gereklidir.

Atıksu hacmi, organik yük fazlalığı, geniĢ arazi ve iĢletme zorlukları bu proseslerin

uygulamasında karĢılaĢılan baĢlıca problemlerdir. Bu nedenle baĢka metotların geliĢtirilmesine

ihtiyaç duyulmaktadır.

Son yıllarda, elektrokoagülasyon prosesi çeĢitli endüstrilerin atıksularının arıtımı da yüksek

verim elde edilmesi, iĢletmesi kolay ve maliyetinin düĢük olması nedeniyle kullanılmaya

baĢlanmıĢtır. Tekstil, kağıt ve kağıt hamuru, gıda, yağ, boya, organik madde içeren sızıntı suları,

flor giderimi, lokanta, sentetik deterjan, dericilik, maden, maya ve tavuk kesimhane endüstrisi

gibi bazı endüstrilerin atıksularına uygulanan elektrokoagülasyon prosesiyle yüksek giderim

verimleri elde edilmiĢtir (Bayramoğlu v.d., 2004; Kobya v.d., 2003; Tsai v.d., 1997; Ma v.d.,

2007; Canizares v.d, 2007; Kobya v.d., inpress; Ġredmez v.d., 2006; Golder v.d., 2007).

Bu çalıĢmada, entegre et ve et ürünleri endüstrisi atıksularının elektrokimyasal metodlardan biri

olan elektrokoagülasyon (EC) yöntemiyle arıtılabilirliğinin araĢtırılması amaçlanmıĢtır. Bu

amaçla yapılan çalıĢmada, monopolar paralel bağlı sistemde alüminyum ve demir elektrotlar

kullanılarak, kimyasal oksijen ihtiyacı (KOI) ve türbidite giderimi üzerine; pH, akım yoğunluğu

ve zaman parametrelerinin etkisi incelenmiĢtir.


2.1. Materyal

ÇalıĢmalarda kullanılan atıksu bir entegre et ve et endüstrisi tesisin çıkıĢından temin edilmiĢtir.

Bu tesiste oluĢan atıksu tesiste herhangi bir fiziksel, kimyasal ve biyolojik arıtım uygulanmadan

kanalizasyona deĢarj edilmektedir. Numune atıksuyun kanala girmeden önceki yapısından

alınmıĢtır. Tablo 4.1‘de bu atıksuyun karakterizasyonuna iliĢkin yapılan analiz sonuçları

verilmiĢtir.

Tablo1. Entegre et endüstrisi tesisinin çıkıĢ atıksuyunun özellikleri Parametre Değeri

pH 6,72-7,27

KOI (mg/l) 3337-4150

BOI (mg/l) 1950-2640

AKM (mg/l) 980-1200

Yağ-Gres (mg/l) 275-376

Ġletkenliği (µS/cm) 1616-2270

Bulanıklık (NTU) 265-356

2.2 Deney Düzeneği ve Deneysel ĠĢlem

Elektrokoagülasyon (EC) deneyleri ġekil 1‘de sunulan deney düzeneğinde gerçekleĢtirilmiĢtir.

Akım ve voltaj kontrollü, dijital bir güç kaynağı (GPC 6030D DC power supply) ile

sağlanmıĢtır.

Entegre Et ve Et Ürünleri Endüstrisi Atıksularının Elektrokoagülasyon Yöntemiyle Arıtılabilirliğinin

Araştırılması

127

Şekil 1. Deneysel çalıĢmada kullanılan elektrokoagülasyon deney düzeneği görünüĢü.

Yapılan deneylerin hepsi oda sıcaklığında gerçekleĢtirilmiĢ olup reaktöre 1000 ml atıksu

konulmuĢtur. Güç kaynağı üzerinde istenen akım ve voltaj ayarlaması yapıldıktan sonra

elektrokoagülasyon iĢlemine baĢlanmıĢtır. Deneysel iĢlem sırasında elektrolitin sıcaklığı

250C‘de sabit tutulmuĢtur.

KOI ve türbidite ölçümleri standart metodlarda belirtilen analiz yöntemlerine (Standard

Methods for Examination of Water and Wastewater) göre yapılmıĢtır. Analizlerde Chebıos

marka optimum-one UV-VIS spektrofometre, HF marka MicroTPĠ arazitipi türbidimetre, Merck

marka spectroquant TR320 model termoreaktör, Consort marka C931 Model pH-metre ve

WTW Marka 340Ġ model arazi tipi iletkenlik cihazı kullanılmıĢtır.

3. Tartışma Ve Sonuç

3.1. BaĢlangıç pH‘ın Etkisi

Elektrokoagülasyon prosesinde baĢlangıç pH etkisini belirlemek amacıyla 80 A/m2 akım

yoğunluğu, 20 dakika elektrokoagülasyon süresi ve 250 rpm karıĢtırma hızı Ģartları altında

deneyler gerçekleĢtirilmiĢtir. Elektrokoagülasyon prosesi üzerine baĢlangıç pH‘ın etkisini

belirlemek amacıyla pH aralığı 3-8 olarak seçilip incelenmiĢtir. Fe elektrotu için en yüksek KOI

ve türbitide giderme verimi ġekil 2‘de görüldüğü gibi sırasıyla %72,82 , %87,82 ile pH 6‘da

gerçekleĢmiĢtir. Alüminyum elektrotunun elektrokoagülasyon prosesinde kullanılması

durumunda en yüksek KOI giderme verimi ġekil 2‘de % 73,55 ile pH: 4‘te gerçekleĢtiği tespit

edilmiĢtir. Ancak türbidite giderme verimi en yüksek %96,67değeri ile pH:7‘de gerçekleĢmiĢtir.


Şekil 2. BaĢlangıç pH‘ın KOI giderme verimi üzerine etkisi

Şekil 3. BaĢlangıç pH‘ın türbitide giderme verimi üzerine etkisi

3.2. Akım Yoğunluğunun Etkisi

Elektrokoagülasyon üzerine akım yoğunluğunun etkisini incelemek amacıyla KOI ve türbidite

giderim verimleri üzerine akım yoğunluğu 20-150 A/m2 aralığında uygulanmıĢtır. Akım

yoğunluğu deneyleri demir elektrotları için pH:6, alüminyum elektrotları için pH:4 ve 250 rpm

karıĢtırma hızında, 20 dakika deney süresinde gerçekleĢtirilmiĢtir. ġekil 4 ve ġekil 5‘de

görüldüğü gibi akım yoğunluğunun elektrokoagülasyon prosesi üzerine etkisi incelendiğinde

akım yoğunluğu ile her iki elektrot materyali için KOI ve türbitide giderme veriminin artığı

30

40

50

60

70

80

90

100

2 3 4 5 6 7 8 9

Başlangıç pH

KO

I G

iderm

e V

eri

mi (%

)

Fe elektroduAl elektrodu

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12Başlangıç pH

Tü

rbit

ide G

iderm

e V

eri

mi (%

)

Fe elektrodu

Al elektrodu


Araştırılması

129

gözlemlenmiĢtir. Demir elektrotu için maksimum KOI giderme verimi %76,67 ile 100 A/m2

akım yoğunluğunda gerçekleĢirken, türbidite için ise en yüksek giderme verimi %97,25 ile 120

A/m2 akım yoğunluğunda gerçekleĢmiĢtir. Elektrokoagülasyon prosesinde alüminyum elektrotu

kullanıldığında 140 A/m2 akım yoğunluğunda her iki parametre içinde en yüksek giderme

verimleri elde edilmiĢtir ve buna paralel olarak alüminyum elektrotu için optimum akım

yoğunluğu 140 A/m2 olarak seçilmiĢtir. Bu akım yoğunluğunda KOI giderme verimi %78,30 ve

türbidite giderme verimi %90,21 olarak elde edilmiĢtir( ġekil 4- ġekil 5).

Şekil 4. Akım yoğunluğunun KOI giderme verimi üzerine etkisi

Şekil 5. Akım yoğunluğunun türbitide giderme verimi üzerine etkisi

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Akım Yoğunluğu (A/m2)

KO

I G

iderm

e V

eri

mi (%

)


0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Akım Yoğunluğu (A/m2)

Tü

rbit

ide

Gid

erm

e V

eri

mi

(%)

Fe elektrodu

Al elektrodu


3.3. Zamanın Etkisi

Elektrokoagülasyonda zaman parametresi oldukça önemlidir. Kirletici (KOI ve türbidite)

gideriminde rol oynayan metal hidroksitlerin oluĢumu ve miktarı zamana bağlı olduğundan

giderim veriminde de zamanın etkisi oldukça büyüktür. Demir elektrotu için optimum Ģartlar;

pH:6 ve akım yoğunluğu 100 A/m2 olarak, alüminyum elektrotu için ise pH:4 ve akım

yoğunluğu 140 A/m2 olarak seçilmiĢtir. Zaman parametresi etkisini incelemek için zaman

aralığı 2,5-60 dakika arasında değiĢtirilmiĢtir. Deney sonuçları incelendiğinde reaksiyon

süresinin uzaması % giderme verimini oldukça etkilemektedir. ġekil 6 ve ġekil 7 ‗den de

görüldüğü gibi deney süresi arttıkça KOI ve Türbitide giderme verimlerinde doğru orantılı bir

artıĢ meydana gelmektedir. Ancak belli bir noktadan sonra verimdeki artıĢın sabit değerlerde

kaldığı görülmüĢtür. Demir elektrotu için elektrokoagülasyon süresi deney verileri

incelendiğinde 30 dakika olarak seçilmiĢtir. KOI giderme verimi %76,73 ve türbidite giderme

verimi %94,63‘lük bir verim elde edilmiĢtir. Alüminyum elektrotu için deney sonuçları

incelendiğinde KOI için en yüksek giderme verimi %78,99 olarak 30 dakikalık bir sürede

gerçekleĢtiği görülmüĢtür. Bu sürede türbidite giderme verimi ise %94,87 olarak tesbit

edilmiĢtir (ġekil 6-7).

Şekil 6. Zamanın KOI giderme verimi üzerine etkisi

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 10 20 30 40 50 60 70

Zaman (Dakika)

KO

I G

iderm

e V

eri

mi

(%)



Araştırılması

131

Şekil 7. Zamanın türbitide giderme verimi üzerine etkisi

4. Sonuçlar

Elde edilen sonuçlar neticesinde Entegre et ve et ürünleri endüstrisi atıksularının Alüminyum ve

Demir elektrotları kullanılarak yapılan elektrokoagülasyon prosesiyle arıtılmasın da yüksek

giderme verimleri elde edilmiĢtir. KOI ve Türbitide giderme verimi açısından baĢlangıç pH‘ı

monomerik ve polimerik hidroksit türlerinin oluĢumu açısından önemlidir. Elektrokoagülasyon

prosesinde akım yoğunlu ve zamanın verimi arttırdığı ancak belli bir noktadan sonra bu artıĢın

durduğu ve belli bir dengeye ulaĢtığı görülmüĢtür. Al elektrotları ile optimum deney

koĢullarında %78,99 KOI, ve %94,79 türbitide giderim verimleri elde edilmiĢtir. Demir

elektrotu ile optimum deney koĢullarında %76,73 KOI ve % 94,62 türbitide giderim verimleri

elde edilmiĢtir. Elde edilen sonuçlara göre elektrokoagülasyon prosesi bu endüstri atıksuyunun

arıtımında etkili bir proses olmakla birlikte diğer proseslerle beraber kullanıldığında özellikle

KOI giderimin de daha etkili bir arıtma verimi elde etmek mümkün olabilir.

Kaynaklar

American Public Health Association (APHA) (1992). Standart Methods for Examination of water and wastewater, 17

th. Ed. Washigton, DC.

Al-Mutairi, N.Z., Hamoda, M.F., Al-Ghusain, I., (2004). Coagulant selection and sludge conditioning in a

slaughterhouse wastewater treatment plant, Bioresource Technolgy, 95, 115-119.

Aquilar, M.I., Saez, J., Llorens, M., Solar, A., Ortuno, J.F., (2003). Microscopic observation of particle reduction in

slaughterhouse wastewater by coagulation-flocculation using ferricsulphate as coagulant and different coagulant

aids, Water Research, 37, 2233-2241.

Aquilar, M.I., Saez, J., Llorens, M., Solar, A., Ortuno, J.F., Meseguer, V., Fuentes, A., (2005). Impronement of

coagulation- flocculation process using anionic polyacrylamide as coagulant, ???, 58, 47-56

Aquilar, M.I., Saez, J., . Llorens, M., Solar, A., Ortuno, (2003). Particle size distribution in slaugterhouse wastewater

before and after coagulation-flocculation, Environmental Progress, 22, 3, 183-188.

Bayramoğlu, M., Can, O.T., Kobya, M., Sozbir, M., (2004). Operating cost analysis of electrocoagülation of textile

dye wastewater, Sep. Purif. Technol. 37, 117-125.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 10 20 30 40 50 60 70

Zaman (Dakika)

Tü

rbit

ide G

iderm

e V

eri

mi (%

)



Borja, R., Banks, C., Wong, Z.J., Mancha, A., (1998). Anaerobic Digestion of slaughterhouse wastewater using a

combination sludge bianket and fitler arrengement in a single reactor, Bioresource Tech, 65 (1-2), 125-133

Canizares, P., Martinez, F., Jimerez, C., Lobato, J., Rodrigo, M.A., (2007). Coagulation and electrocoagulation of

wastes polluted with colloids, Separation Science and Technogy, 42, 2157-2175.

Del. Pozo, P., Diez, V., Beltrain, S., (2000). Anaerobic pre-treatment of slaughterhouse wastewater using fixed-film

reactors, Bioresource Technology, 71, 143-149.

Del. Pozo, P., Diez, V., (2005). Integrated anaerobic-aerobic fixed-film reactor for slaughterhouse wastewater

treatment, Water Research, 39, 1114-1122.

Golder A.K., Chanda, A.K., Samanta A.N., Ray, S. (2007). Removal of Cr (VI) from aqueous solution;

electrocoagulation us chemical coagulation, Separation Science and Technology, 42, 2177-2193.

Ġredmez, ġ., Demircioğlu, N., Yıldız, A.ġ., (2006). The effects of pH on phosphate removal from wastewater by

electrocoagulation with iron plate electrodes, Journal of Hazardous Materials, B137, 1231-1235.

Kobya, M., Can, O.T., Bayramoglu, M., (2003). Treatment of textile wastewaters by electrocoagulation using iron

and aluminum electrodes, Journal of Hazardous Materials, B100, 163-178.

Kobya, M., ġentürk, E., Bayramoğlu, M. Treatment of poultry slaughterhouse wastewaters by electrocoagulation,

Journal of Hazardous Materials, (in press)

Li, C.T., Shich, W.K., Asce, A.M., Wu, C.S., Huang, J.S., (1986). Chemical/bio fluidized bed treatment of

slaughtherhouse wastewater, Journal of civil Engineerring, 4, 112.

Ma, H., Wang, B., Wang, Y., (2007). Application of molybdenum and phosphate modified kaolin in electrochemical

treatment of paper mill wastewater, Journal of Hazardous Materials, 145, 417- 423.

Martinez, J., Borzacconi, L., Mrallo, L., . Galisto, M., Vinas, M., (1996). Treatment of slaughterhouse wastewater,

Water Sciencs Technol. 32, 12, 99-104.

Manjunath, N.T., . Mehrotra, I., Mathur, R.P., (1999). Teratment of wastewater from slaughterhouse by DAF-UASB

system, Water Research, 34 (6), 1930-1936.

Nayer Z. Al-Mutairi, (2006). Coagulant toxicity and effectiveness in a slaughterhouse wastewater treatment plant,

Ecotoxicology and Environmental Safet, 65, 74-83.

Nunez, L.A., Martinez, B., (1999). Anaerobik treatment of slaughterhouse wastewater in an expended granular sludge

bed (EGSB) reactor, Water Sci. Technol. 40, 99-106.

Ruiz, I., Veiga, M., De Santiago, P., Blazquez, R., (1997). Teratment or slaughterhouse wastewater in a UASB

reactor and anaerobic fitler, Biosource Technology, 60, 251-258.

Subramaniam, K., Greenfield, P.F., Ho, K.M., Johs, M.R., Keller, J., (1994). Efficent Biological Nutrient Removal in

High Strength Watewater Using Combined Anaerobik-Sequencing Batch Reactor Treatment, Water Science and

Technology, 36 (2-3), 225-228.

Tsai, C.T., Lin, S.T., Shue, Y.C., Su, P.L., (1997). Electrolyis of soluble organic matter in leachate from landfills,

Water Res. 31, 3073-3081.


11-13 Haziran 2008

Asit, Dispers ve Reaktif Boya Banyo Atıksularından

Elektrokoagülasyon Prosesi ile Renk ve Organik Madde

Giderimi

İdil Arslan-Alaton, Işık Kabdaşlı, Burcu Vardar, Yasemin Şahin, Güler Türkoğlu, Olcay

Tünay



Öz Bu çalıĢmada sentetik asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksularının alüminyum ve çelik

elektrodlar varlığında elektrokoagülasyon prosesi ile arıtılabilirliği incelenmiĢtir. Deneysel

sonuçlar, prosesin baĢlangıç pH‘sı, akım yoğunluğu ve elektrolit konsantrasyonu gibi iĢletim

parametreler açısından optimize edildiğinde renk gideriminin tamamen (% 93-100 aralığında),

KOĠ giderimin ise kısmen (%38-89 aralığında) sağlandığını göstermiĢtir. Kullanılan elektrod

tipi ile arıtım performanslarında gözlenen değiĢikliklerin boya banyo türüne (boya banyo

içeriğinde bulunan kimyasalların polaritesine ve organik karbon miktarına) ve elektrod

materyalinin sebep olduğu reaksiyon mekanizmasına bağlı olduğu sonucuna varılmıĢtır.

Anahtar Kelimeler: alüminyum ve paslanmaz çelik elektrodlar; asit, dispers ve reaktif boya

banyo atıksuları; çamur miktaır; elektrokoagülasyon; renk ve KOİ giderimi; tekstil endüstrisi

atıksuyu

1. Giriş

Tekstil son iĢlemlerinden (hazırlama, boyama ve apreleme) kaynaklanan kirlilik problemleri,

Türkiye, Çin, Mısır, Pakistan gibi söz konusu endüstriyel sektörün yoğun olduğu ülkelerde ciddi

çevresel sorunlara neden olmaktadır. Tekstil son iĢlemlerinden kaynaklanan atıksular, gerek

miktarları (günde 4000 m3 bulan hacimler), gerekse biyolojik olarak zor ayrıĢan organik madde

içerikleri dolayısıyla kompleks yapıları nedeniyle arıtma tesislerinde çeĢitli iĢletme

problemlerine (köpük ve renk oluĢumu, düĢük arıtma performansı, vb.) yol açmakta ve deĢarj

edildikleri alıcı ortamlardaki ekosistemleri tehdit etmektedirler. Üretim esnasında oluĢan

atıksuların ileri arıtma yöntemleriyle proses suyu olarak yeniden kullanımı ve/veya ticari önemi

olan bazı kimyasalların geri kazanımı teknik ve ekonomik kısıtlamalar nedeniyle pratikte

uygulanamamaktadır. Tekstil endüstrisinden kaynaklanan atıksuların arıtımında en uygun

arıtma teknolojisi uzun havalandırmalı aktif çamur sistemi olarak verilmektedir. Ancak bu

arıtma yöntemi özellikle tekstil son iĢlemlerinden kaynaklanan atıksulardan renk, kalıntı KOĠ ve

biyolojik olarak güç ayrıĢtırılabilen organiklerin gideriminde tek baĢına yeterli olamamaktadır.

Bu nedenle söz konusu atıksuların arıtımında biyolojik arıtma ile birlikte fizikokimyasal veya

kimyasal metotlarının (flokülasyon, kimyasal ve fotokimyasal ileri oksidasyon prosesleri gibi

birlikte) kullanıldığı arıtma düzenlerine ihtiyaç duyulmaktadır. Ancak bu fizikokimyasal ve

kimyasal arıtma yöntemleri özellikle boyama iĢlemlerinin gerçekleĢtirildiği tekstil son

iĢlemlerinden kaynaklanan atıksulardan renk ve/veya organik karbon gideriminde baĢarısız

olabilmektedir (Lin and Chen, 1997; Pearce et al., 2003; Bes-Pia et al, 2003; Baban et al., 2004;

134 İ. Arslan-Alaton, I. Kabdaşlı, B. Vardar ve diğ.

Schoberl et al., 2005). Bu nedenle, birden fazla kirletici giderim mekanizmasını bir arada

bulunduran alternatif arıtma yöntemlerine ihtiyaç duyulmaktadır.

Elektrokoagülasyon yöntemi, biyolojik olarak zor ayrıĢan, kompleks yapıdaki endüstriyel

atıksuların arıtımı için (1) basit düzeneklerde iĢletim kolaylığı (2) küçük reaktör hacimleri (3)

yoğun ve düĢük hacimde çamur oluĢumu ve (4) hızlı, güvenilir organik madde giderimi gibi

çeĢitli avantajlar sunmaktadır (Mollah et al., 2001; Can et al., 2006). Elektrokimyasal yöntemler

ayrıca inorganik maddelerin gideriminde de baĢarıyla uygulanabilmektedir (Khemis et al.,

2006). Elektrokoagülasyon uygulamasında organik ve inorganik formdaki kirleticilerin kurban

elektrodlar kullanılarak, adsorpsiyon, absorpsiyon, flotasyon, çöktürme, redüksiyon ve

oksidasyon yolları ile giderildiği düĢünülmektedir.

Bu deneysel çalıĢmada, asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksularını ayrık akımda (diğer bir

ifade ile kaynak bazında) temsil eden sentetik karıĢımlar hazırlanmıĢ ve söz konusu banyoları

karakterize etmek üzere hazırlanmıĢ bu numuneler alüminyum, paslanmaz çelik elektrodların

kullanıldığı elektrokoagülasyon prosesine tabi tutulmuĢtur. Ġlk aĢamada, asit, dispers ve reaktif

boya banyo atıksularının en uygun arıtma koĢullarını sağlamak amacıyla iĢletim

parametrelerinin değiĢtirildiği (pH, elektrolit konsantrasyonu, akım yoğunluğu) optimizasyon

deneyleri yürütülmüĢtür. ÇalıĢmanın ikinci aĢamasında ise optimum koĢullarda arıtılmıĢ

atıksuların renk ve KOĠ değerlerinde meydana gelen değiĢiklikler belirlenmiĢtir.


2.1. Sentetik Boya Banyo Atıksuları

Sentetik asit (ABB), dispers (DBB) ve reaktif (RBB) boya banyo atıksuları, Ġstanbul‘daki bir

tekstil fabrikasından alınan ve söz konusu tesiste en fazla uygulanan boyama reçetelerine göre

hazırlanmıĢtır. Bu reçeteler için gerekli boyarmadde formülasyonları ve yardımcı kimyasallar,

aynı tekstil fabrikasından temin edilmiĢ ve hepsi 60-70 oC‘da, distile suda karıĢtırılarak

çözülerek hazırlanmıĢtır. Konsantrasyonlar, boyarmaddelerin ve yardımcı kimyasalların elyafa

hiç tutunmadan atıksuda kaldığı ―en kötü koĢullar‖ düĢünülerek seçilmiĢtir. Tablo 1 ve 2‘de,

sırasıyla boya banyo atıksularının içeriklerini ve çevresel karakterizasyonlarını sunulmaktadır.

Tablo 1. Sentetik asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksularının içerikleri Boya Banyo

Tipi

Boyar Maddeler Konsantrasyon

(mg/L)

Yardımcı Kimyasallar Konsantrasyon

(mg/L)

ABB *Telon Yellow AR01a

*Acid Red 336

*Acid Blue 264

30

30

30

*Ruco Asit (Asit donör)

*Laugal TP (egalizatör)

500

1500

DBB *Yellow Brown CERN

*Rubin GERN

*Blue T2G

25

35

30

*Avolan (dağıtıcı)

*Asetik asit (pH tamponu)

1000

1500

RBB *Reactive Yellow 145

*Synazol Red KHL*

*Reactive Blue 221

25

41

86

*NaCl (elektrolit)

*Na2CO3 (pH tamponu)

*Ġyon tutucu

40000

13000

800 aRenk İndeks No.su bilinmemektedir

Asit, Dispers ve Reaktif Boya Banyo Atıksularından Elektrokoagülasyon Prosesi ile Renk ve Organik

Madde Giderimi

135

Tablo 2. Sentetik asit, dispers ve reaktif boya banyo numunelerinin karakterizasyonu ABB DBB RBB

Ortalama KOĠ (mg/L) 2699 3380 309

Renk, absorbans (1/cm) ve dalgaboyu,

- 436 nm

- 525 nm

- 620 nm

0.856

0.585

0.274

1.150

1.093

0.748

0.527

0.697

0.804

Boya banyo atıksuyunun orjinal pH‘sı 3.56 3.44 11.41

2.2. Elektrokoagülasyon Deneyleri

Elektrokoagülasyon ünitesi, uzunluğu 34.3 cm, geniĢliği 12.5 cm ve yüksekliği 28.3 cm olan,

altı monopolar, paralel bağlı alüminyum (Al) ve 304 paslanmaz çelik elektrodların anot ve katod

olarak kullanıldığı, 1800 mL kapasiteli polietilen (P.E.100) bir reaktörden meydana

gelmektedir. Elektrod boyutları 11.9 cm (uzunluk) x 1.02 cm (çap) olarak seçilmiĢtir. Tüm

deneyler için elektrodlar arası mesafe 2 mm‘ye sabitlenmiĢtir. Uygulanan akım ve gerilim,

hassas ayarlı, düz akım güç kaynağı ile kontrol edilmiĢtir.

2.3. Analitik Prosedür

Elektrokoagülasyon deneyleri boyunca, pH, renk (absorbans) ve KOĠ parametrelerindeki

değiĢimler takip edilmiĢtir. Tüm numuneler, ölçümlerden hemen önce 30 dakika çöktürülmüĢ ve

bu iĢlemi takiben renk ve KOĠ ölçümleri için 0.45 Millipore membran filtrelerinden

süzülmüĢtür. ArıtılmıĢ ve orijinal numunelerin renkleri (absorbansları), Pharmacia KB marka,

Novaspec II model bir kolorimetrede 436 nm, 525 nm ve 620 nm dalga boylarında 1 cm‘lik

küvetlerde okunmuĢtur. Bu dalga boyları, Almanya‘daki alıcı ortam deĢarj standartlarına göre

sırasıyla sarı, kırmızı ve mavi renklere karĢı gelmektedir (Gähr et al., 1994) ve Türkiye‘de

henüz renk parametresi bulunmadığından bu standartlar renk giderim verimlerinin hesaplanması

ve değerlendirilmesi için tercih edilmiĢtir. ġekillerde renk (absorbans) giderimleri, ABB

atıksuyu için 436 nm‘de, DBB atıksuyu için ise 525 nm dalga boyunda ve RBB için 620 nm‘de,

baĢka bir deyiĢle her boya banyo atıksuyunun en baskın absorpsiyon bandında, veri karıĢıklığını

ve tekrarını önlemek amacı ile gösterilmiĢtir. RBB numunelerindekiler hariç tüm KOĠ ölçümleri

ISO (1986) göre yapılmıĢtır. RBB numunelerinin KOĠ değerleri ise atıksuların yüksek klorür

içerikleri nedeniyle DIN 38409, H 41-2 Yöntemi (DIN, 1980)‘ne göre tayin edilmiĢtir.

Elektrokoagülasyon deneylerinde oluĢan kimyasal çamur miktarları (metal hidroksit + giderilen

boya banyo bileĢenleri), numuneler 1.2 mikron gözenek çaplı cam elyafı filtrelerden geçirilerek

gerçekleĢtirilen AKM miktarları olarak belirlenmiĢtir.

3. Sonuçlar ve Tartışma

3.1. Alüminyum Elektrodlarla Elektrokoagülasyon Deneyleri

3.1.1. Renk giderimi

ġekil 1‘de asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksuları için Al elektrodlarla gerçekleĢtirilen

elektrokoagülasyon deneyleri sırasında zamana karĢı belirlenen renk giderimleri verilmektedir.

ġekil 1 den her boya banyo atıksuyu için renk giderim hızının çok farklı olduğu görülmektedir.

Örneğin DBB numunesinde renk giderimi 2 dakika gibi çok kısa bir süre zarfında çok hızlı bir

Ģekilde gerleĢleĢmektedir. RBB numunesinde ise renk giderimi uygulamanın ilk 2 dakikasında

çok hızlı cereyan etmekle birlikte bu süre sonrasında pratik olarak değiĢim göstermemektedir.

RBB numunesi için %95 renk giderimi sağlayabilmek için elektrokoagülasyonun en azından 90


dakika boyunca sürdürülmesi gerekmektedir. ABB numunesinde renk giderimi diğer

numunelere göre çok daha yavaĢ meydana gelmekle birlikte 30 dakikalık elektrokoagülasyon

süresi sonucunda %93 oranında renk giderimi sağlanabilmektedir. Elde edilen bu sonuçlar,

elektrokoagülasyonla renk giderim veriminin boya tipine (çözünürlük, polarite, molekül ağırlığı

ve Ģekli, v.b.) bağlı olduğunu göstermektedir. Bu nedenle çözünürlüğü düĢük olan ve polyester

elyafların boyanmasında kullanılan dispers boyarmaddelerin diğerlerine göre daha hızlı ve etkin

bir Ģekilde giderilebilmektedir.

Şekil 1. ABB (436 nm), DBB (525 nm) ve RBB (620 nm) numunelerinin Al

elektrodlarla elektrokoagülasyonu sırasında elde edilen normalize edilmiĢ renk

giderimleri (Deneysel koĢullar için bkz. Tablo 3).

Alüminyum elektrodlarla gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyon prosesinde renk ve KOĠ giderim

mekanizmasının, söz konusu kirleticilerin, oluĢan alüminyum hidroksit floklarının üzerinde

adsorpsiyonu olduğu varsayılmaktadır. ABB numunesinde renk gideriminin yavaĢ ve verimsiz

olması toplam boya banyo atıksuyu organik madde miktarının sadece %5‘ini oluĢturan boyar

maddelerinin alüminyum hidroksit çamurunun üzerinde yeterince tutunamamasına, bu banyo

bileĢenlerinden olan egalizatörün (bir noniyonik + anyonik yüzey aktif madde karıĢımı) asit

boyalarına göre daha kolay adsorpsiyonuna bağlanabilmektedir. DBB numunesinde bulunan

dispers boyarmaddelerinin gideriminde böyle bir sorunla karĢılaĢılmamaktadır. Nitekim, dispers

boya banyo içeriğindeki asit tamponu (asetik asit) toplam atıksu organik yükünün en az %70‘ini

teĢkil etmektedir ve bu bileĢen floklar üzerine hiç adsorplanmamaktadır. Öte yandan reaktif

boyarmaddeler, yüksek çözünürlükleri ve polariteleri nedeniyle koagülasyon ve

elektrokoagülasyon ile tamamen giderilememektedir.

3.1.2. KOĠ giderimi

ġekil 2, asit, dispers ve reaktif boya banyo numunelerindeki alüminyum elektrodlarla

elektrokoagülasyon sırasında zamana karĢı ölçülen KOĠ değiĢimlerini göstermektedir. ġekilden

KOĠ giderimlerinin, renk giderimleriyle paralellik gösterdiği görülmektedir.


Madde Giderimi

137

Şekil 2. ABB, DBB ve RBB numunelerinin Al elektrodlarla elektrokoagülasyonu sırasında

elde edilen normalize edilmiĢ KOĠ giderimleri (Deneysel koĢullar için bkz. Tablo 3).

Beklenildiği üzere, renk gideriminde olduğu gibi KOĠ gideriminde de elektrokoagülasyonun ilk

2-3 dakikasından sonra reaksiyon hızında önemli bir yavaĢlama meydana gelmektedir.

Elektrokoagülasyon prosesinin yüksek miktarda elektrik enerjisi tüketen bir proses olduğunu

düĢünüldüğünde reaksiyon süresinin dikkatle seçilmesi ve mümkün mertebede kısa tutulması

gerekmektedir (Bayramoğlu ve diğ., 2007). Boyarmaddeler dıĢında banyo içeriğinde bulunan

yardımcı kimyasalların oluĢan alüminyum hidroksit çamuruna sadece kısmen adsorblanabildiği

ve Al elektrodlarla elektrokoagülasyon prosesi ile baĢka giderim mekanizmalarının

beklenmediği dikkate alındığında, renk giderimin neredeyse tamamen, KOĠ giderimin ise

kısmen gerçekleĢeceği düĢünülmektedir.

3.2. Paslanmaz Çelik Elektrodlarla Elektrokoagülasyon Deneyleri

3.2.1. Renk giderimi

ġekil 3‘te paslanmaz çelik elektrodlarla gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyon deneyleri sırasında

asit, dispers ve reaktif boya banyo atıksularının zamana karĢı renk giderim profilleri verilmiĢtir.

Şekil 3. ABB, DBB ve RBB numunelerinin paslanmaz çelik elektrodlarla

elektrokoagülasyonu sırasında elde edilen normalize edilmiĢ renk giderimleri

(Deneysel koĢullar için bkz. Tablo 3).


Alüminyum ve paslanmaz çelik elektrodlarla elektrokoagülasyon deneylerinden elde edilen

sonuçlar karĢılaĢtırıldığında, reaksiyon sonunda yaklaĢık olarak aynı renk giderim verimleri elde

edilmesine rağmen, Al elektrodlarla elektrokoagülasyon sırasında renk gideriminin daha hızlı

gerçekleĢtiği söylenebilmektedir. Bu gözlem, aĢağıdaki elektrokoagülasyon reaksiyon

denklemleri ile açıklanabilmektedir (Mollah et al., 2001);

Al → Al3+

+ 3e- (1)

Al3+

+ 3H2O → Al(OH)3(katı)+ 3H+ (2)

Denklem 1-2 den de görüldüğü üzere Al elektrodlu elektrokoagülasyon tek kademeli bir

prosestir. Fakat paslanmaz demir elektrodları kullanıldığında demir hidroksit çökeltisi ancak iki

reaksiyon basamağında (bkz. 3 ve 4 No.lu denklemler) gerçekleĢmektedir;

4Fe → 4Fe2+

+ 8e- (3)

4Fe2+

+ 10H2O + O2(g) → 4Fe(OH)3 (katı)+ 8H+ (4)

Demir ilk önce (2+) oksidasyon basamağına, daha sonra (3+) oksidasyon basamağına

yükseltgendiğinden, kirleticileri adsorpsiyon ve/veya absorpsiyon yoluyla giderimini sağlayan

demir hidroksit flokları daha sonra oluĢmaktadır. Bu da renk ve KOĠ giderimini

yavaĢlamaktadır. Öte yandan elektrokoagülasyon uygulamalarında renk giderimi, paslanmaz

çelik elektrodlarla daha etkin bir Ģekilde gerçekleĢmektedir. Bunun nedeni ise renk giderimin

demir veya çelik elektrodlarının varlığından ayrıca daha farklı (örneğin redoks) mekanizmaları

ile meydana gelebileceği Ģeklinde izah edilmektedir. Reife ve Freeman (1996) indirgenme

yoluyla renk giderimini, demir‘in (2+) den (3+) oksidasyon basamağına yükseltgenmesi ve

oksijen konsantrasyonunun bu sırada 1 mg/L‘nin altına inmesi Ģeklinde açıklamaktadır.

3.2.2. KOĠ giderimi

ġekil 4 paslanmaz çelik elektrodlarının kullanıldığı elektrokoagülasyon deneyleri sırasında

ABB, DBB ve RBB numunelerinden optimum reaksiyon koĢullarında zamana karĢı elde edilen

KOĠ giderimlerini göstermektedir. ġekil 4‘ten, örneğin DBB numunesi için Al elektrodlar

yerine paslanmaz çelik elektrodlar kullanımının farkını açık bir Ģekilde ortaya koymaktadır.

DBB numunesi için ön plana çıkan KOĠ giderme mekanizması adsorpsiyon olduğundan,

paslanmaz çelik eletrodlarla elektrokoagülasyon deneylerinde arıtma verimi biraz düĢmüĢtür.

ABB numunesi için ise biraz yükselmiĢtir (bkz. Tablo 3).

Şekil 4. ABB, DBB ve RBB numunelerinin paslanmaz çelik elektrodlarla

elektrokoagülasyonu sırasında elde edilen normalize edilmiĢ KOĠ giderimleri

(Deneysel koĢullar için bkz. Tablo 3).


Madde Giderimi

139

Tablo 3 de, farklı boya banyo atıksuları için optimum koĢullarda yürütülen elektrokoagülasyon

uygulamalarından elde edilen renk ve KOĠ giderim verimleri özetlenmiĢtir. Tablo 3‘te dikkat

çeken önemli bir husus ise yüksek alkalinite içeriğinden dolayı reaktif boya banyo numunesi

için pH ayarının ek bir maliyet getireceğidir; fakat öte yandan yüksek klorür içeriğinden dolayı

dıĢardan elektrolit ilavesine ihtiyaç duyulmamasıdır.

3.3. OluĢan Kimyasal Çamur Miktarları

Paslanmaz çelik, demir veya Al elektrodlarla gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyonun en önemli

dezavantajı, reaksiyon sırasında meydana gelen kimyasal çamurdur (Golder ve diğ., 2006).

OluĢan metal hidroksit miktarı, gerek elektrod tipine ve oksidasyon kademelerine, gerekse

reaktör konfigürasyonuna bağlı olarak değiĢmektedir. Bunları dikkate alarak, Al elektrodlarla

elektrokoagülasyon sırasında daha fazla kimyasal çamur oluĢumu beklenmektedir. Tablo 4‘te de

görüldüğü üzere, Al elektrodlarla çalıĢmanın daha fazla kimyasal çamur üretimi ile sonuçlana-

cağı, bunun da çamur uzaklaĢtırılması açısından ek bir maliyet getireceği dikkate alınmalıdır.

Tablo 3. Optimum reaksiyon koĢullarında, alüminyum ve paslanmaz çelik elektrodlarla

gerçekleĢtirilen elektrokoagülasyon deneylerinde elde edilen sonuçlar ABB Numunesi DBB Numunesi RBB Numunesi

Al elektrodlarla elektrokoagülasyon

Optimum

reaksiyon koşulları

Akım yoğ. = 43 mA/cm2

1000 mg/L NaCl

baĢlangıç pH = 7.5

t = 30 dk


2500 mg/L NaCl


t = 30 dk

Akım yoğ.= 33 mA/cm2

40000 mg/L NaCl*


t = 90 dk

Renk giderimi (%)

KOİ Giderimi (%)

93

38

100**

59**

95

89 (85***)

Çelik elektrodlarla elektrokoagülasyon

Optimum

reaksiyon koşulları


1000 mg/L NaCl


t = 30 dk


2000 mg/L NaCl


t = 60 dk


40 g/L NaCl*


t = 90 dk

Renk giderimi (%)

KOİ giderimi (%)

97

51

100**

55**

100

89

*banyoda mevcut olan NaCl miktarı ilavesi yapılmamıştır; **reaksiyon 2 dk sonra tamamlandı; *** 20

dk arıtma sonrasında elde edilen değerler

Tablo 4. Optimum koĢullarda yürütülen elektrokoagülasyon deneyleri sonunda oluĢan

kimyasal çamur miktarları

Atıksu (Boya

Banyo) Tipi

Al elektrodlarla

elektrokoagülasyon

(mg AKM/L)

Paslanmaz çelik elektrodlarla

elektrokoagülasyon

(mg AKM/L)

ABB 8240 320

DBB 6930 420

RBB 10685 1690


4. Değerlendirme ve Tartışma

Yürütülen deneysel çalıĢma, elektrokoagülasyon prosesi ile asit, dispers ve reaktif boya banyo

atıksularından çalıĢma koĢulları optimize edildiği takdirde, rengin tamamen, KOĠ

parametresinin ise kısmen giderilebileceğini göstermiĢtir. Fakat, önerilen prosesin

uygulanabilirliği, ekonomik (elektrik enerji sarfiyatları, kimyasal çamur oluĢumu, v.b.) açıdan

daha fazla irdelenmelidir.

Teşekkür

Yazarlar Dr. Ġzzet Alaton‘a tüm boya banyo kimyasallarını sağladığı için teĢekkür ederler. Bu

çalıĢmanın mali desteği TUBA-GEBIP tarafından sağlanmıĢtır.

Kaynaklar

Baban, A., Yediler, A., Kiran Ciliz, N. and Kettrup, A. (2004). Biodegradability oriented Treatability Studies on

High-Strength Segregated Wastewater of a Woolen Textile Dyeing Plant. Chemosphere, 57(7), 731-738.

Bes-Piá, A., Mendoza-Roca, J. A., Alcaina-Miranda, M. I., Iborra-Clar, A. and Iborra-Clar, M. I. (2003). Combination

of Physico-Chemical Treatment and Nanofiltration to Reuse Wastewater of a Printing, Dyeing and Finishing

Textile Industry. Desalination, 157 (1-3), 73-80.

Bayramoglu, M., Eyvaz, M. and Kobya, M. (2007). Treatment of the Textile Wastewater by Electrocoagulation:

Economical Evaluation. Chem. Eng. J., 128(2-3), 15-161.

Can, O. T., Kobya, M., Demirbas E., Bayramoglu, M. (2006). Treatment of the Textile Wastewater by Combined

Electrocoagulation. Chemosphere, 62(2), 181-187.

Deutsche Normen-DIN (1980). Summarische Wirkungs-und Stoffkenngrössen (Gruppe H), Bestimmung des

Chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB) im Bereich über 15 mg/L (H41), DIN 38 409 H41-2.

Gähr, F., Hermanutz, F. and Oppermann, W. (1994). Ozonation: An important Technique to comply with New

German Laws For Textile Wastewater Treatment, Wat. Sci. Technol., 30, 255 – 263.

Golder, A. K., Samanta A. N. and Ray, S. (2006). Anionic Reactive Dye Removal from Aqueous Solution using a

New Adsorbent-Sludge Generated in Removal of Heavy Metal by Electrocoagulation. Chem. Eng. J., 122(1-2),

107-115.

ISO 6060 (1986b). Water Quality-determination of chemical oxygen demand. ISO, Geneva.

Khemis, M., Leclerc, J. P., Tanguy, G., Valentin G. and Lapicque, F. (2006). Treatment of Industrial Liquid Wastes

by Electrocoagulation: Experimental Investigations and an overall Interpretation Model. Chem. Eng. Sci., 61(11),

3602-3609.

Lin, S. H. and Chen, M.L. (1997). Treatment of Textile Wastewater by Chemical Methods for Reuse. Wat. Res., 31(4),

868-876.

Mollah, M. Y. A., Schennah, R., Parga, J. R. and Cocke, L. (2001). Electrocoagulation (EC)- Science and

Applications. J. Haz. Mat., B84, 29-41.

Pearce, C. I., Lloyd, J. R. and Guthrie, J. T. (2003). The Removal of Colour from Textile Wastewater using whole

Bacterial Cells: A Review. Dyes Pigments, 58(3),179-196.

Reife, A., and Freeman, H.S. (1996). Environmental Chemistry of Dyes and Pigments. John Wiley & Sons, Inc.,

Canada, p. 329-330.

Schoberl, P., Brik, M., Braun, R. and Fuchs, W. (2005). Treatment and Recycling of Textile Wastewater - Case Study

and Development o a Recycling Concept. Desalination, 171(2), 173-183.


11-13 Haziran 2008

Kompleks Olarak Bağlı Metal İçeren Atıksuların

Elektrokoagülasyon İle Arıtımı Tülin Arslan, Işık Kabdaşlı, İdil Arslan-Alaton, Tuğba Ölmez ve Olcay Tünay



Öz Bu çalıĢmada elektrokoagülasyon prosesinin, metal son iĢlemleri endüstrisi kompleks

olarak bağlı metal içeren atıksularına uygulanabilirliği bir asidik nikel çinko kaplama

banyosundan kaynak bazında alınan atıksu numunesi ile bu iĢlemi takip eden yıkamaları

karakterize etmek üzere hazırlanan kompozit numune kullanılarak araĢtırılmıĢtır. Deneysel

çalıĢmadan elde edilen sonuçlar; paslanmaz çelik elektrodların kullanıldığı elektrokoagülasyon

uygulaması ile söz konusu atıksulardan nikel ve çinko % 100 verimle tamamen giderilebildiğini

göstermiĢtir Bu proses ile optimum iĢletme koĢullarında (akım yoğunluğu: 22 mA/cm2;

baĢlangıç pH: 6; elektrolit olarak numunenin kendi bünyesindeki çözünmüĢ madde

konsantrasyonundan faydalanılarak) TOK içeriği % 50 giderme verimi ile 100 mg/L civarına

düĢürülmüĢtür. Elde edilen bu baĢarılı sonuçlardan hareketle çelik elektrotların kullanıldığı

elektrokoagülasyon prosesi kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuların arıtımı için alternatif

bir arıtma yöntemi olarak gösterilmiĢtir.

Anahtar Kelimeler çelik elektrodlar; elektrokoagülasyon; kompleks olarak bağlı metal içeren

atıksular; metal son işlemleri endüstrisi; nikel ve çinko giderimi; organik madde giderimi

1. Giriş

Günümüzde metal içeren atıksuların arıtılması, hem bu tip akımların çok çeĢitli kaynaklarının

olması, hem de deĢarj edildikleri alıcı ortamlarda meydana getirdikleri kirlilik nedeniyle dikkatle

değerlendirilmesi gereken bir konu olarak gündeme gelmektedir. Çünkü metal içeren bazı

atıksuların arıtılmasında çeĢitli problemlerle karĢılaĢılmaktadır. Söz konusu problemler özellikle

kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuların arıtımında kendini göstermektedir. Bu tip atıksular,

bünyelerinde organik kompleks yapıcıların (organik ligandların) bulunduğu atıksular olarak

tanımlanmakta ve kirlenme bazındaki kategorizasyonda metal son iĢlemleri endüstrisinin

―kompleks olarak bağlı metal içeren atıksular‖ olarak isimlendirilen bir altkategorisini

oluĢturmaktadır (USEPA, 1982; 1990). Ancak henüz bu altkategori atıksularının arıtımı için

uygun bir arıtma teknolojisi tanımlanmamıĢtır. Metal içeren atıksuların arıtımında ters ozmoz,

evaporasyon, membran filtrasyonu, iyon değiĢimi gibi arıtma yöntemleri de kullanılmakla birlikte

uygulanıĢındaki kolaylık ve ekonomik olması nedenleriyle hidroksit çöktürmesi yöntemi en uygun

arıtma teknolojisi olarak kabul edilmektedir (USEPA, 1982). Diğer taraftan, kompleks olarak

bağlı metal içeren atıksular bu yöntemle yeterli düzeyde arıtılamamakta ve bu altkategori

atıksularının arıtılmasında ya bir ön arıtma iĢlemini takiben hidroksit çöktürmesi ya da yüksek pH

da hidroksit çöktürmesi yöntemleri kullanılmaktadır (USEPA, 1982; KabdaĢlı, 1990; Tünay ve

KabdaĢlı, 1994; Tünay ve diğ., 2004). Hidroksit çöktürmesi yönteminde her metal için

çözünürlüğün minimum olduğu bir optimum pH tanımlanıp, uygulama bu optimum pH larda

gerçekleĢtirilmektedir. Yüksek pH da hidroksit çöktürmesinde ise metal çözünürlüğünün

minimum olduğu pH organik ligandın kompleks yapma kabiliyetine (stabilitesine) ve

konsantrasyonuna bağlı olarak değiĢim gösterdiğinden bu arıtma uygulamasında optimum pH

tanımından yararlanılamamaktadır. Yüksek pH da hidroksit çöktürmesi uygulaması organik

142 T. Arslan, I. Kabdaşlı, İ. Arslan-Alaton ve diğ.

ligandı kompleks olarak bağlayabilecek bir katyonun ortama ilave edilmesi ile metalin serbest

forma dönüĢtürülerek metal hidroksit katı fazı olarak çöktürülmesi esasına dayanmaktadır

(KabdaĢlı, 1990; Tünay ve diğ., 1994). Bu iĢlevi görebilecek katyonun zehirli olmaması ve

organik ligandı etkin bir Ģekilde kompleks olarak bağlayabilmesi gerekmektedir. Literatürde bu

konuda yer alan çalıĢmalar sadece kalsiyumun kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuların

arıtımında kullanılabileceğini göstermiĢtir (KabdaĢlı, 1990; Tünay ve diğ., 1994; Tünay ve

KabdaĢlı, 1994). Bu uygulamada da ancak kalsiyumun yüksek dozajlarında metaller serbest forma

dönüĢtürülebilmekte ve metal hidroksitler olarak çöktürülebilmektedir. Organik ligand ise

kalsiyum ile kompleks oluĢturarak hiçbir değiĢime uğramadan arıtılmıĢ atıksuların bünyesinde

bulunmaktadır. Diğer bir ifadeyle yüksek pH da hidroksit çöktürmesi sonrasında; kompleks yapıcı

madde kalsiyum ile bağlı olması nedeniyle; organik madde giderimi mümkün olamamaktadır.

Dolayısıyla kompleks olarak bağlı metal içeren atıksulardan hem ağır metal hem de organik

madde gideriminin gerçekleĢtirilebileceği yeni arıtma uygulamalarının araĢtırılması

gerekmektedir. Bu amaç doğrultusunda; gerek organik gerekse inorganik kirleticilerin etkin bir

Ģekilde giderilebildiği elektrokoagülasyon prosesi söz konusu atıksuların arıtımı için alternatif bir

yöntemi olarak gündeme gelmektedir.

Elektrokoagülasyon yöntemi atıksuda koagülan iĢlevi gören iyonları oluĢturmak üzere kurban

elektrotların kullanıldığı, adsorpsiyon, birlikte çöktürme, kimyasal oksidasyon-redüksiyon ve

flotasyon gibi pek çok giderme mekanizmasını içeren karmaĢık bir prosestir. Elektrokoagülasyon

prosesi (i) elektrolitik oksidasyon esnasında çözünen elektrot ile koagülan türlerin oluĢumu, (ii)

kirleticilerin destabilizasyonu, partikül süspansiyonu ve emülsiyonların parçalanması ve (iii)

destabilize olmuĢ partiküllerin flokları oluĢturmak üzere yumaklaĢması olmak üzere üç adımı

kapsamaktadır. Bu proses ile küçük koloidal partiküller etkin bir Ģekilde destabilize

edilebilmektedir. Elektrokoagülasyon uygulamasının gerçekleĢtirildiği ekipmanlar (reaktörler)

basittir ve iĢletimi kolaydır. Uygulama esnasında ortamdaki elektrolit konsantrasyonu (çözünmüĢ

madde içeriği) akım üretmek için yeterli olduğu durumlarda herhangi bir kimyasal madde

ilavesine ihtiyaç duyulmamaktadır. Bu proseste çözünmüĢ madde içeriğine bağlı olarak minimum

seviyede çamur oluĢmaktadır. OluĢan bu çamur temel olarak metal oksitleri/hidroksitleri içermesi

nedeniyle kolay çökebilir ve susuzlaĢtırılabilir bir yapı sergilemektedir. Elektroliz sırasında

üretilen gaz kabarcıkları flotasyonu hızlandırmaktadır (Mollah ve diğ., 2001).

Yukarıda sıralanan avantajları nedeniyle elektrokoagülasyon prosesi, son yıllarda, endüstriyel

atıksulardan renk, organik madde, yağ ve gres ve çeĢitli inorganik kirleticilerin gideriminde

diğer fizikokimyasal ve kimyasal yöntemlere alternatif bir uygulama olarak gösterilmektedir.

Literatürde, elektrokoagülasyon prosesiyle ağır metal gideriminin gerçekleĢtirildiği çalıĢmalar

mevcut olmakla birlikte bu araĢtırmaların çoğu sentetik olarak hazırlanmıĢ numuneler

kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir (Juang ve Wang, 2000; Juang ve Lin, 2000; Subbaiah ve diğ.,

2002; Lai ve Lin, 2003; Adhaum ve diğ., 2004; Lai ve Lin, 2004; Goa ve diğ., 2005). Bir

metalin belirli miktarının distile suda çözülmesi ile hazırlanan bu sentetik numuneler metal son

iĢlemleri endüstrisi faaliyetleri sonucu oluĢan atıksu akımlarını temsil edememektedir. Zira

atıksular bu banyo reçetelerinde bulunan diğer kimyasal maddeleri de bünyesinde

bulundurmaktadırlar. Bazı hallerde, kompleks yapıcı madde örneğinde olduğu gibi, bu kimyasal

maddeler arıtma uygulamasını olumsuz yönde etkileyebilmektedir. Bu nedenle

elektrokoagülasyon uygulamasının gerçek atıksu örnekleri kullanılarak gerçekleĢtirilmesi

maksimum giderme verimlerinin elde edileceği optimum iĢletme koĢullarının belirlenmesi

açısından önem taĢımaktadır.

Bu çalıĢmada kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuları temsil etmek üzere bir asidik nikel

çinko kaplama banyosundan alınan numuneler, paslanmaz çelik elektrodların kullanıldığı

Kompleks Olarak Bağlı Metal İçeren Atıksuların Elektrokoagülasyon İle Arıtımı 143

elektrokoagülasyon uygulamasına tabi tutularak söz konusu prosesin uygulanabilirliği ve bu

uygulamada önemli iĢletme parametrelerinden olan elektrolit konsantrasyonunun, baĢlangıç pH

sının ve akım yoğunluğunun gerek organik madde gerekse nikel ve çinko giderimi üzerine

etkileri incelenmiĢtir.

2. Materyal ve Metot

2.1. Asidik Nikel ve Çinko Kaplama Banyo Numunesi

Deneysel çalıĢmada kullanılan numune asidik nikel ve çinko kaplama iĢleminin

gerçekleĢtirildiği bir fabrikadan temin edilmiĢtir. Potasyum klorür mevcudiyetinde nikel, çinko,

kompleks yapıcı madde ve parlatıcı, taĢıyıcı vb. diğer banyo yardımcılarını içeren banyonun

kaplama uygulaması dökülmesi esnasında kaynak bazında alınan numune ve bu iĢlemi takip

eden durulama adımlarını da karakterize etmek üzere 1/100 oranında distile su ile

seyreltilmiĢtir. Bu banyo bünyesinde bulunana organik kompleks yapıcı madde sadece

çözeltideki nikel ile Kaplama prosesindeki tüm adımlardan kaynaklanan atıksuları karakterize

etmek üzere hazırlanan kompozit numunenin karakteri Tablo 1 de verilmiĢtir. Banyonun

hazırlanıĢında kullanılan organik kompleks yapıcı madde sadece nikeli kompleks olarak

bağlamakta çinkoyla ise herhangi bir kompleks bileĢik oluĢturmamaktadır.

Tablo 1. Kompozit Numune Karakteri

TOK KOĠ Nikel Çinko Klorür

pH (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L)

6.78-7.02 173-207 440-490 275-291 226-236 1350-1477

2.2. Elektrokoagülasyon Ünitesi

Elektrokoagülasyon deneyleri 34.3 cm uzunluğunda, 12.5 cm geniĢliğinde, 28.3 cm

yüksekliğinde aside dayanıklı cam ve polietilen malzemeden yapılmıĢ dikdörtgen kesitli bir

elektrokoagülatörde gerçekleĢtirilmiĢtir. Altı adet paralel bağlı elektrot reaktör tabanına yatay

olarak 2 mm aralıklarla yerleĢtirilmiĢ olup; tamamen çözeltiye batmıĢ durumdadır. Elektrod

materyali olarak her biri 11.9 cm uzunluğunda, 1.02 cm çapında 38.5 cm2 aktif yüzey alanına

sahip 316 (SS) paslanmaz çelik elektrotlar kullanılmıĢtır. Elektrokoagülatörde akım ve voltaj

kontrolü dijital, Maksimel Professional Systems UPS 023 marka, 0-20 V gerilim ve 0-60 A

akım ayarlı, doğru akım güç kaynağı ile sağlanmıĢtır.

2.3. Deneylerin YürütülüĢü

Kompozit numune, pH sı istenilen baĢlangıç değerine ayarlandıktan sonra, reaktöre

konulmuĢtur. Güç kaynağı üzerinde istenen akım ve voltaj ayarlaması yapıldıktan sonra

elektrokoagülatör çalıĢtırılmıĢtır. Organik madde ve metal giderim verimlerini zamana bağlı

olarak belirlemek amacıyla reaktörden 0-120 dakikalık zaman diliminde numuneler alınmıĢtır.

Zamana bağlı alınan numunelerin hemen pH ları ölçülmüĢ ve bu adımı takiben hemen süzme

iĢlemi gerçekleĢtirilmiĢtir. Süzme iĢleminde Sartorius AG marka 0.45 μm gözenek çapındaki

selüloz asetat filtreler ve Millipore süzme düzeneği kullanılmıĢtır.


2.4. Analiz Yöntemleri

Deneyler sırasında pH ölçümlerinde 0.001 duyarlıklı Orion 720A+ marka pH-metre

kullanılmıĢtır. BaĢlangıç pH sının istenilen değere getirilmesi için asit gerekli olduğunda HCl

(0.1N), baz gerekli olduğunda ise; banyo reçetesi potasyum tuzları içerdiğinden,

kompozisyonunun değiĢtirilmemesi amacıyla; KOH (0.1 N), kullanılmıĢtır. TOK ölçümleri

Shimadzu marka VPCN model karbon analizörü ve metal ölçümleri ise ATIUNICAM 929

model atomik absorpsiyon spektrofotometresi kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneylerdeki

ölçümler sırasında kullanılan tüm analiz yöntemleri, KOĠ hariç, Standart Yöntemlere uygun

olarak yapılmıĢtır (APHA, 2005). KOĠ ölçümlerinde ISO 6060 (ISO, 1986) yöntemi

kullanılmıĢtır. Deneylerde kullanılan tüm kimyasal maddeler analitik saflıktadır.


3.1. BaĢlangıç pH sının Etkisi

Kullanılan elektrot malzemesine bağlı olarak elektrokimyasal arıtma uygulamasının

gerçekleĢtirildiği baĢlangıç pH değeri oldukça önem taĢımaktadır. Çelik veya demir elektrotlar

kullanılması durumunda uygulamanın gerçekleĢtirildiği pH değerlerine bağlı olarak giderme

mekanizmalarında değiĢim söz konusu olabilmektedir. Asidik pH larda ortamda elektrolit olarak

NaCl bulunması durumunda oksidasyon ve koagülasyon mekanizmalarının her ikisi ile birlikte

kirletici giderimi söz konusu olur iken alkali pH larda oksidasyon mekanizması etkisini

kaybedebilmektedir. Bu nedenle baĢlangıç pH sının organik madde ve ağır metal giderme

verimi üzerine etkisinin belirlenmesi amacıyla yürütülen denemelerde klorür konsantrasyonu

sabit tutulmuĢtur. Klorür konsantrasyonunu sabit tutmak amacıyla baĢlangıçta kompozit

numunenin pH sı HCl ile 3 e ayarlanmıĢ ve daha sonraki pH ayarlamaları KOH ile yapılmıĢtır.

BaĢlangıç pH sının proses verimi üzerine etkisini belirlemek amacıyla sabit klorür

konsantrasyonunda (1615 mg /L) ve 22 mA/cm2 sabit akım yoğunluğunda baĢlangıç pH sı 3 ile

10 arasında bir seri elektrokoagülasyon denemesi gerçekleĢtirilmiĢtir (Arslan, 2008). Bu

denemelerde zamana bağlı elde edilen TOK, nikel ve çinko giderimleri sırasıyla ġekil 1, 2 a ve

2b de gösterilmiĢtir.

Şekil 1. BaĢlangıç pH sının TOK giderimi üzerine etkisi.

60

80

100

120

140

160

180

200

220

0 20 40 60 80 100 120 140

Süre (dk)

TO

K (

mg

/L)

pH 3

pH 4

pH 5

pH 6

pH 7

pH 8

pH 10


BaĢlangıç pH sının proses verimi üzerine etkisini belirlemek üzere yürütülen deneysel

çalıĢmalardan elde edilen TOK giderimleri ve ulaĢılan konsantrasyonlar değerlendirildiğinde

reaksiyonun ilk 75 dakikasında artan süre ile organik madde gideriminde bir artıĢ meydana

geldiği söylenebilmektedir. 75 dakikadan daha uzun reaksiyon sürelerinde ise organik madde

giderim hızı yavaĢlamaktadır. 120 dakikaya uzatılmıĢ elektrokoagülasyon uygulamalarında

ulaĢılan TOK giderimleri ise % 50 mertebesindedir. Bu denemelerden elden edilen diğer bir

sonuç ise elektrokoagülasyon uygulamasında organik madde giderme veriminin pratik olarak

baĢlangıç pH sından etkilenmediği Ģeklindedir.

BaĢlangıç pH sının metal arıtımı üzerine etkisi için bir değerlendirme yapıldığında, ġekil 2a ve

2b den de görüldüğü üzere, nikel ve çinko giderme verimlerinin sırasıyla uygulamanın ilk 60 ve

40 dakikalarında baĢlangıç pH sı ile önemli ölçüde değiĢim gösterdiği söylenebilmektedir.

Ancak, metal giderimlerinin ve ölçülen metal konsantrasyonlarının elektrokoagülasyon

prosesinde ulaĢılan pH lar ve TOK konsantrasyonları ile iliĢkilendirilmesi daha anlamlı bir

yaklaĢım olarak görünmektedir. Zira elektrokoagülasyon uygulamasında ağır metal giderim

mekanizması metallerin çözünmeyen veya çözünürlüğü çok düĢük olan hidroksit tuzlarına

dönüĢmesi ve katı faz olarak çökmesi esasına dayanmaktadır. Ancak bir metalin hidroksit olarak

çöktürülebilmesi için hidroksil ligandları dıĢında herhangi bir kompleks yapıcı madde (ligand)

ile bağlı olmaması diğer bir ifadeyle serbest formda ve hidroksokompleks bileĢikler halinde

bulunması gerekmektedir. Materyal ve Metot bölümünde de belirtildiği üzere bu çalıĢmada

kullanılan metal kaplama banyosunun bünyesinde bulunan kompleks yapıcı madde çinko ile

herhangi bir kompleks bileĢik oluĢturmamaktadır. Bu nedenle kompozit numunenin bünyesinde

bulunan çinko metal çözünürlüğünün minimum olduğu pH değeri olarak tanımlanan optimum

pH değerine veya bu pH ya yakın değerlere ulaĢıldığında (pH8) etkin olarak

giderilebilmektedir. Söz konusu deney koĢullarında çinko konsantrasyonun 0.5 mg/L nin altına

düĢürülmesi için gerekli olan minimum elektrokoagülasyon süresinin 45 dakika olduğu ġekil 2b

den de görülmektedir. Kompleks olarak bağlı nikelin hidroksit olarak çöktürülebilmesi için ise

öncelikle kompleks yapıcı maddenin belirli bir seviyeye kadar arıtımı gerekmektedir. ġekil 1 ve

2a birlikte değerlendirildiğinde, etkin nikel gideriminin TOK konsantrasyonun 100 mg/L ler

mertebesine düĢtüğü sürelerde gerçekleĢtiği görülmektedir. Ancak kompleks yapıcı maddeden

kaynaklanan organik maddenin bu seviyelerdeki giderimi nikel konsantrasyonunun 1 mg/L nin

altına düĢürülmesi için yeterli olmamaktadır. Etkin nikel giderimi için TOK konsantrasyonun

100 mg/L indirilmesiyle birlikte çözeltide ulaĢılan pH nın 10.5 üzerinde olması da

gerekmektedir. TOK konsantrasyonun 100 mg/L civarında olduğu ancak çözeltide ulaĢılan pH

nın 10.5 altında kaldığı koĢullarda (örnek: 60 dakikadaki sonuçlar) nikel konsantrasyonlarının

10 mg/L ler mertebesine düĢmüĢ olması bu sonucu desteklemektedir. Elde edilen bu

sonuçlardan hareket ile TOK konsantrasyonun 100 mg/L ye indiği süre sonunda kompleks

yapıcı maddenin nikel ile yaptığı kompleks türün bozunduğu ve nikelin hidroksit olarak

çökelebilecek forma dönüĢtüğü söylenebilmektedir.

BaĢlangıç pH sının etkisini saptamak için yürütülen elektrokoagülasyon denemelerinin sonunda

oluĢan çamur miktarları ve ulaĢılan pH lar baz alınarak organik madde ve metal giderim

mekanizmasını belirlemek amacıyla bir seri koagülasyon deneyi gerçekleĢtirilmiĢtir. Bu

denemelerde elektrokoagülasyon uygulamasındaki durumu karakterize etmek amacıyla

koagülan olarak FeCl3 kullanılmıĢtır. FeCl3 dozajları elektrokoagülasyon uygulaması sonunda

oluĢan çamurdaki demir miktarına eĢdeğer olacak Ģekilde yapılmıĢ ve elde edilen sonuçlar

Tablo 2 de verilmiĢtir.


Şekil 2. BaĢlangıç pH sının nikel (a) ve çinko (b) giderimleri üzerine etkisi.

Tablo 2. Koagülasyon Uygulamaları Sonuçları

Çöktürme

pH sı

TOK Çinko Nikel AKM

(mg/L) Konsantrasyon Giderim Konsantrasyon Giderim Konsantrasyon Giderim

mg/L % mg/L % mg/L %

6.97* 206* - 226* - 288* - -

7.99 133 35 5.66 97 1.2 100 13220

9.92 129 37 0.3 100 0.7 100 12110

11.71 174 16 0.21 100 0.1 100 13500

11.58 161 22 0.17 100 0.2 100 12910

* Kompozit numune karakteri

Tablo 2 den de görüleceği üzere koagülasyon uygulamalarında TOK giderimleri % 37 ile sınırlı

kalmıĢtır. Oysa elektrokoagülasyon denemeleri sonunda % 57 lere varan daha yüksek TOK

giderimleri elde edilmiĢtir. pH 7.99 da yürütülen koagülasyon denemesinde elde edilen TOK

giderimi (% 35), baĢlangıç pH sı 6 da yürütülen elektrokoagülasyon uygulamasının 60.

dakikasında (ulaĢılan pH 7.94) % 10 daha düĢüktür. 75 dakikada ölçülen de ise % 17 ilave TOK

giderimi elde edilmiĢtir. Elektrokoagülasyonun 75. dakikasında ulaĢılan pH 9.94 tür ve pH 9.92

deki koagülasyon deneyi TOK sonucuyla karĢılaĢtırma yapmaya imkan tanımaktadır.

Elektrokoagülasyon denemesinin 60 ve 75 dakikasında oluĢan çamur miktarlarının

koagülasyonkilerden çok daha düĢük olduğu düĢünüldüğünde ilave organik madde

giderimlerinin adsorpsiyon ve flok içinde tutulma mekanizması dıĢındaki bir giderim ile

sağlandığı söylenebilmektedir. Bu mekanizmanın ise oksidasyon olduğu düĢünülmektedir.

Alkali pH larda klorürün oksidasyon gücünü kaybetmesi nedeniyle elektrokoagülasyon

denemesinde (baĢlangıç pH sı 6 daki) pH 10.5 e ulaĢtığında ilave TOK gideriminin olmaması da

bu görüĢü desteklemektedir.

Koagülasyon-flokülasyon denemelerinde pH 7.99 ve 9.92 de nikel konsantrasyonları sırasıyla

1.2 ve 0.7 mg/L olarak ölçülmüĢtür. Oysa elektrokoagülasyon denemesinde (baĢlangıç pH sı 6)

pH 7.94 ve 9.54 e ulaĢtığında ölçülen nikel konsantrasyonları sırasıyla 23 ve 4 mg/L dir. KOH

ile yürütülen hidroksit çöktürmesinde ise pH 8 de nikel konsantrasyonu 173 mg/L pH ise 51

mg/L olarak ölçülmüĢtür (Arslan, 2008). Tüm deney verileri karĢılaĢtırıldığında, nikel giderim

mekanizmasının sadece hidroksit çöktürmesi olmadığı adsorpsiyon ve/veya flok içinde

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

280

0 20 40 60 80 100 120 140

Süre (dk)

Nik

el

(mg

/L)

pH 3

pH 4

pH 5

pH 6

pH 7

pH 8

pH 10

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

0 20 40 60 80 100 120 140

Süre (dk)

Çin

ko

(m

g/L

)

pH 3

pH 4

pH 5

pH 6

pH 7

pH 8

pH 10


tutulmayla da bir miktar giderimin gerçekleĢtiği görüĢüne varılmaktadır. En yüksek Fe(OH)3

floklarının mevcut olduğu koagülasyon denemelerinde en yüksek nikel giderimlerinin elde

edilmiĢ olması da bu görüĢü desteklemektedir.

3.2. Elektrolit Konsantrasyonunun Etkisi

Ortamda elektrolit olarak NaCl bulunması durumunda elektrokoagülasyon uygulaması

esnasında klor (Cl2) ve hipoklorit (OCl-) oluĢumu söz konusu olmaktadır. Yapılan literatür

çalıĢmaları sonucunda NaCl ün sadece yeterli akımı sağlamak için gerekli olan iletkenliği

artırmadığı aynı zamanda asidik koĢullarda oksidan oluĢumuna sebep olduğu görülmüĢtür.

Bunun sonucunda oksidan oluĢumu nedeniyle elektrokoagülasyon prosesinde hem oksidasyon-

redüksiyon hem de koagülasyon mekanizmalarının her ikisi de organik madde gideriminde

etkili olduğu sonucu önem kazanmıĢtır. Ancak oksidasyon mekanizmasının etkili olabilmesi

için prosesin pH 11 den küçük değerlerde yürütülmesi gerekmektedir. Zira pH 11 in üzerindeki

değerlerde OCl3- ve OCl4

- iyonlarının oluĢumu nedeniyle oksidasyon gücünde önemli düĢüĢler

meydana gelmektedir. Bu nedenle elektrolit konsantrasyonunun proses verimi üzerine etkisi

baĢlangıç pH sı 6 da belirlenmiĢtir.

Elektrolit (klorür) konsantrasyonunun elektrokoagülasyon proses verimi üzerine etkisi 22

mA/cm2

sabit akım yoğunluğunda ve baĢlangıç pH sı 6 da kompozit numuneye NaCl ilaveleri

yapılarak araĢtırılmıĢtır. Bu amaç doğrultusunda kompozit numunedeki toplam klorür

konsantrasyonu 1500 g/L den (numunedeki orijinal klorür ve pH ayarı için kullanılan HCl den

gelen klorürün toplamı) 3000 mg/L ye kadar artırılmıĢtır. Bu denemelerde elde edilen TOK,

nikel ve çinko giderimleri sırasıyla ġekil 3, 4a ve 4b de gösterilmiĢtir.

Şekil 3. Elektrolit (klorür) konsantrasyonunun TOK gideriminde etkisi

Klorür konsantrasyonunun etkisinin araĢtırıldığı elektrokoagülasyon denemelerinde zamana

bağlı olarak elde edilen TOK giderimleri incelendiğinde (ġekil 3) 75 dakikaya kadar artan

sürelerde organik madde gideriminde artıĢ meydana geldiği söylenebilmektedir. Bununla

birlikte 3000 mg/L konsantrasyonuna kadar artan klorür dozajlarında TOK gideriminde belirgin

bir iyileĢmenin olmadığı görülmektedir. Bu deneysel çalıĢma verilerinden, denemelerin

yürütüldüğü reaksiyon koĢullarında, kompozit numunenin bünyesinde bulunan klorür miktarının

elektrokoagülasyon uygulaması için yeterli olduğu ve elektrolit konsantrasyonunu artırmak için

dıĢarıdan klorür ilavesine gerek olmadığı sonucuna varılmaktadır.

60

80

100

120

140

160

180

200

220

0 20 40 60 80 100 120 140

Süre (dk)

TO

K (

mg

/L)

1500 mgCl/L

1875 mgCl/L

2250 mgCl/L

2635 mgCl/L

3000 mgCl/L


Klorür konsantrasyonundaki artıĢın nikel giderimleri üzerine etkisi yine ulaĢılan pH ve TOK

konsantrasyonları ile iliĢkilendirilebilmektedir. TOK konsantrasyonlarının 100 mg/L nin altına

indiği ve ulaĢılan çözelti pH larının 10.5 dan yüksek olduğu sürelerde nikel konsantrasyonları 1

mg/L den küçük değerler olarak ölçülmüĢtür (bkz ġekil 4a). Bu deneysel çalıĢmada kompozit

numunenin orijinal klorür konsantrasyonunda (1500 mg/L) yürütülen uygulamada zamana bağlı

en yüksek nikel giderimleri elde edilmiĢtir. Aynı zaman diliminde, klorür konsantrasyonun nikel

giderimi üzerine etkisini belirlemek üzere gerçekleĢtirilen diğer denemelere göre, daha yüksek

giderme verimlerinin elde edilmesi proses esnasındaki pH değiĢimleri ile izah edilebilmektedir.

Zira 1500 mg/L klorür konsantrasyon ile yürütülen elektrokoagülasyon denemesinde hızlı bir

pH değiĢimi tespit edilmiĢtir. Örneğin ilk 30 dakikalık zaman dilimi sonunda diğer denemelerde

ulaĢılan pH lar 6.6-6.9 civarında kalırken 1500 mg/L klorür konsantrasyonlu denemede 11.7

olarak belirlenmiĢtir (Arslan, 2008). Bu denemelerde de yine etkin çinko giderimleri elde

edilmiĢtir (bkz ġekil 4b).

Şekil 4. Elektrolit (klorür) konsantrasyonunun nikel (a) ve çinko (b) giderimleri üzerine

etkisi

Kaynaklar

Adhoum, N., Monser, L., Bellakhal, N., ve Belgaied, J. E. (2004). Treatment of electroplating wastewater containing

Cu2+, Zn2+ and Cr6+ by electrocoagulation, J. Haz. Mat., B112, 207-213.

APHA (2005). Standard methods for the examination of water and wastewater, 21th ed., American Public Health

Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, Washington DC, USA.

Arslan, T. (2008). Kompleks olarak bağlı metal içeren atıksuların elektrokoagülasyon ile arıtımı, Yüksek Lisans Tezi,

Fen Bilimleri Enstitüsü, Ġstanbul Teknik Üniversitesi, Ġstanbul, Ocak 2008.

Gao, P., Chen, X., Shen, F. ve Chen, G. (2005). Removal of chromium(VI) from wastewater by combined

electrocoagulation–electroflotation without a filter, Sep. Pur. Tech., 43, 117–123.

ISO (1986). Water quality determination of the chemical oxygen demand, Ref. No. ISO 6060-1986.

Juang R.-S. ve Wang S.-W. (2000). Electrolytic recovery of binary metals and EDTA from strong complexed

solutions, PII: S0043-1354, 00061-0.

Juang, R.-S. ve Lin, L.-C. (2000). Efficiencies of electrolytic treatment of complexed metal solutions in a stirred cell

having a membrane separator, J. Membrane Sci., 171, 19–29.

KabdaĢlı, N. I. (1990). Kompleks olarak bağlı metallerin hidroksit çöktürmesi ile arıtımı, Yüksek Lisans Tezi. Fen

Bilimleri Enstitüsü, Ġstanbul Teknik Üniversitesi, Ġstanbul, Ocak 1990.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

280

0 20 40 60 80 100 120 140

Süre (dk)

Nik

el

(mg

/L)

1500 mgCl/L

1875 mgCl/L

2250 mgCl/L

2635 mgCl/L

3000 mgCl/L

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

0 20 40 60 80 100 120 140

Süre (dk)

Çin

ko

(m

g/L

)

1500 mgCl/L

1875 mgCl/L

2250 mgCl/L

2635 mgCl/L

3000 mgCl/L


Lai, C. L. ve Lin, S. H. (2003). Electrocoagulation of Chemical Mechanical Polishing (CMP) wastewater from

semiconductor fabrication, Chem. Eng. Journal, 95, 205-211.

Lai, C. L. ve Lin, S. H. (2004). Treatment of Chemical Mechanical Polishing wastewater by electrocoagulation:

System performances and sludge settling characteristics, Chemosphere, 54, 235-242.

Mollah, M. Y. A., Schennach, R., Parga, J. R. ve Cocke, D. L. (2001). Electrocoagulation (EC)-science and

applications, J. Haz. Mat., B84, 29-41.

Subbaiah, T., Mallick, S. C., Mishra, K. G., Sanjay, K. ve Das, R. P. (2002). Electrochemical precipitation of nickel

hydroxide, J. Power Sources, 112, 562–569.

Tünay, O. ve KabdaĢlı, N. I. (1994). Hydroxide precipitation of complexed metals, Wat. Res., 28, 2117-2124.

Tünay, O., KabdaĢlı, N. I. ve TaĢlı, R. (1994). Pretreatment of complexed metal wastewaters, Wat. Sci. & Tech., 29

(9), 265-275.

Tünay, O., KabdaĢlı, N. I., ve Hung, Y. (2004). Metal finishing industry in handbook of industrial hazardous waste

treatment, Marcel Dekker Inc., 2nd ed., Revised and Expanded, Editors: Wang, L. K., Hung, Y., Lo, H. H., ve

Yapijakis, C. (ISBN 0-8247-4114-5).

USEPA (1982). Development document for effluent limitations guidelines and standards for the metal finishing,

point source category, EPA/440/1-82/091-b.

USEPA, (1990) Guides to pollution prevention, the fabricated metal products industry, EPA/625/7-90/006.


11-13 Haziran 2008

Elektrokoagülasyon Metodu İle Sulardan Fosfat Giderimi

Üzerine Sistem Parametrelerinin Etkinlik Sıralamasının

Belirlenmesi

Yalçın Şevki Yıldız, Gökçe Didar Haşıloğlu, Züleyha Bingül, Şahset İrdemez

Atatürk Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 252409, Erzurum.

E-posta: [email protected]; [email protected]

Öz Bu çalıĢmanın amacı sulardan fosfat iyonlarının elektrokoagülasyon metodu ile

giderilmesinde sistem parametrelerinin etkinlik sıralamasının belirlenmesidir. Sistem

parametreleri olarak BaĢlangıç Fosfat Konsantrasyonu(50-500 PO4-P mg/L), BaĢlangıç pH

değeri(4-7), Destek Elektrolit Konsantrasyonu (0-10 mM), Destek Elektrolit Türü(NaCl,

NaNO3, Na2SO4 ve CaCl2) ve Akım Yoğunluğu (0.25-1.00 mA/cm2) seçilmiĢ her bir parametre

dört seviyeli olarak incelenmiĢtir. Deney sistemi 6 çift alüminyum plaka elektrottan

oluĢmaktadır. Elektrotlar arası mesafe 5 mm ve toplam elektrot alanı 1500 cm2 olup, sistem

kesikli ve sabit akım modunda iĢletilmiĢ olup 15 dakikalık reaksiyon süresinin sonunda

reaktörden numunelere alınarak membran filtre yardımıyla süzülmüĢ ve fosfat analizleri

yapılmıĢtır. Elde edilen fosfat giderme verimlerine ―DeğiĢken Analizi‖ (ANOVA) uygulanarak

F değerleri hesaplanmıĢtır. Elde edilen değiĢken analizi tablosuna göre hesaplanan F

değerlerinin sırasıyla BaĢlangıç Fosfat Konsantrasyonu, BaĢlangıç pH‘sı, Destek Elektrolit

Konsantrasyonu, Destek Elektrolit Türü, ve Akım Yoğunluğu için 744.6, 106.6, 2.95, 153.2 ve

190.31 olduğu görülmüĢtür. Hesaplanan F değerlerine bağlı olarak elde edilen fosfat giderme

verimlerinde etkinlik sırası büyükten küçüğe doğru BaĢlangıç Fosfat Konsantrasyonu, Akım

Yoğunluğu, Destek Elektrolit Türü ve BaĢlangıç pH‘sı, Ģeklinde gözükmektedir. Destek

Elektrolit Konsantrasyonunun ise giderme verimi üzerinde anlamlı bir etkisi bulunmamaktadır.

AraĢtırmanın Destek Elektrolit Türünün etkisinin çalıĢıldığı kısmında özellikle destek elektrolit

olarak CaCl2 kullanıldığı denemelerde oldukça ilginç sonuçlar elde edilmiĢtir. Bu sebeple

CaCl2‘ün sistem üzerinde klasik bir destek elektrolitten daha farklı bir etkisi olduğu söylenebilir.

Zira ortam pH‘sı 4.5-8.5 aralığında olduğunda fosfat iyonları ile birlikte ortamda kalsiyum

iyonlarınında bulunması durumunda fosfat iyonları hidroksi-apatitler formunda

çökelmektedirler. Bu sebeple sistem üzerinde en etkili parametrelerin baĢlangıç fosfat

konsantrasyonu, akım yoğunluğu ve baĢlangıç pH değeri olduğu söylenebilir.

Anahtar Kelimeler alüminyum elektrot; değişken analizi(ANOVA); elektrokoagülasyon; fosfat

giderimi

Sembol/Notasyon

Cp BaĢlangıç fosfat konsantrasyonu (mgP/L)

pHb Suyun baĢlangıç pH değeri (-)

DET Destek elektrolit türü (-)

DEK Destek elektrolit konsantrasyonu (mM)

AY Akım yoğunluğu (mA/cm2)

Fosfat giderme verimi (%)



152 Y. Ş. Yıldız, G. D. Haşıloğlu, Z. Bingül ve diğ.

1. Giriş

Fosfor canlılara gerekli temel besin maddelerindendir. Hücrelerde nükleik asitlere enerji

aktarımlarını sağlayan ATP maddelerinin, hücre zarının yapısında ayrıca diĢ ve kemiklerde

bulunur. Fosforun temel kaynağı yer kabuğundaki temel kayalar ve ikinci büyük rezervi ise

sulardır. Fosfor döngüsünün temelini fosforun karalardan denizlere, denizlerden de yine karalara

taĢınması teĢkil eder.

GeçmiĢte fosfor su Ģebekelerinde, korozyonu önlemek ve kazanlarda kireç tabakası oluĢumunu

kontrol etmek üzere kullanılmaktaydı. Bugün ise fosfor, yüzeysel suların biyolojik üreme

potansiyelini saptamak ve alıcı sulara deĢarjda fosfor limitlerini ortaya koymada bir faktör

olarak ele alınmakta ve değerlendirilmektedir. Özellikle göllere verilebilecek fosfor miktarları

için kesin limitler konulmuĢtur. Fosfor tayinleri atıksu arıtma tesisi çalıĢmalarında ve nehir

kirlenmesi kontrol alanlarında rutin bir iĢlem olarak yapılmaktadır.

Fosforun biyolojik arıtmada besi maddesi olarak görev yapması nedeniyle birçok endüstriyel

atıksu arıtma tesislerinde kontrolü gerekmektedir. Fosfat bileĢiklerinin meydana getirdiği

sorunlar arasında en önemlisi ötröfikasyondur. Ötröfikasyon, gerek tabii süreçler gerekse insan

faaliyetleri sonucu su yataklarındaki mikroorganizmaları beslemeye yarayan besin maddelerinin

artması Ģeklinde tanımlanabilir.(Ġrdemez 2004)

Fosfor giderme adsorpsiyon, kimyasal çöktürme, iyon değiĢimi, elektrodiyaliz gibi kimyasal

tekniklerle yapıldığı gibi; uçucu kül adsorpsiyonu, membran filtrasyon ve elektrokoagülasyon

ile de yapılmaktadır. Bu metotlar arasında en yaygın kullanılanları adsorpsiyon ve kimyasal

çöktürmedir.(Johansson ve Gust 2000; Agyei ve diğ. 2000; Rao ve diğ. 2002; Lin ve Chang

2001; Bayat 2002; Kao ve diğ. 2000, Ġrdemez ve diğ. 2004; Yıldız 2004) Sulardan fosfatın

giderilmesi, çözünür formda bulunan fosfatın çözünmeyen katı formlara dönüĢtürülmesi esasına

dayanır. Elde edilen bu katı faz daha sonra çökeltme yada filtrasyon gibi bir katı-sıvı ayırma

iĢlemi sayesinde sudan ayrılır. Atıksu arıtma uygulamalarında, en yoğun ve baĢarılı uygulama

Al3+

, Ca2+

, Fe3+

ve nadiren Fe2+

gibi çözünmüĢ katyonların kullanılarak fosfatın çöktürülmesidir.

Demir ve alüminyum suda bulunduğunda düĢük pH bölgesinde (<6.5), FePO4 ve AlPO4

oluĢurken, (>6.5) bölgesinde demir ve alüminyum oksit ve hidroksitlere dönüĢmektedir.

Fosfatın kalsiyum iyonları ile çöktürülmesinde ise fosfatın apatit ve hidroksiapatitlere

dönüĢmesi sebebiyle daha yüksek pH değerleri daha uygun olmaktadır.(Grubb ve diğ. 2000)

1.2. Elektrokoagülasyon

Elektrokoagülasyon; çözünebilen ve yumaklaĢtırıcı özelliğe sahip metal (alüminyum ve demir

gibi) bir elektrotun kullanıldığı elektrokimyasal atıksu arıtım sürecidir (Koparal ve diğ. 1999).

Elektrokoagülasyon ile kimyasal koagülasyon arasındaki fark esasen alüminyum yada demirin

sisteme ilave edilme Ģeklidir (Donini ve diğ.. 1994). Elektrokoagülasyonda yumaklaĢtırma ve

çökelme mekanizmaları sisteme kimyasal madde ilavesi ile değil, elektrokimyasal reaktördeki

elektrotlar aracılığı ile gerçekleĢtirilmektedir (Koparal ve diğ. 1999). Elektrokoagülasyon;

kolloidlerin, süspansiyonların ve emülsiyonların elektriksel yüklerden etkilendiği gerçeğine

dayanır. Bu sebeple uygun elektrotlarla yüklü taneciklere ilave elektriksel yükler uygulanırsa,

taneciklerin yüzey yükleri nötralize edilir ve birçok tanecik kolaylıkla sudan ayrılabilecek daha

büyük boyutta aglomerler oluĢturmak üzere birleĢir (Öğütveren veKoparal 1997).

Elektrokoagülasyon iĢleminde elektrot malzemesinin seçimi sistemin kalbini oluĢturur. Bu

sebeple uygun elektrot malzemesinin seçimi çok önemlidir. En yaygın elektrot malzemeleri

demir ve alüminyumdur. Her ikisi de genellikle ucuz, kolay bulunabilen ve etkili malzemelerdir

(Chen ve diğ.. 2000).

Elektrokoagülasyon Metodu İle Sulardan Fosfat Giderimi Üzerine Sistem Parametrelerinin Etkinlik

Sıralamasının Belirlenmesi

153

Elektrot malzemesi olarak demir kullanıldığında elektrot reaksiyonları (Yıldız, 2003),

Katotta;

)(48)(8 2 gHeaqH (1)

Anotta;

eaqFesFe 8)(4)(4 2 (2)

çözeltideki çözünmüĢ oksijen ile;

)(8)(4)()(10)(4 322

2 aqHOHFegOlOHaqFe (3)

ve nihai olarak toplam reaksiyon ise

)(4)()(4)()(2)(4 2322 gHsOHFegOlOHsFe (4)

Ģeklinde özetlenebilir.

Ayrıca elektrot malzemesi olarak alüminyum kullanılması durumunda katotta (1) no‘lu

reaksiyon cereyan ederken anot ve çözelti reaksiyonları aĢağıda verildiği Ģekilde oluĢur:

Anotta;

eAlAl 33 (5)

Çözeltide;

)(3)(3)( 32

3 aqHOHAlOHaqAl (6)

Yukarıdaki reaksiyonlarda görüldüğü üzere elektrokoagülasyon; yükseltgenme, yumak oluĢumu

(yumaklaĢma) ve yüzdürmenin (flotasyonun) bir bileĢimidir (Ciardelli ve Ranieri 2000).

Katottan çıkan hidrojen gazı kabarcıkları oluĢan yumaklara yapıĢarak onları yüzmeye zorlar ve

reaktörün üst kısmına doğru kaldırırlar. Bu elektrokoagülasyon iĢlemine elektroflotasyonun

eĢlik ettiğinin tipik bir kanıtıdır (Kovatcheva ve Parlapanski 1999; Jiang ve diğ.. 2002).


2.1. Deney Sistemi

Kullanılan deney sistemi Ģekil 1‘de gösterildiği gibidir. Deney sistemi 6 çift alüminyum plaka

elektrottan oluĢmaktadır. Elektrotlar arası mesafe 5 mm. ve toplam elektrot alanı 1500 cm2 olup,

sistem kesikli ve sabit akım modunda iĢletilmiĢtir. Reaktöre 850 ml sentetik olarak

hazırlanmıĢ(KH2PO4 kullanılarak) fosfat çözeltisi konulduktan sonra sistem manyetik karıĢtırıcı

ile 150 Dev/dak. ‗lık hızda karıĢtırılmıĢ ve diğer sistem parametreleri(Akım Yoğunluğu,

BaĢlangıç pH değeri vb.) belirlenen değerlere ayarlandıktan sonra 15 dakikalık reaksiyon

süresinin sonunda reaktörden numuneler alınarak membran filtre yardımıyla süzülmüĢ ve

―Standart Metotlar‖a (AWWA, 1985) göre fosfat analizleri yapılmıĢtır.


1. Sabit sıcaklık sirkülatörü 5. Reaktör

2. Doğru akım güç kaynağı 6. Elektrotlar

3. Dijital ampermetre 7. Manyetik karıĢtırıcı

4. Dijital Voltmetre

Şekil 1. Elektrokoagülasyon denemelerinde kullanılan deney sistemi

2.2. Deneysel Parametreler Ve DeğiĢken Analizi

Denemelerde kullanılan değiĢkenler ve bu değiĢkenlere ait parametre seviyeleri tablo 1‘de

verildiği gibidir. Tablo 1‘de verilen parametrelerin her biri için 4 farklı seviyede iki tekrarlı

deneyler yapılmıĢ, performans kriteri olarak fosfat giderme verimleri alınmıĢtır. Her Ģart için

yapılan iki deneye göre fosfat giderme verimlerinin ortalaması hesaplanarak, elde edilen

değerlere değiĢken analizi (ANOVA) uygulanmıĢtır.

Tablo 1. Denemelerde kullanılan değiĢkenler ve seviyeleri

Değişkenler Seviyeler

1 2 3 4

BaĢlangıç fosfat konsantrasyonu (mgP/L) 50 100 200 500

Suyun baĢlangıç pH değeri (-) 4 5 6 7

Destek elektrolit konsantrasyonu (mM) 0.0 2.5 5.0 10.0

Destek elektrolit türü (-) NaCl NaNO3 Na2SO4 CaCl2

Akım yoğunluğu (mA/cm2) 0,25 0,50 0,75 1,00

3. Bulgular ve Tartışma

Tablo 2‘de denemeler sonucunda elde edilen fosfat giderme verimlerine uygulanan değiĢken

analizi sonuçları verilmiĢtir. DeğiĢken analizi sonuçlarına göre fosfat giderme verimi üzerinde

çalıĢılan parametrelerin büyükten küçüğe doğru etkinlik sıralamasının; baĢlangıç fosfat

konsantrasyonu, akım yoğunluğu, destek elektrolit türü ve baĢlangıç pH değeri olduğu

söylenebilir.

4

3

1

7

2

5

6

Elektrokoagülasyon Metodu İle Sulardan Fosfat Giderimi Üzerine Sistem Parametrelerinin Etkinlik

Sıralamasının Belirlenmesi

155

Zira yapılan değerlendirme; %5‘lik önem seviyesine göre ve serbestlik derecesi 3, hatanın ise 16

olması durumunda uygulanmıĢtır. Yukarıda bahsedilen koĢullar için kritik F değeri 3,24

olmaktadır. Dolayısı ile destek elektrolit konsantrasyonunun anlamlı bir etkisi yoktur.

Tablo 2. DeğiĢken analizi (ANOVA) tablosu

Değişim

Kaynağı

Kareler

Toplamı

Serbestlik

derecesi

Kareler

ortalaması

F değeri

Cp 11327,3 3 3775,8 744,64

pHb 1621,7 3 540,6 106,61

DET 44,9 3 15,0 153,16

DEK 2329,9 3 776,6 2.95

AY 2894,9 3 965,0 190,31

Hata 81,1 16 5,1

Esas itibarı ile destek elektrolit konsantrasyonunun giderme verimi üzereinde anlamlı bir

etkisinin olmaması umulan bir sonuçtur. Zira destek elektrolit bilindiği üzere su/atıksuyun

elektriksel iletkenliğinin artırılarak sistemin enerji tüketiminin düĢürülmesi amacı ile kullanılır.

Oysa bu çalıĢmada performans kriteri olarak fosfat giderme verimi baz alınmıĢtır. O sebeple

yapılan analizde destek elektrolit konsantrasyonu etkin bir parametre olarak gözükmemektedir.

Benzer Ģekilde destek elektrolit türünün etkisi araĢtırıldığında CaCl2‘nin klasik bir destek

elektrolitten oldukça farklı bir etkiye sahip olduğu görülmüĢtür. Zira ortam pH‘sı 4,5-8,5

aralığında olduğunda fosfat iyonları ile birlikte ortamda kalsiyum iyonlarınında bulunması

durumunda fosfat iyonları hidroksi-apatitler formunda çökelmektedirler. Bu sebeple sistem

üzerinde en etkili parametrelerin baĢlangıç fosfat konsantrasyonu, akım yoğunluğu ve baĢlangıç

pH değeri olduğu söylenebilir.

Kaynaklar

Agyei, N. M. Strydom, C. A. Potgieter J.H., (2000). An investigation of phosphate ion adsorption from aqueous

solution by fly ash and slag, Cem. Concr. Res. 30, 823.

AWWA, APHA, WPCF (1985). Standard methods for water and wastewater examination. 16th edition. NewYork.

Bayat, B. (2002). Combined Removal of Zinc (II) and Cadmium (II) from Aqueous Solutions by Adsorption onto

High-Calcium Turkish Fly Ash Water Air Soil Pollut. 136, 69-92.

Chen, X., Chen, G., C., Yue, P., L., (2000). Separation of plollutants from restaurant wastewater by

electrocoagulation Separation and Purification Technology (19), 65-76.

Chen, X., Chen, G., Yue, P., L., (2002). Investigation on the electrolysis voltage of electrocoagulation. Chemical

Engineering Science 57, 2449-2455.

Ciardelli, G., Ranieri, N., (2000). The treatment and reuse of wastewater in the textile industry by means of ozonation

and electroflocculation. Water Research, 35 (2), 567-572.

Donini, J., C., Kan, J., Szynkarczuk, J., Hassan, T., A., Kar, K., L.,(1994). The operating cost of electrocoagulation.

The Canadian Journal of Chemical Engineering. 72, 1007-1012.

Grubb, D. G. Guimaraes, M. S. Valencia R. (2000). Phosphate Immobilization using an acidic type F fly ash, J.

Hazard. Mater. 76, 217-236.

Gürses, A., Yalçın, M., Doğar, Ç., (2002). Electrocoagulation of some reactive dyes: a statistical investigation of

some electrochemical variables. Waste Management, 22, 491-499.


Ġrdemez, ġ. (2005). Elektrokoagülasyon yöntemi ile atıksulardan fosfat giderimi Doktora Tezi, Atatürk Üniversitesi

Fen Bilimleri Enstitüsü, Erzurum.

Ġrdemez, ġ. Yıldız, Y. ġ. Demircioğlu, N. (2004). Phosphate removal from wastewaters by using fly-ash adsorption.

International Soil Congress, 29-34. Erzurum/TURKEY

Jiang, J., Q., Graham, N., Andre, C., Kelsall, G., H., Brandon, N., (2002). Laboratuary study of electro-coagulation-

flotation for water treatment. Water Research, 36, 4064-4078.

Johansson, L. Gustafsson, J.P. (2000). Phosphate removal using blast furnace slags and opoka-mechanisms, Water

Res. 34, 259.

Kao, P.C. Tzeng, J.H. Huang, T.L. (2000). Removal of chlorophenols from aqueous solution by fly ash, J. Hazard.

Mater. 76, 237-249.

Kobya, M., Romanov, A., Dimoglo, A., Aydıner, C., (2001). Atıksulardaki kolloidal partiküllerin

elektroflotokoagülasyonla giderimi. Su Kirliliği ve Kontrolü Dergisi, 11 (1), 25-31.

Koparal, A., S., GökĢen, ġ., Öğütveren, Ü., B., (1999). Petrol formasyon suyunun elektrokimyasal ve geleneksel

yöntemler ile arıtılabilirliğinin incelenmesi. Türkiye‘de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri Sempozyumu III. Cilt I,

370-379

Koparal, A., S., Öğütveren, Ü., B., (2002). Removal of nitrate from water by electroreduction and electrocoagulation.

Journal of Hazardous Materials B89, 83-94.

Kovatcheva, V., K., Parlapanski, M., D., (1999). Sono-electrocoagulation of iron hydroxides. Colloids and Surfaces

A.149, 603-608.

Krasner , S.W. and Amy G., (1995). Jar test evalution of enhanced coagulation. J. Amer. Water Works Assoc. 87, 93-

107.

Lin, C.J. Chang, J.E. (2001). Effect of fly ash characteristics on the removal of Cu(II) from aqueous solution

Chemosphere 44 (5), 1185-1192.

Lorenz, W.T., (1995). Liquid/ solid seperation: the chemicals used to make it better. Water Engineering and

Management, 4, 30-32.

Matteson, M., J., Dobson, R., L., Glenn, R., W., Kukunoor, N., S., Waits, W., H., Clayfield,E., J., (1995).

Electrocoagulation and separation of aqueous suspensions of ultrafine particles. Colloids and Surfaces A. 104,

101-109.

Mollah, M., Y., Schennach, R., Parga, J., R., Cocke, D., L., (2001). Electrocoagulation (EC)-science and applications.

Journal of Hazardous Materials, B84, 29-41.

Öğütveren, ,Ü., B., Koparal, S., (1997). Electrocoagulation for oil-water emülsion treatment. Journal of

Environmental Science and Health A32 (9-10), 2507-2520.

Rao, M. Parwate, A.V. Bhole, A.G. (2002). Removal of Cr6+ and Ni2+ from aqueous solution using bagasse and fly

ash, Waste Management, 22, 821-830.

Romanov, A., M., (1987). Physico-Chemical substantiation of the expediency of electroflotation application to the

solution of problems of rational use of natural resources. Yugoslavya Teknoloji Kongresi, 11-15 Mayıs 1987

Belgrat, Yugoslavya.

Yıldız, E. (2004). Phosphate removal from water by fly ash using crossflow microfiltration. Sep & Pur. Tech. 35,

241-252.

Yıldız, Y. ġ. (2003). Hümik Maddeler Ġçeren Atıksuların Elektrokoagülasyon Metodu Ġle Arıtımı, Doktora Tezi,

Atatürk Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, Erzurum.


11-13 Haziran 2008

Fenton Prosesinin Reaktif ve Asit Boyar Maddelerinin Aerobik

Biyolojik Arıtılabilirliğine Etkisi

İdil Arslan-Alaton, Betül Hande Gürsoy

İstanbul Teknik Üniversitesi, İnşaat Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 34469 Maslak,

İstanbul


Öz Bu çalıĢmada asit (Acid Red 183-AR 183; Acid Orange 51-AO 51) ve reaktif (Reactive Blue

4-RB 4) boyar maddelerinin sulu çözeltilerinin Fenton ileri oksidasyon prosesi ile

arıtılabilirlikleri ve arıtma sonucu oluĢan ileri oksidasyon ürünlerinin aerobik aktif çamur

prosesine etkileri araĢtırılmıĢtır. ÇalıĢmanın ilk aĢamasında Fe2+

ve H2O2 konsantrasyonları

(birbirlerine molar oranları) ve arıtım süresi, Fenton prosesinin renk, KOĠ ve TOK giderim

verimleri ve kinetikleri göz önüne alınarak optimize edilmiĢtir. ÇalıĢmanın ikinci bölümünde ise

arıtılmamıĢ ve Fenton ileri okidasyon prosesine tabi tutulmuĢ tekstil boyaların aerobik aktif

çamur prosesi (KOĠglukoz = 500 mg O2/L; F/M oranı arıtılmamıĢ numuneler için 0.12, Fenton

prosesi ile ön arıtılmıĢ numuneler için 0.13 mg KOĠo/mg UAKM) ile glukoz yıkımına etkileri

araĢtırılmıĢtır. En iyi arıtma koĢulları, pH = 3‘te Fe2+

: H2O2 molar oranı = 4 mM : 20 mM ve

arıtma süresi = 10 dakika olarak belirlenmiĢtir. Bu koĢullar altında, AR 183, AO 51 ve RB 4

boyaları için sırası ile %100, %100 ve %93 renk, %58, %78 ve %69 KOĠ, ayrıca %54, %76 ve

%49 TOK giderimleri elde edilmiĢtir. Glukoz yıkımında tekstil boyar maddeleri içermeyen

deney kontrolüne göre %23–29 aralığında inhibisyon etkisi bulunmuĢtur. Fenton prosesine tabi

tutulmuĢ ileri oksidasyon ürünleri ise hiç inhibisyona neden olmamıĢtır.

Anahtar Kelimeler aerobik aktif çamur prosesi; asit ve reaktif boyar maddeler; Fenton ileri

oksidasyon prosesi; glukoz yıkımı; inhibisyon; tesktil atıksular

1. Giriş

Tekstil endüstrisi, gerek yoğun su tüketimi (kg kumaĢ baĢına 50-100 litre), gerekse kullanılan

kimyasalların (boyar maddeler, boya taĢıyıcılar, dispergatörler, taninler, yüzey aktif maddeler,

biyositler, iyon tutucular, v.b.) çeĢitliliği ve karmaĢık yapıları bakımından çevresel açıdan

önemli bir sorun teĢkil etmektedirler. Estetik açıdan oluĢturduğu kirlenme ve ıĢığın ekosisteme

ulaĢmasının engellenmesinin yanı sıra, bazı boyar maddeler ve bunların bozunmalarıyla oluĢan

ürünler potansiyel toksik hatta kanserojen olabilmektedir. Bunun sonucunda tekstil

atıksularındaki boyar maddelerin evsel atıksu arıtma tesislerine ve/veya alıcı ortama deĢarj

edilmeden önce ön arıtımları Ģarttır.

Tekstil endüstrisi atıksularının arıtılmasında konvansiyonel kimyasal (pıhtılaĢtırma-

yumaklaĢtırma) ve biyolojik (aktif çamur, ardıĢık kesikli reaktör sistemleri) yöntemler yaygın

bir Ģekilde kullanılmaktadır. KOĠ, BOĠ gibi konvansiyonel alıcı ortama deĢarj parametreleri

açısından genellikle baĢarılı olan bu arıtma sistemleri, renk, toksisite ve TOK giderimleri

açısından oldukça yetersiz kalmaktadır. Bu atıksuların alternatif Ġleri Oksidasyon Prosesleri

(ĠOP) ile arıtılması önerilebilir fakat ĠOP, iĢletme maliyetlerinin yüksekliği (metreküp atıksu


158 İ. Arslan-Alaton, B. H. Gürsoy

baĢına > 2-3 kWh) nedeniyle gerçek atıksulara sadece ön (kısmen) arıtma iĢlevinde bir proses

olarak uygulanabilmektedir. ĠOP‘nden Fenton Reaktifi, iyi bilinen, tekstil atıksularının

arıtılmasında oldukça baĢarılı sonuçlar alınmıĢ, ayrıca diğer ĠOP ile kıyaslandığında teknik

olarak daha basit ve ucuz olan bir arıtma yöntemidir. Fenton arıtımı uygulandığında,

endüstriyel atıksuların rengi tamamen, KOĠ ve TOK parametre değerleri ise kısmen

giderilebilmektedir. Fakat, ileri oksidasyon sırasında oluĢan ara ürünlerin toksisitelerine ve

biyolojik sistemler üzerindeki etkilerine Ģimdiye kadar sadece birkaç çalıĢmada değinilmiĢtir.

Bu çalıĢmada, Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ tekstil boyaların aerobik aktif çamur prosesi

üzerindeki etkileri incelenmiĢtir. Bu amaçla, iki asit (Acid Red 183, AR 183; Acid Orange 51,

AO 51) ve bir reaktif (Reactive Blue 4, RB 4) tekstil boyar madde seçilerek, pH = 3‘te farklı

Fe2+

ve H2O2 molar konsantrasyonlarında (oranlarında) Fenton ileri oksidasyonu deneyleri

yürütülmüĢtür. Arıtım verimi, renk, KOĠ ve TOK giderim performanslarına göre

değerlendirilmiĢtir. ÇalıĢmanın ikinci bölümünde ise, arıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile arıtılmıĢ

boyaların aerobik aktif çamur sistemine olan etkileri glukoz yıkım hızına göre belirlenmiĢtir.

2. Materyaller ve Yöntem

2.1. Kullanılan Kimyasallar

ÇalıĢmadaki asit (Acid Red 183-AR 183; Acid Orange 51-AO 51) ve reaktif (Reactive Blue 4-

RB 4) boyar maddelerinin moleküler yapısı kesin olarak bilindiğinden ve tekstil endüstrisinde

yaygın olarak kullanıldıklarından, bu çalıĢmada model kirletici olarak seçilmiĢlerdir. ÇalıĢmada

boyar maddeler, 100 mg/L‘lik sulu çözeltileri halinde hazırlanmıĢtır, özellikle bu

konsantrasyonun seçilmesi hem bilimsel çalıĢmalara (Tantak ve diğ., 2006; Marco ve diğ.,

2006; O‘Neill ve diğ., 1999; O‘Neill ve diğ.,2000) hem de tekstil boyama prosesi atıksuyundaki

değerlere (10-200 mg/L) göre belirlenmiĢtir. Tablo 1‘de, naylon (asit boyar made) ve pamuk

(reaktif boyar madde) elyaf boyama iĢlemlerinde yaygın olarak kullanılan tekstil boyar

maddelerinin 100 mg/L‘lik sulu çözeltilerinin karakterizasyonu verilmiĢtir. Diğer kimyasallar,

H2O2 (ağırlıkça %35) ve Fe(SO4).7H2O‘dır; ayrıca reaksiyona girmeyen ortamda kalan H2O2‘i

parçalamak üzere katalaz enzimidir (Micrococcus Iyseidicticus; 1 AU, 1μmol H2O2‘i

parçalamak üzere, pH = 7 RTP, 100181 U/mL). Reaksiyona girmeden kalan H2O2‘in miktarı

Quant (Merck) test stripleriyle belirlenmiĢtir. Fe(OH)3 çökeltisi, çözeltiden por çapı 0.45 μm

olan filtre kâğıtları ile ayrılmıĢtır.

Tablo 1. AR 183, AO 51 ve RB 4 tekstil boyalarının karakterizasyonu.

Boyar Maddeler AR 183* AO 51* RB 4*

KOĠ (mg O2/L) 50 103 63

TOK (mg C/L) 14 31 21

Absorbans, maks (cm-1

) 497 nm‘de 1.02 463 nm‘de 1.75 595 nm‘de 0.68

*100 mg/L boya çözeltisi için

2.2. Fenton Deneyleri

Fenton deneyleri, 1000 mL olmak üzere, 100 mg/L boya çözeltileri ile pH = 3, T = 20oC‘de,

seçilen farklı Fe2+

: H2O2 molar oranlarda (2:20, 2:40, 4:20 ve 4:40; mM:mM) yürütülmüĢtür.

Deney süresince, magnetik karıĢtırıcılar ile karıĢım sağlanmıĢtır. Fenton reaksiyonunda istenen

H2O2 ve Fe(SO4).7H2O konsantrasyonları H2O2 stok çözeltisinden (10.29 M) ve %10‘luk w/v

Fe(SO4).7H2O (0.36 M) stok çözeltisinden elde edilmiĢtir. Fenton reaksiyonu süresince 0, 2, 5,

Fenton Prosesinin Reaktif Ve Asit Boyar Maddelerinin Aerobik Biyolojik Arıtılabilirliğine Etkisi 159

10, 20 ve 30. dakikalarda 25 mL‘lik numuneler alınmıĢtır. Reaksiyonu durdurmak için her bir

numuneye konsantre NaOH (pH = 9-10 olacak Ģekilde) eklenmiĢtir. Ġkinci pH ayarı Fe(OH)3‘in

çökmesi için pH = 7-8 olacak Ģekilde 0.01-0.5 N H2SO4 ile yapılmıĢtır. Fe2+

, Fe(OH)3 olarak

tamamen çöktükten sonra 0.45 μm por çaplı filtre kâğıtlarla süzülmüĢ; reaksiyona girmeden

kalan H2O2, KOĠ ölçümlerinde pozitif hata oluĢturmaması için katalaz enzimi ile parçalanmıĢtır.

Ayrıca katalaz enzimi ilavesinden kaynaklanabilecek KOĠ ve TOK hatalarını engellemek için

aynı miktarda katalaz distile suya eklenmiĢ ve ―katalaz kontrol numunesi‖ olarak analiz

sonuçlarında değerlendirilmiĢtir. Alınan numunelerin renk, KOĠ ve TOK analizleri yapılmıĢtır.

2.3. Aerobik Deneyler

Aerobik aktif çamur deneyleri için, Tuzla ve Baltalimanı evsel atıksu arıtma tesislerinin

havalandırma havuzlarından heterotrof biyokütle alınmıĢtır. Alınan biyokütle makro ve mikro

besinler (nutrientler- Sol A Sol B) (O‘Connor ve diğ., 2001) ile beslenmiĢtir. Aktif çamur

deneyleri, arıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ boyalarla, T = 20oC ve pH = 7.0-7.5

Ģartları altında 6 saat yürütülmüĢtür. Bu deneylerde, UAKM değeri arıtılmamıĢ numuneler için

4400 mg/L, Fenton prosesiyle ön arıtılmıĢ numuneler için 3700 mg/L, glukoz KOĠ‘si 500 mg

O2/L, (Bu değerlere bağlı olarak, F/M oranı, arıtılmamıĢ boyaları içeren numuneler için 0.12;

Fenton ileri oksidasyon prosesi ile arıtılmıĢ boyalar içeren numuneler için ise 0.13 mg KOĠo/mg

UAKM) olarak seçilmiĢtir.

2.4. Analitik Yöntemler

Renk için AR 183 için 497 nm; AO 51 için 463 nm ve RB 4 için 595 nm dalga boylarında,

Novespec II/-harmacia LKB model spektrofotometre ile 1 cm kuvartz küvetlerde UV absorbans

ölçümleri yapılmıĢtır. KOĠ ölçümleri kapalı reflaks titrimetrik yönteme göre, ölçülmüĢtür (ISO

6060). TOK ölçümleri Schimadzu marka 500A model organik karbon cihazı ile yapılmıĢtır.

Glukoz yıkım hızının % inhibisyonu aĢağıdaki formülle hesaplanmıĢtır:

Kontrol numunesindeki glukoz giderim hız sabiti (saat -1) – Boyar madde içeren numunedeki glukoz giderim hız sabiti (saat -1) × 100

Iglukoz (%) = Kontrol numunesindeki glukoz giderim hız sabiti (saat -1)

3. Deneysel Bulgular

3.1. Fenton Deneyleri

Her boyar madde için pHo = 3 için 2:20, 2:40, 4:20, 4:40 (mM:mM) olmak üzere farklı Fe2+

:

H2O2 molar konsantrasyonları ve arıtım süresi KOĠ, TOK ve renk giderimleri dikate alınarak

optimize edilmiĢtir. Tablo 2‘de 100 mg/L boya çözeltilerinin farklı Fe2+

: H2O2 molar

konsantrasyonlarda, 10. ve 30. dakikalardaki arıtımları için KOĠ ve TOK giderimleri verilmiĢtir.

Farklı Fe2+

: H2O2 molar oranlarında KOĠ ve TOK giderim verimleri dikkate alınarak en iyi

sonuçlar pHo = 3 için Fe2+

= 4 mM ve H2O2 = 20 mM olarak tespit edilmiĢtir. Optimizasyon

sırasında renk giderimi, her üç boya için de çok hızlı gerçekleĢtiği için kinetiği hesaplanamamıĢ

ve dikkate alınmamıĢtır. ġekil 1‘de, zamana karĢı yüzde renk (a), KOĠ (b) ve TOK (c)

giderimleri gösterilmiĢtir.


Tablo 2. 100mg/L boya çözeltilerinin farklı Fe2+:H2O2 molar konsantrasyonlarda, t =

10 ve 30. dakikalardaki (t10, t30) Fenton arıtımları için % KOĠ ve TOK giderimleri. Fe

2+ : H2O2 (mM : mM) KOİ giderimi (%) TOK giderimi

(%)

t10 t30 t10 t30

AR 183: 2:20

2:40

4:20

4:40

32

50

58

55

38

56

59

57

28

42

54

47

32

49

56

50

AO 51: 2:20

2:40

4:20

4:40

66

67

78

70

72

78

80

77

57

64

76

70

67

66

78

74

RB 4: 2:20

2:40

4:20

4:40

38

48

69

57

38

56

71

57

28

30

49

40

32

49

53

43

(a) (b)

(c)

Şekil 1. Optimize edilmiĢ Fenton proses Ģartlarında (Fe2+

= 4 mM; H2O2 = 20 mM, pHo = 3)

zaman karĢı AR 183, AO 51 ve RB 4 için % renk (a), KOĠ (b) ve TOK (c) giderimleri.


ġekil 1(a)‘da görüldüğü üzere, her üç boyar madde için de renk giderimi 2 dakikalık bir süre

içerisinde tamamlanmıĢtır. Reaksiyonun 5. dakikasından itibaren AR 183 ve AO 51 için renk

giderimi %99, RB 4 için ise %93 olarak elde edilmiĢtir. Bu hızlı renk giderimleri, oluĢan

oksidanların (OH, HO2

serbest radikalleri) renk kromoforlarını parçalamak için yeterli

miktarda ortamda bulunmasıyla açıklanabilir (Epolito ve diğ., 2005; Tantak ve diğ., 2006;

Marco ve diğ., 2006; Lucas ve diğ., 2007; Arslan-Alaton ve diğ., 2007). ġekil 1(b) ve 1(c)

grafiklerinde ise sırası ile KOĠ ve TOK giderimlerinin her üç boyar madde için ilk 5 dakika

içerisinde hızlı bir Ģekilde gerçekleĢtiği, daha sonra ise pratik olarak durduğu görülmektedir. Bu

durum, Fe2+

ve H2O2‘in tükenmesi ve boyar maddelerden daha zor ayrıĢan ileri oksidasyon ara

ve son ürünlerinin ortamda birikmesi ile açıklanabilir (Aplin ve diğ., 2000;Wang ve diğ., 2003;

Neamtu ve diğ., 2003; Neamtu ve diğ., 2004).

TOK ve KOĠ giderim verimlerinin AO 51 için daha hızlı ve yüksek bulunmasının nedeni AO 51

boyar maddesinin molekül ağırlığı (100 mg/L esas alınmıĢtır) ve yapısal farklılığı ile

açıklanabilir.

3.2. Aerobik Aktif Çamur Ġnhibisyon Deneyleri

Farklı Fe2+

: H2O2 molar oranlarında KOĠ ve TOK giderim verimleri dikkate alınarak en iyi

sonuçlar pHo = 3 için Fe2+

= 4 mM ve H2O2 = 20 mM olarak tespit edilmiĢ, bu koĢullara göre

aerobik deneyler yürütülmüĢtür. ArıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile arıtılmıĢ boyaların aerobik

aktif çamur sistemine olan etkileri glukoz yıkım hızına göre belirlenmiĢtir.

(a) (b)

Şekil 2. Aerobik deneylerde (a) arıtılmamıĢ, (b) Fenton prosesi ile arıtılmıĢ AR 183,

AO 51 ve RB 4 için glukoz-KOĠ gideriminin kinetik olarak değerlendirilmesi.

(Deneysel koĢullar: baĢlangıç KOĠ (ortalama) = 500 mg/L (a) ve (b) için ve UAKM

(ortalama) = 4400mg/L (a) ve 3700 mg/L (b) için.)

ġekil 2(a) arıtılmamıĢ boyalar ve relatif kontrol numunesi (deney koĢulları: UAKM = 4400

mg/L; F/M = 0.12 mg KOĠo/mg UAKM) için glukoz-KOĠ giderimini göstermektedir. Grafikten

görüldüğü gibi glukoz-KOĠ giderimi numunelerdeki glukozun tükenmesine bağlı olarak ilk 30

dakika içinde gerçekleĢmiĢtir. 6 saat sonunda elde edilen KOĠ değerleri 37mg/L (kontrol) ile 65

mg/L (AR 183) arasındadır. Bu kalan KOĠ değerleri metabolik son ürünler olarak düĢünülebilir.

ġekil 2(b) Fenton prosesi ile arıtılmıĢ boyalar ve kontol numunesi (deney koĢulları: UAKM =

3700 mg/L; F/M = 0.13 mg KOĠo/mg UAKM) için glukoz-KOĠ giderimini vermektedir. Her iki

grafik karĢılaĢtırıldığında ikincisindeki giderim daha yavaĢtır, bu durum deneydeki UAKM


değerinin daha az olmasıyla dolayısıyla F/M oranıyla ile ilgilidir. 6 saat sonraki KOĠ değerleri

17 mg/L (RB 4) ile 25 mg/L (kontrol) arasındadır. Bu durum, Fenton prosesi ile arıtılmıĢ

boyalardaki glukoz-KOĠ gideriminin daha iyi olduğunu göstermektedir (Chamarro ve diğ.,

2001; Buitron ve diğ., 2004; Davies ve diğ., 2006).

Tablo 3‘de, arıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ AR 183, AO 51 ve RB 4 boyar

maddeleri içeren numunelerde glukoz yıkım hızlarına göre değerlendirilen yüzde inhibisyon

değerleri sunulmuĢtur.

Tablo 3. ArıtılmamıĢ ve Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ AR 183, AO 51 ve RB 4 boyar

maddeleri içeren numunelerde glukoz yıkım hızlarına göre hesaplanan glukoz değerleri

Iglukoz (%)

Boyar Maddeler Arıtılmamış Arıtılmış

AR 183 23 0

AO 51 29 0

RB 4 25 0

Tablo 3‘den görüldüğü üzere, AR 183, AO 51 ve RB 4 boyaların, boyaları içermeyen kontrol

numunesine göre glukoz yıkım hızı üzerinde sırasıyla 23, 29 ve %25 inhibisyon (yavaĢlatıcı)

etkisi vardır, Fenton ile ön arıtılmıĢ boyaların ise glukoz yıkım hızına inhibisyon etkileri yoktur

(Epolito ve diğ., 200; Montano-Garcia ve diğ., 2006; Pourbabaee ve diğ., 2006).

4. Sonuçların Değerlendirilmesi

Bu deneysel çalıĢmada, Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ ve arıtılmamıĢ reaktif ve asit boyar

maddelerin aerobik aktif çamur sistemlerine olan etkileri incelenmiĢtir. Deneysel çalıĢmadan Ģu

sonuçlar çıkarılabilir;

- Fenton prosesi, tekstil boyar maddeleri için, %100 renk, kısmi KOĠ ve TOK giderimleri

elde etmek için baĢarılı bir arıtma yöntemidir.

- Tekstil boyar maddelerin, aktif çamur sistemleri üzerinde az da olsa olumsuz bir etkileri

vardır.

- Fenton prosesi ile ön arıtılmıĢ boyar maddelerin aerobik aktif çamur sistemlerine

(heterotrof biyokütleye) hiçbir zararlı etkileri yoktur.

Kaynaklar

Aplin, R., Waite, T., (2000). Comparison of three advanced oxidation processes for degradation of textile dyes, Water

Science and Technology, 42, 345-354.

Arslan-Alaton, I., Eremektar, G., Germirli-Babuna, F., Insel, G., Selçuk, H., Ozerkan, B., Teksoy, S., (2005).

Advanced oxidation of commercial textile biocides in aqueous solution: Effects on acute toxicity and biomass

inhibition, Water Science and Technology, 52, 309-316.

Arslan-Alaton, I., (2007). Acid dyebath effluent pretreatment using Fenton‘s reagent: Process optimization, reaction

kinetics and effects on acute toxicity, Dyes and Pigments, 73, 31-39.

Baltalimanı Urban Wastewater Plant, Baltalimanı, Ġstanbul, Turkey.

Buitron, G., Quezada, M., Moreno, G., (2004). Aerobic degradation of the azo dye Acid Red 151 in a sequencing

batch biofilter, Bioresource Technology, 92, 143-149.


Chamarro, E., Marco, A., and Esplugas, S., (2001). Use of Fenton reagent to improve organic chemical

biodegradability, Water Research, 35, 1047-1051.

Davies, L.C., Pedro, I.S., Novais, J.M., Martins-Dias, S., (2006). Aerobic degradation of Acid Orange 7 in a vertical-

flow constructed wetland, Water Research, 40, 2055-2063.

Epolito, W.J., Lee, Y.H., Bottomley, L.A., (2005). Characterization of the textile anthraquinone dye Reactive Blue 4,

Dyes and Pigments, 67, 35-46.

Garcia-Montano, J., Torrades, F., Garcia-Hortal, J.A., Domenech, Z., Peral, J., (2006). Degradation of Procion Red

H-E7B reactive dye by coupling a photo-Fenton system with a sequencing batch reactor, Journal of Hazardous

Materials, 134, 220-229

Lucas, M.S., Dias, A.A., Sampaio, A., Amaral, C., Peres, J., (2007). Degradation of a textile reactive Azo

dye by a combined chemical–biological process: Fenton‘s reagent-yeast, Water Research, 41, 1103-1109.

Marco, L.S, Peres, J.A., (2006). Decolorization of the azo dye Reactive Black 5 by Fenton and photo-Fenton

oxidation, Dyes and Pigments, 71, 236-244.

Mutkuhumar, M., Sargunamani, D., Senthilkumar, M., Selvakumar, N., (2005). Studies on decolouration, toxicity and

the possibility for recycling acid dye using ozone treatment, Dyes and Pigments, 64, 39-44.

Neamtu, M., Yediler, A., Siminiceanu, I., Kettrup, A., (2003). Oxidation of commercial reactive azo dye aqueous

solutions by the photo-Fenton and Fenton-like processes, Journal of Photochemistry and Photobiology A:

Chemistry, 161, 893-899

Neamtu, M., Yediler, A., Siminiceanua, I., (2004). Decolorization of Disperse Red 354 azo dye in water by several

oxidation processes—a comparative study, Dyes and Pigments, 60, 61-68.

O‘Connor, T.L., O‘Connor, J.T., 2001. Water quality deterioration in distribution systems, Water Engineering and

Management , 148, 29-33.

O‘Neill, C., Hawkes, F.R., Esteves, S.R.R., Hawkes D.L., Wilcox, S.J., (1999). Anaerobic and aerobic treatment of a

simulated textile effluent, Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 74, 993-999.

O'Neill, C.A., Lopez, S., Esteves, F.R., Hawkes, D.L., Hawkes S.W., (2000). Azo-dye degradation in an anaerobic-

aerobic treatment system operating on simulated textile effluent, Applied Microbiology and Biotechnology, 53,

249-254.

Pourbabaee A A, Malekzadeh F, Sarbolouki MN, Najafi F. (2006). Aerobic decolorization and detoxification of a

disperse dye in textile effluent by a new isolate of Bacillus sp. Biotechnology and Bioengineering, 93, 631-635.

Tantak, N.P., Chauldhari, S., (2006). Degradation of azo dyes by sequential Fenton's oxidation and aerobic

biological treatment, Journal of Hazardous; ????

Wang, C., Yediler, A., Lienert, D., Wang, Z., Kettrup, A., (2003). Ozonation of an azo dye C.I. Remazol Black 5 and

toxicological assessment of its oxidation products, Chemosphere, 52, 1225-1232.

https://dads-dtv-dk.globalproxy.cvt.dk/cgi-bin/egwcgi/257678/screen.tcl/name=scan_result&pid=1841059&account=d49ea49cabd097a983ada2ad9fa3&service=dads&lang=eng&field1=author&attr1=%40attr%206%3D2&entry1=Lucas%2C%20M.S.&host=elsevier&host=rsc&host=kluwer&host=iel&host=acpress&host=siam&host=karger&host=emerald&host=springer&host=compendex&host=compendex_archive&host=inspec&host=inspec_archive&host=fsta&host=iop&host=abi&host=publisher&host=science&host=oup&host=swets&host=jstor_as&host=jstor_asii&host=jstor_bus&host=jstor_eb&host=jstor_gs&host=jstor_langlit&host=ebsco_afh&host=ebsco_buh&host=blackwell&host=jstor_asiii&host=jstor_asiv&host=jstor_ascomp&host=jstor_biosci&host=acm&host=acs

https://dads-dtv-dk.globalproxy.cvt.dk/cgi-bin/egwcgi/257678/screen.tcl/name=scan_result&pid=1841059&account=d49ea49cabd097a983ada2ad9fa3&service=dads&lang=eng&field1=author&attr1=%40attr%206%3D2&entry1=Dias%2C%20A.A.&host=elsevier&host=rsc&host=kluwer&host=iel&host=acpress&host=siam&host=karger&host=emerald&host=springer&host=compendex&host=compendex_archive&host=inspec&host=inspec_archive&host=fsta&host=iop&host=abi&host=publisher&host=science&host=oup&host=swets&host=jstor_as&host=jstor_asii&host=jstor_bus&host=jstor_eb&host=jstor_gs&host=jstor_langlit&host=ebsco_afh&host=ebsco_buh&host=blackwell&host=jstor_asiii&host=jstor_asiv&host=jstor_ascomp&host=jstor_biosci&host=acm&host=acs

https://dads-dtv-dk.globalproxy.cvt.dk/cgi-bin/egwcgi/257678/screen.tcl/name=scan_result&pid=1841059&account=d49ea49cabd097a983ada2ad9fa3&service=dads&lang=eng&field1=author&attr1=%40attr%206%3D2&entry1=Sampaio%2C%20A.&host=elsevier&host=rsc&host=kluwer&host=iel&host=acpress&host=siam&host=karger&host=emerald&host=springer&host=compendex&host=compendex_archive&host=inspec&host=inspec_archive&host=fsta&host=iop&host=abi&host=publisher&host=science&host=oup&host=swets&host=jstor_as&host=jstor_asii&host=jstor_bus&host=jstor_eb&host=jstor_gs&host=jstor_langlit&host=ebsco_afh&host=ebsco_buh&host=blackwell&host=jstor_asiii&host=jstor_asiv&host=jstor_ascomp&host=jstor_biosci&host=acm&host=acs

https://dads-dtv-dk.globalproxy.cvt.dk/cgi-bin/egwcgi/257678/screen.tcl/name=scan_result&pid=1841059&account=d49ea49cabd097a983ada2ad9fa3&service=dads&lang=eng&field1=author&attr1=%40attr%206%3D2&entry1=Amaral%2C%20C.&host=elsevier&host=rsc&host=kluwer&host=iel&host=acpress&host=siam&host=karger&host=emerald&host=springer&host=compendex&host=compendex_archive&host=inspec&host=inspec_archive&host=fsta&host=iop&host=abi&host=publisher&host=science&host=oup&host=swets&host=jstor_as&host=jstor_asii&host=jstor_bus&host=jstor_eb&host=jstor_gs&host=jstor_langlit&host=ebsco_afh&host=ebsco_buh&host=blackwell&host=jstor_asiii&host=jstor_asiv&host=jstor_ascomp&host=jstor_biosci&host=acm&host=acs

https://dads-dtv-dk.globalproxy.cvt.dk/cgi-bin/egwcgi/257678/screen.tcl/name=scan_result&pid=1841059&account=d49ea49cabd097a983ada2ad9fa3&service=dads&lang=eng&field1=author&attr1=%40attr%206%3D2&entry1=Peres%2C%20J.&host=elsevier&host=rsc&host=kluwer&host=iel&host=acpress&host=siam&host=karger&host=emerald&host=springer&host=compendex&host=compendex_archive&host=inspec&host=inspec_archive&host=fsta&host=iop&host=abi&host=publisher&host=science&host=oup&host=swets&host=jstor_as&host=jstor_asii&host=jstor_bus&host=jstor_eb&host=jstor_gs&host=jstor_langlit&host=ebsco_afh&host=ebsco_buh&host=blackwell&host=jstor_asiii&host=jstor_asiv&host=jstor_ascomp&host=jstor_biosci&host=acm&host=acs

https://dads-dtv-dk.globalproxy.cvt.dk/cgi-bin/egwcgi/240031/screen.tcl/name=show_journal&host=jobro2&field1=localNumber&entry1=10106030&attr1=@attr+6%3D2&ident=c7a79b9883af82a0ac999ca49b97&pid=1720003&account=d49ea49baba297a383a9a2a69fa3&service=dads&lang=eng




11-13 Haziran 2008

Karbon nanotüp / Polipirol / Horseradish peroksidaz Çalışma

Elektroduyla Hazırlanmış Amperometrik Fenol Biyosensörünün

Geliştirilmesi

Şeyda Korkut, Bülent Keskinler, Elif Erhan

Gebze Yüksek Teknoloji Enstitüsü, Çevre Mühendisliği Bölümü, Muallimköy, Gebze,41400, Kocaeli


Öz ÇalıĢmada fenol katalizleyen enzimlerden biri olan horseradish peroksidaz (HRP)

kullanılarak bir fenol biyosensörü geliĢtirilmiĢtir. Karbon nanotüp (CNT)/Polipirol (PPy)/HRP

biyokompozit film, tek basamakta altın elektrot yüzeyinde sentezlenmiĢtir. Enzim

immobilizasyonu için herhangi bir çapraz bağlayıcı ajan kullanılmamıĢtır. Hazırlanan çalıĢma

elektrodunun 18 farklı fenol türüne tepkisi incelenerek ölçüm için gerekli analitik hesaplamalar

yapılmıĢtır. Amperometrik tepki, reaksiyon ortamına eklenen fenoliğin konsantrasyonunun

fonksiyonu olarak -50 mV‘luk çalıĢma potansiyelinde ölçülmüĢtür. Test edilen fenoller arasında

en düĢük belirleme limiti p-benzokinon için 0.027 µM, en yüksek belirleme limiti ise 2,4-

dimetilfenol için 27.9 µM olarak hesaplanmıĢtır. ÇalıĢmada en yüksek ölçüm hassasiyeti 4-

metoksifenol ve 2-aminofenol için sırasıyla 50 ve 40 nA/µM, en düĢük ölçüm hassasiyeti ise

fenol, pyrogallol ve 2,4-dimetilfenol için 1 nA/µM olarak hesaplanmıĢtır. ÇalıĢmamızda, test

edilen her fenolik tür için yüksek r değerlerine sahip (0.99) geniĢ lineer ölçüm aralıkları elde

edilmiĢtir. CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodu fenol ve türevlerine yaklaĢık 2 saniyede

tepki vermiĢtir. CNT sayesinde polimerin elektriksel iletkenliği iyileĢtirilmiĢ, taĢıdığı

fonksiyonel grupları ve geniĢ yüzey alanı sayesinde daha çok miktarda enzim immobilizasyonu

sağlanmıĢtır. ÇalıĢma elektrodu 1 ay içinde 700 defa kullanılmıĢ ve kullanımdan sonra baĢlangıç

aktivitesinin %70‘ini korumuĢtur.

Anahtar Kelimeler: amperometrik biyosensör; karbon nanotüp; fenol türevleri; immobilize

horseradish peroksidaz; polipirol.

Semboller

CNT: Karbon nanotüp A: Amper

PPy: Polipirol nA: Nanoamper

HRP: Horseradish peroksidaz µM: Mikromolar

mV: Milivolt s: Saniye

V: Volt

1. Giriş

Fenol ve türevleri petrokimya, boya, polimer, ilaç, kağıt, gıda gibi pek çok endüstrinin

atıksuyunda bol miktarda bulunmaktadır (Stanca ve diğ., 2003). Fenolik bileĢikler sulu

ortamlarda eser miktarda bulunduklarında bile su canlılarına ve insanlara toksik etki

yapabilmektedir (Gutés ve diğ., 2005). Bu nedenle fenolik bileĢiklerin sulu ortamlarda

izlenmesi ve miktarlarının tespiti oldukça önemlidir (Aránzazu ve diğ., 2005). Fenollerin

kantitatif analizi için kullanılan baĢlıca standart metotlar HPLC, elektrokimyasal kapiler

166 Ş. Korkut, B. Keskinler, E. Erhan

elektroforez, spektrofotometrik metot, gaz kromatografisi (ECD, FID), GC-MS teknikleridir.

Söz konusu tekniklerin çevre numunelerinde doğrudan kullanılmaları mümkün olmamaktadır.

Fenol bileĢiklerini içeren numuneler cihazlara alınmadan önce çeĢitli ekstraksiyon, temizleme

ve seyreltme aĢamalarından geçirilmektedir (Yu ve diğ., 2003). Bu iĢlemler zaman alıcı,

zahmetli ve duyarlı değildir. Sözkonusu bu dezavantajların ortadan kaldırılması amacıyla son

yıllarda geliĢtirilmekte olan biyosensör ölçüm sistemleri, ölçülmesi istenen analitin yerinde,

hızlı ve güvenilir ölçümünde son derece etkili olabilmiĢtir (Nistor ve diğ., 1999; Marko-Varga

ve diğ., 1995).

Biyosensörler; ölçümü istenen analit ile uygun bir biyoajan (biyomolekül) arasındaki

etkileĢimin dönüĢtürücüler yardımı ile elektrik sinyallerine çevrildiği ve bu sinyallerin

elektronik yöntemlerle analit konsantrasyonu cinsinden ifade edildiği analitik cihazlardır.

Biyosensör sistemleri genel olarak üç temel bileĢenden oluĢur. Bunlar; seçici tanıma

mekanizmasına sahip biyoajan, bu biyoajanın analit ile etkileĢimi sonucu oluĢan fizikokimyasal

sinyalleri elektronik sinyallere dönüĢtüren çevirici ve elektronik bölümler olarak sıralanabilir.

Bu ana elamanların en önemlisi analite karĢı son derece seçimli ve tersinir etkileĢmeye sahip

biyoajanlardır. Biyoajanlar; antikorlar, enzimler, mikroorganizmalar, organlar, bitki veya

hayvansal doku parçalarıdır. Biyoajanların elektrot yüzeyine immobilize edilmesiyle çalıĢma

elektrotları oluĢturulur. Immobilizasyon iĢleminde biyoajan amaca göre ya elektrot yüzeyine

direkt olarak ya da bir iletken polimer kullanılarak gerçekleĢtirilir. Immobilizasyon metodu,

biyoajanın ve kullanılan polimerin üzerindeki fonksiyonel gruplara bağlı olarak adsorpsiyon,

kovalent veya biyoajanı polimer içine hapsetme Ģeklinde değiĢiklik gösterebilir.

Fenol biyosensörlerinde yaygın olarak kullanılan baĢlıca 3 enzim; tyrosinaz, lakkaz ve HRP

enzimleridir. Fenol ve türevlerine yüksek afinite gösteren HRP enziminin fenolik bileĢik ile

elektrot yüzeyinde reaksiyonu iki basamakta gerçekleĢir; ilk olarak HRP hidrojen peroksit ile

reaksiyona girer ve yükseltgenir, ikinci aĢamada yükseltgenmiĢ olan HRP, fenol ile indirgenir,

fenol ise kaybettiği elektronu elektrottan alır. Enzimatik reaksiyon sonucu oluĢan fenoksi

radikallerinin elektrot yüzeyinde indirgenmesi sonucu oluĢan akım değiĢimleri biyosensörde

gözlenir. Bu akım değiĢimleri ortama eklenen fenolün konsantrasyonuyla orantılı olarak gerçekleĢir.

Bu çalıĢmada CNT/PPy/HRP biyokompozit film, altın elektrot yüzeyinde tek basamakta

sentezlenmiĢ ve bu çalıĢma elektrodunun 18 farklı fenoliğe verdiği tepki incelenmiĢtir. Deneyler

için optimum çalıĢma Ģartları belirlenmiĢ ve ölçümler için gerekli analitik hesaplamalar

yapılmıĢtır. Ayrıca, CNT‘nin biyosensör performansı üzerine etkisi incelenmiĢtir.


2.1. Kimyasallar ve Aparatlar

Deneysel çalıĢmalarda kullanılan kimyasallardan, Horseradish peroksidaz (E.C.1.11.1.7)

hidrojen peroksit (%30), lityum klorid, potasyum fosfat Merck‘den, fenol, ρ-benzokinon,

hidrokinon, 2,6-dimetoksifenol, 2-klorofenol, 3-klorofenol, 4-klorofenol, 2-aminofenol, 4-

methoksifenol, pyrokatekol, guaiakol (2-metoksifenol), m-kresol, o-kresol, p-kresol, katekol, 4-

asetamidofenol, pyrogallol, 2,4-dimetilfenol, pirol (%99) ve sodyum dodesil sülfat (SDS)

Sigma‘dan, Karbon nanotüp (CNT) Nanocs. Inc.‘den temin edilmiĢtir. Elektrokimyasal

ölçümler CHI Marka 800B Model bir potansiyostat kullanılarak yapılmıĢtır. Altın çalıĢma

elektrodu (2 mm çapında), Platin karĢıt elektrot ve Ag/AgCl (3M NaCl) referans elektrottan

oluĢan konvansiyonel üçlü elektrot sistemi CH Instruments firmasından temin edilmiĢtir.

Karbon nanotüp / Polipirol / Horseradish peroksidaz Çalışma Elektroduyla Hazırlanmış

Amperometrik Fenol Biyosensörünün Geliştirilmesi

167

2.2. CNT/Ppy/HRP Altın ÇalıĢma Elektrodunun Hazırlanması

Altın elektrot yüzeyi, kullanımdan once alüminyum tozları ile temizlenip, pürüzsüz hale

getirilmiĢ sonra saf su ile yıkanmıĢtır. CNT, Zhao ve diğ. (2002) tarafından geliĢtirilmiĢ asit

oksidatif metodu ile modifiye edilerek suda çözünebilir bir yapıya dönüĢtürülmüĢtür. Bu metoda

gore; 14 mg CNT, hacimsel olarak 9:1 oranında hazırlanmıĢ H2SO4/H202 karıĢımının 5 mL‘sine

eklenmiĢ ve 30 dakika karıĢtırılmıĢtır. Reaksiyondan sonra çözelti aynı H2SO4/H202 karıĢımı ile

20 mL‘ye tamamlanmıĢtır. Çözelti ultrasonik banyoda (Elma 460-H) 5 dakika sonike edildikten

sonra, saf su ile 1 L‘ye tamamlanmıĢ ve 0.45 µM por çaplı selüloz membrandan süzülmüĢtür.

Membranda tutulan CNT, pH değeri 7 olana kadar 10 mM‘lık NaOH çözeltisiyle yıkanmıĢ ve

son olarak saf sudan geçirilmiĢtir. CNT tartılmıĢ ve son konsantrasyonu 0.03 mg / L olacak

Ģekilde saf suda çözülmüĢtür. Çözelti 2 dakika sonike edilmiĢtir.

CNT/PPy/HRP biyokompozit film, altın elektrot yüzeyinde elektrokimyasal polimerizasyon ile

üçlü elektrot sistemi kullanılarak sentezlenmiĢtir. Polimerizasyon ortamı, 5 mL CNT çözeltisine

5 mL, 50 mM pH 6.5 sitrat tamponu eklenerek hazırlanmıĢtır. Bu ortama sırasıyla

konsantrasyonu 10 mM olacak Ģekilde pirol, 6 mg SDS ve 3 mg HRP eklenerek karıĢtırılmıĢtır.

Üçlü elektrot sistemi elektrokimyasal hücreye daldırılmıĢtır. 0 ile 1.2 V‘luk potansiyel

aralığında dönüĢümlü voltametri metodu kullanılarak elektrot yüzeyi kaplanmıĢtır.

2.3. Elektrokimyasal Ölçümler

Elektrokimyasal öçümler 0.7 mg/mL lityum klorid içeren 100 mM, pH 7 potasyum fosfat

tamponu ortamında kesikli olarak yapılmıĢtır. ÇalıĢma potansiyeli -50 mV‘a ayarlanmıĢ ve

reaksiyon ortamı sürekli olarak 600 rpm‘de karıĢtırılmıĢtır. Kararlı hal akımına ulaĢıldıktan

sonra 18 farklı fenol türü artan konsantrasyonlarda hücreye eklenerek elde edilen akım

değiĢimleri zamana karĢı izlenmiĢtir. Yapılan her ekleme sonucu değiĢen akım ekleme

konsantrasyonuna karĢı grafiğe geçirilerek her bir fenol türü için uygun kalibrasyon eğrileri

çıkarılmıĢ ve bu kalibrasyonlar kullanılarak ölçüm için analitik hesaplamalar yapılmıĢtır.

3. Bulgular ve Tartışma

3.1. ÇalıĢma Potansiyelinin Biyosensör Üzerine Etkisi

Enzimatik reaksiyonun elektrokimyasal olarak izlenmesi reaksiyon sonucu oluĢan fenoksi

radikallerinin elektrot üzerinde indirgenmesiyle sağlanır. Söz konusu indirgenme akımı yeterli

hidrojen peroksit varlığında reaksiyon ortamına eklenen fenoliğin konsantrasyonuyla orantılı

geliĢir. Farklı çalıĢma potansiyellerinde CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodunun 16 µM

hidrokinon eklemelerine olan tepkisi ġekil 1‘de gösterilmiĢtir. Ġndirgenme akımı 0 mV‘dan

itibaren -50 mV‘a kadar hızlı bir Ģekilde artmıĢ ve daha negatif potansiyellerde indirgenme

akımındaki bu artıĢın yavaĢladığı görülmüĢtür. Bu nedenle çalıĢma potansiyeli -50 mV

seçilmiĢtir. Hidrokinon dıĢındaki diğer fenolik türler için de aynı deneyler yapılmıĢ ve benzer

sonuçlara ulaĢılmıĢtır.

3.2. Optimum Hidrojen Peroksit Konsantrasyonunun Belirlenmesi

Hidrojen peroksit konsantrasyonu HRP katalizinde olan reaksiyonlar için, belli bir dozdan sonra

enzimin inaktivasyonuna neden olduğundan dolayı oldukça önemlidir (Rosatto ve diğ., 1999).

Fakat bu sorunla karĢılaĢmamak için ortama düĢük miktarda hidrojen peroksit eklemek ise

enzimatik reaksiyonu kısıtlayıcı olabilir. Bu nedenle optimum hidrojen peroksit

konsantrasyonunu bulmak için, sırasıyla 8-16-32 µM konsantrasyonlarında hidrojen peroksit

içeren ortamda fenol konsantrasyon aralığı 16-48-96-160 ve 240 µM olan kalibrasyon eğrileri


hazırlanmıĢtır (ġekil 2). En yüksek akım değiĢimleri ve ölçüm hassasiyeti 16 µM‘lık hidrojen

peroksit konsantrasyonunda elde edilmiĢtir. Bu değerden sonra kalibrasyon eğrilerinin

hassasiyeti düĢme eğilimi göstermiĢtir.

0 -20 -40 -60 -80

-1,2x10-7

-9,0x10-8

-6,0x10-8

-3,0x10-8

0,0

Ak

im /

A

Potansiyel / mV

Şekil 1. ÇalıĢma potansiyelinin biyosensör üzerine etkisi.

0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30

-3,6x10-7

-3,0x10-7

-2,4x10-7

-1,8x10-7

-1,2x10-7

-6,0x10-8

0,0

Ak

im /

A

Fenol / mM

Şekil 2. Biyosensör için optimum hidrojen peroksit konsantrasyonunun belirlenmesi.

3.3. CNT/Ppy/HRP Biyokompozit Film Elektrodunun 18 Fenol Türüne Verdiği

Tepkinin Ġncelenmesi

18 fenol bileĢiği (fenol, katekol, p-benzokinon, m-kresol, o-kresol, p-kresol, guaiakol, 2,4-

dimetilfenol, 2,6-dimetoksifenol, 2-klorofenol, 3-klorofenol, 4-klorofenol, hidrokinon, 4-

asetamidofenol, pyrogallol, 4-metoksifenol, pyrokatekol, 2-aminofenol), pH 7.0, 100 mM

potasyum fosfat tamponunda hazırlanmıĢtır. Kesikli ortamda, sürekli olarak 600 rpm‘lik

karıĢtırma altında, -50 mV‘luk (vs. Ag/AgCl) çalıĢma potansiyelinde her bir fenol bileĢiği için

1.6 µM konsantrasyondan baĢlamak üzere düzenli olarak artan konsantrasyonlarda eklemeler

yapılmıĢ ve akım değiĢimleri gözlenmiĢtir. 2-klorofenol, 3-klorofenol, 4-klorofenol, 2,6-



169

dimetoksifenol bileĢikleri için elde edilmiĢ tipik amperometrik akım-zaman grafiği ġekil 3a‘da

gösterilmiĢtir. Amperometrik akım-zaman grafikleri kullanılarak her bir ekleme sonunda elde

edilen akım değiĢimleri ekleme konsantrasyonlarına karĢı grafiğe geçirilmiĢ ve söz konusu

fenolik türler için kalibrasyon eğrileri çıkartılmıĢtır (ġekil 3b). Farklı fenol türlerinin

kalibrasyonundan elde edilen analitik hesaplamalar Tablo 1‘de verilmiĢtir. r değeri kalibrasyon

eğrisi korelasyon katsayısıdır. Lineer aralık, ölçümün yapılabildiği konsantrasyon aralığını

verir. Hassasiyet değeri, bulunan lineer aralığın eğimini, belirleme limiti (LOD) ise ölçülebilen

en küçük konsantrasyon değerini verir. LOD, Hasebe ve diğ. (1975) tarafından verilen 3sb/m

kriterine gore hesaplanmıĢtır. Burada m; kalibrasyon eğrisindeki lineer aralığın eğimini, sb ise

aynı konsantrasyonların ard arda ölçümü sonucu hesaplanmıĢ standart sapma değerini verir.

Tablo 1‘den görüldüğü gibi test edilen fenoller arasında en düĢük LOD p-benzokinon için 0.027

µM, en yüksek LOD ise 2,4-dimetilfenol için 27.9 µM olarak hesaplanmıĢtır. Literatürde farklı

fenol biyosensörleri için hesaplanmıĢ LOD değerleri 0.00003-346 µM aralığında değiĢim

göstermektedir (Fan ve diğ., 2007; Carrelero ve diğ., 2006).

0 200 400 600 800 1000

-2,4x10-7

-1,8x10-7

-1,2x10-7

-6,0x10-8

0,0

4-klorofenol

3-klorofenol2-klorofenol 2,6-dimetoksifenol

Akim

/ A

Süre / s

0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07

-3,0x10-7

-2,4x10-7

-1,8x10-7

-1,2x10-7

-6,0x10-8

0,0

Akim

/ A

Konsantrasyon / mM

2,6-dimetoksifenol

2-klorofenol

3-klorofenol

4-klorofenol

Şekil 3. Akım-zaman grafikleri (a), akım-zaman grafiklerinden hazırlanan kalibrasyon eğrileri

a b


Ölçüm hassasiyeti genel olarak enzimin analite ilgisine, kullanılan iletken polimerin çeĢidine,

enzim immobilizasyon metoduna, iletkenliğe ve enzimatik reaksiyonla oluĢan fenoksi

radikallerinin stabilitesine bağlıdır (Marko-Varga ve diğ., 1995). ÇalıĢmada en yüksek ölçüm

hassasiyeti 4-metoksifenol ve 2-aminofenol için sırasıyla 50 ve 40 nA/µM, en düĢük ölçüm

hassasiyeti ise fenol, pyrogallol ve 2,4-dimetilfenol için 1 nA/µM olarak hesaplanmıĢtır.

Literatürde farklı fenol biyosensörleri için hesaplanmıĢ hassasiyet değerleri 0.011-746 nA/μM

aralığında değiĢim göstermektedir (Li ve diğ., 2006; Chang ve diğ., 2002). CNT/PPy/HRP

biyokompozit film elektrodu o-kresol bileĢiğine tepki vermemiĢtir. CNT/PPy/HRP

biyokompozit film elektrodu fenol ve türevlerine yaklaĢık 2 saniyede tepki vermiĢtir ki bu

değer literatürde verilen cevap sürelerine gore (5-35 s) oldukça düĢüktür (Tsai ve diğ., 2007;

Rajesh ve diğ., 2004; Yu ve diğ., 2003). ÇalıĢma elektrodu 1 ay içinde 700 defa kullanılmıĢ ve

kullanımdan sonra baĢlangıç aktivitesinin %70‘ini korumuĢtur.

Koile ve diğ. (1979), yüksek konsantrasyonlardaki fenol eklemelerinde lineerliğin bozulmasını

reaksiyon ürünlerinin yüzeyi yavaĢça kaplamasına bağlamıĢtır. Literatürde, CNT tabanlı çalıĢma

elektrotlarının elektrokatalitik aktiviteyi arttırdığı ve CNT sayesinde yüzeyin reaksiyon

ürünleriyle kaplanmasının minimize edildiği rapor edilmiĢtir (Tsai ve diğ., 2007).

ÇalıĢmamızda, test edilen her fenolik tür için yüksek r değerlerine sahip (0.99) geniĢ lineer

aralıklar elde edilmiĢtir. ÇalıĢmada, CNT‘nin polipirol yapısına katılması elektrokatalitik

aktiviteyi artırmıĢtır.

Tablo 1. CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodunda farklı fenol türlerinin

ölçümünde analitik hesaplamalar. Fenolik tür r

Hassasiyet

(nA/µM) Lineer aralık

(µM) LOD

(µM) Standart

sapma

(nA)

fenol 0.99 1 16-144 3.52

p-benzokinon 0.99 3 0.02-0.16 0.027 ±8.87

hidrokinon 0.99 8 16-240 6.42 ±18

2,6-dimetoksifenol 0.99 7 1.6-19.2 0.29 ±0.81

2-klorofenol 0.99 8 1.6-8 0.26 ±0.71

3-klorofenol 0.99 6 1.6-12.8 0.2 ±0.46

4-klorofenol 0.99 8 1.6-14.4 0.3 ±0.84

2-aminofenol 0.99 40 8-60.8 1.53 ±24

4-metoksifenol 0.99 50 1.6-81.6 1.06 ±21

pyrokatekol 0.99 8 1.6-446.4 6.27 ±21

guaiacol 0.98 9 1.6-9.6 0.3 ±0.89

m-kresol 0.99 9 8-20.8 1.5 ±1.25

o-kresol tepki yok

p-kresol 0.98 5 128-832 24 ±1.1

katekol 0.98 2 1.6-8 0.93 ±6.75

4-asetamidofenol 0.99 3 1.6-16 1.11 ±1.18

pyrogallol 0.98 1 1.6-22.4 1.24 ±0.49

2,4-dimetilfenol 0.98 1 64-240 27.9 ±0.97

CNT‘nin biyosensör performansı üzerine etkisini daha iyi anlayabilmek için PPy/HRP biyofilmi

altın elektrot yüzeyinde sentezlenmiĢtir. Elde edilen CNT‘siz çalıĢma elektrodu üçlü elektrot

sisteminde kullanılmıĢ ve ortama 16 μM‘dan baĢlayarak artan konsantrasyonlarda hidrokinon

eklemeleri yapılmıĢtır. Aynı deney CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodu kullanılarak

yapılmıĢ ve sonuçlar birbiriyle kıyaslanmıĢtır (ġekil 4). PPy/HRP biyofilm elektrodundan, artan

konsantrasyonlarda yapılan hidrokinon eklemeleri sonucu elde edilen akım değiĢimleri



171

CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektroduna nazaran oldukça küçük çıkmıĢtır. Üstelik her iki

elektrotta immobilize edilmiĢ HRP miktarı tayin edilmiĢ, CNT/PPy/HRP biyokompozit film

elektrodu ve PPy/HRP biyofilm elektrodundaki HRP miktarları sırasıyla 6.1 ve 2.7 μg

bulunmuĢtur. Bağlanan enzim miktarı bakımından CNT‘li elektrot taĢıdığı fonksiyonel –NH2 ve

–COOH grupları ve geniĢ yüzey alanı sayesinde çalıĢma elektroduna yaklaĢık 2 kat enzim

bağlamıĢtır. Ġmmobilize enzim miktarı Vojinovic ve diğ. (2004) tarafından verilen enzim

aktivite tayini ile belirlenmiĢtir.

0 100 200 300 400 500 600 700

-6,0x10-7

-4,0x10-7

-2,0x10-7

0,0

b

a

Akim

/ A

Süre / s

Şekil 4. 16 µM‘dan baĢlayarak artan hidrokinon eklemelerinde akım-zaman eğrileri;

PPy/HRP biyofilm elektrodu (a), CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodu. (b).

4. Sonuçlar

CNT/PPy/HRP biyokompozit film elektrodunun 18 farklı fenol türüne tepkisi incelenmiĢ ve

ölçüm için gerekli analitik hesaplamalar yapılmıĢtır. Biyosensör, test edilen her bir fenol

türünün ölçümünde uygun hassasiyet değeri, düĢük belirleme limiti, geniĢ lineer aralık, hızlı

cevap süresi ve güvenilir aralıkta ölçüm stabilitesi göstermiĢtir. CNT‘nin elektron transferini

hızlandırıcı etkisi olduğu ve daha fazla miktarda enzim immobilizasyonuna olanak sağladığı

sonucuna varılmıĢtır. 1 ay boyunca yapılan 700 ölçüm sonunda aktivitesi baĢlangıç aktivitesinin

%70‘ini korumuĢtur.

Kaynaklar

Stanca, S. E., Popescu, I. C., Oniciu, L. (2003). Biosensors for phenol derivatives using biochemical signal

amplification. Talanta, 61, 501-507.

Gutés, A., Céspedes, F., Alegret, S., del Valle M. (2005). Determination of phenolic compounds by a polyphenol

oxidase amperometric biosensor and artificial neural network analysis. Biosensors and Bioelectronics, 20, 1668-

1673.

Aránzazu Heras, M., Lupu, S., Pigani, L., Pirvu, C., Seeber, R., Terzi, F., Zanardi, C. (2005). A poly(3,4-

ethylenedioxythiophene)-poly(styrene sulphonate) composite electrode coating in the electrooxidation of phenol.

Electrochimica Acta, 50, 1685-1691.

Yu, J., Liu, S., Ju, H. (2003). Mediator-free phenol sensor based on titania sol–gel encapsulation matrix for

immobilization of tyrosinase by a vapor deposition method. Biosensors and Bioelectronics, 19, 509-514.


Nistor, C., Emneus, J., Gorton, L., A. Ciucu. (1999). Improved stability and altered selectivity of tyrosinase based

graphite electrodes for detection of phenolic compounds. Anal. Chim. Acta, 387, 309–326.

Makro-Varga, Emnneus, M. J., Gorton, L., Ruzgas, T. (1995). Development of enzyme based amperometric sensors

for the determination of phenolic compounds. Trends Anal. Chem., 14, 319–328.

Zhao, W., Song, C., Pehrsson, P. (2002). Water-soluble and optically pH-sensitive single-walled carbon nanotubes

from surface modification. J. Am. Chem. Soc., 124, 12418-12419.

Rosatto, S. S., Kubota, L. T., Oliveira Neto, G. (1999). Biosensor for phenol based on the direct electron transfer

blocking of peroxidase immobilising on silica-titanium. Anal. Chim. Acta, 390, 65-72.

Hasebe, K., Osteryoung, J. (1975). Differential pulse polarographic determination of some carcinogenic nitrosamines.

Anal. Chem., 47, 2412-2418.

Koile, R., Johnson, D. (1979). Electrochemical removal of phenolic films from a platinum anode. Anal. Chem., 51,

741–744.

Tsai, Y. C., Cheng-Chiu, C. (2007). Amperometric biosensors based on multiwalled carbon nanotube-nafion-

tyrosinase nanobiocomposites for the determinations of phenolic compounds. Sens. Actuators B: Chem., 125, 10-

16.

Vojinovic, V., Azevedo, A. M., Martins, V. C. B., Cabral, J. M. S., Gibson, T. D., Fonseca, L. P. (2004). J. Mol.

Catal. B: Enzym., 28, 129-135.

Rajesh, Takashima, W., Kaneto, K. (2004). Amperometric phenol biosensor based on covalent immobilization of

tyrosinase onto an electrochemically prepared novel copolymer poly(N-3-aminopropyl pyrrole-co-pyrrole) film.

Sens. Actuators B: Chem., 102, 271-277.

Chang, S. C., Rawson, K., McNeil, C. J. (2002). Disposable tyrosinase-peroxidase bi-enzyme sensor for

amperometric detection of phenols. Biosens. Bioelectron., 17, 1015-1023.

Yu, J., Liu, S., Ju, H. (2003). Mediator-free phenol sensor based on titania sol_/gel encapsulation matrix for

immobilization of tyrosinase by a vapor deposition method. Biosens. Bioelectron., 19, 509-514.

Li, Y. F., Liu, Z. M., Liu, Y. L., Yang, Y. H., Shen, G. L., Yu, R. Q. (2006). Amediator-free phenol biosensor based

on immobilizing tyrosinase to ZnO nanoparticles. Anal. Biochem., 349, 33-36.

Fan, Q., Shan, D., Xue, H., He, Y., Cosnier, S. (2007). Amperometric phenol biosensor based on laponite clay-

chitosan nanocomposite matrix. Biosens. Bioelectron., 22, 816-821.

Carrelero, V., Mena, M. L., Gonzales-Cortes, Yanez-Sedeno, A.P., Pingarron, J. M. (2006). Development of a high

analytical performance-tyrosinase biosensor based on a composite graphite-teflon electrode modified with gold

nanoparticles. Biosens. Bioelectron., 22, 730-736.


11-13 Haziran 2008

Alüminyum Yüzey Hazırlama Prosesinden Oluşan Atıksuların

Koagülant Olarak Kullanılabilirliliği

Nusret Karakaya1, Yalçın Güneş

2 ve Sinan Yatkın

2

1 A. İzzet Baysal Üniversitesi, Mimarlık Mühendislik Fakültesi, Gölköy Kampusu,14280, Bolu.

E-posta: [email protected] 2 NKU, Çorlu Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 59850, Tekirdağ.

Öz Alüminyum yüzey iĢleme prosesi öncesinde, yüzeyi hazırlamak amacıyla, yüzey öniĢlemleri

(yüzey hazırlama) uygulanmaktadır. Yüzey mekanik veya kimyasal yöntemler ile

hazırlanmaktadır. Mat yüzey elde etmek için kullanılan kostikleme prosesinde alüminyum

konsantrasyonu oldukça yüksek bir atıksu oluĢmaktadır. Bu çalıĢmada yüksek

konsantrasyonlarda alüminyum içeren kostikleme prosesi atıksuyunun (KPA) koagülant olarak

kullanılıp kullanılmayacağı araĢtırılmıĢtır. Söz konusu çalıĢma Çorlu Deri Organize Sanayi

Bölgesine ait atıksular kullanılarak yapılmıĢtır. Ayrıca kostikleme prosesi atıksuları karakterize

edilmiĢtir. Hem kostikleme prosesi atık suları ile hem de alum kullanılarak jar testler

yürütülmüĢtür. Elde edilen ilk sonuçlar söz konusu proses atıksularının koagülant olarak

kullanılabileceğini ortaya koymaktadır. Sonuçların değerlendirilmesinde KOĠ, AKM ve

Bulanıklık parametreleri kullanılmıĢtır.

Anahtar Kelimeler deri organize bölgesi atıksuyu; koagülant; jar test; alum; kostikleme

prosesi atıksuyu

1. Giriş

PıhtılaĢtırma ve yumaklaĢtırma iĢlemi su ve atıksuların arıtılmasında kullanılan temel

uygulamalardan biridir. PıhtılaĢtırma-yumaklaĢtırma iĢleminde genellikle alüminyum ve demir

tuzları ile sentetik polimerler koagülant olarak kullanılmaktadır (ġengül ve diğ., 1995). Bununla

birlikte literatürde bazı endüstriyel atıkların koagülant olarak kullanılması ile ilgili çalıĢmalar

mevcuttur. Kayranlı (2001) tekstil endüstrisi, Kalat (2002) ise yağ endüstrisi atıksularının

arıtılmasında, içmesuyu arıtma tesis çamurlarının alternatif koagülant olarak kullanılabileceğini

göstermiĢtir. Sarı ve diğ. (2002) ise termik santral küllerinin evsel atıksuların fizikokimyasal

arıtımında alternatif koagülant olarak kullanılabilirliğini araĢtırmıĢtır. AraĢtırmadan elde edilen

sonuçlar; kalsiyum içeriği yüksek olan Yeniköy ve AfĢin-Elbistan termik santrali uçucu

küllerinin, KOĠ ve BOĠ5 gideriminde alüminyum sülfat ve demir klorüre göre daha etkin, AKM

ve bulanıklık gideriminde ise onlar kadar etkinliğe sahip olduğunu göstermektedir. Yine Bayat

ve diğ., (2005) cam sanayi atıklarının uçucu kül ile koagülasyonunu araĢtırmıĢ ve söz konusu

uçucu külün alum yerine kullanılabileceği sonucuna varmıĢlardır.

Kostikleme prosesi atıksularının koagülant olarak kullanıldığı bir çalıĢmaya ise literatürde

rastlanmamıĢtır. Alüminyum eloksal kaplama tesisi kostikleme prosesi atıksularının (KPA),

kimyasal arıtma iĢleminde alternatif koagülant madde kaynağı olarak kullanılabilirliği

araĢtırılarak ortaya çıkartılması, kaynakların verimli bir Ģekilde kullanılması açısından önemli

olanaklar sağlayabilir. Bu nedenle bu çalıĢmada kostikleme prosesi atıksuyunun koagülant

N. Karakaya, Y. Güneş ve S. Yatkın

174

olarak kullanılıp kullanılmayacağı araĢtırılmıĢtır. Söz konusu çalıĢma Çorlu Deri Organize

Sanayi Bölgesine ait atıksular kullanılarak yapılmıĢtır. Ayrıca kostikleme prosesi atıksuları

karakterize edilmiĢtir. Hem kostikleme prosesi atıksuları hem de alum kullanılarak jar testler

yürütülmüĢtür. Elde edilen sonuçlar, söz konusu proses atıksularının koagülant olarak

kullanılabileceğini ortaya koymaktadır. Sonuçların değerlendirilmesinde KOĠ, AKM ve

Bulanıklık parametreleri kullanılmıĢtır.


Çorlu Deri Organize Sanayi Bölgesinde 118 adet Deri Fabrikası, yıllık 25.000.000 küçükbaĢ,

50.000 ton büyükbaĢ hayvan derisi iĢleme kapasitesiyle Türkiye‘deki deri üretiminin %37 sini

gerçekleĢtirmektedir. 2007 yılında faaliyete geçen 36.000 m3/gün

kapasiteli atıksu arıtma tesisi 4

ana kısımdan oluĢmaktadır:

1. Fiziksel arıtma: kaba/ince ızgara, terfi istasyonu, kum/yağ tutucu ve dengeleme havuzu

2. Kimyasal arıtma: hızlı/yavaĢ karıĢtırma havuzları, çöktürme havuzları

3. Biyolojik arıtma: denitrifikasyon havuzları, havalandırma havuzları, çöktürme

havuzları

4. Çamur susuzlaĢtırma üniteleri: çamur karıĢtırma ve yoğunlaĢtırma havuzları ve belt

filtreler.

Çorlu Deri Organize Sanayi Bölgesi atıksuyunun genel karakteri için uzun süreli bir izleme

çalıĢması yürütülmemiĢ, söz konusu veriler Bölge Müdürlüğü‘nden temin edilmiĢtir. Buna

karĢılık kimyasal arıtma çalıĢmalarında kullanılmak üzere arıtma tesisinin dengeleme

havuzundan iki farklı zamanda numune alınmıĢtır. Alınan numunelerde KOĠ, AKM ve

Bulanıklık ölçümleri yapılmıĢtır.

Alüminyum endüstrisinin ilk iĢlemlerinden birisi, yüzey öniĢlemleridir (yüzey hazırlama). Bu

iĢlemle yüzeyin dekoratif görünümü değiĢtirilmekte ve sonraki üretim aĢamaları için yüzeyin

tutunma kabiliyeti geliĢtirilmektedir. Alüminyum profillere uygulanan iĢlemlerden birisi olan

eloksal (anodik oksidasyon) öncesi yüzeyin hazırlanması büyük önem taĢımaktadır. Yüzey

mekanik veya kimyasal yöntemlerle hazırlanabilmektedir. Mat yüzey elde etmek için sodyum

hidroksit içeren çözeltilerde dağlama (kostikleme) yapılırken, parlak yüzey elde etmek için asitli

çözeltilere kimyasal daldırma veya elektrokimyasal parlatma metotları kullanılmaktadır.

Kimyasal öniĢlemler, birkaç etaptan oluĢmaktadır. MatlaĢtırmaya yönelik kostikleme veya

parlatma iĢlemlerinden önce yüzey, aĢındırıcı etkisi bulunmayan bir madde ile

temizlenmektedir. Kostikleme veya parlatma iĢlemini ise, yüzeyde oluĢacak reaksiyon

kalıntılarını gidermeye yönelik, asitle temizleme takip etmektedir. Kostikleme iĢleminden çıkan

atıksu yüksek konsantrasyonlarda alüminyum içermektedir. Kostikleme prosesi atıksuyunu

karakterize etmek için, atıksuların toplandığı depodan bir numune alınmıĢtır. Alınan numunede

KOĠ, TOK, AKM, bulanıklık, pH, As, Al, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mg, Mn, Ni, Pb, Sb, Sn, Sr, Tl,

V, Zn, Cl-, NO3

-, SO4

-2 ve F

- analizleri yapılmıĢtır. Numunenin Al içeriğinin belirlenmesi

amacıyla, deiyonize su kullanılarak 1000 kat seyreltme yapılmıĢtır. Örneğin pH değeri yüksek

saflıkta HNO3 kullanılarak 2,5 olarak ayarlanmıĢtır. Diğer elementlerin tayini için ise herhangi

bir seyreltme iĢlemi yapılmamıĢtır. Örnek süzülerek aynı pH değerine ayarlanmıĢtır.

Numunenin iyon deriĢimlerinin belirlenmesi için süzme iĢlemi ise 0,20 µm PTFE Minisart

SRP 15 filtre kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. TOK ölçümü için süzme yapılmamıĢtır.

Tüm ölçümler Standart Metotlara göre yapılmıĢtır (APHA, 1998). Element analizleri (As, Al,

Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mg, Mn, Ni, Pb, Sb, Sn, Sr, Tl, V, Zn) Ġndüktif EĢleĢmiĢ Plazma-Optik

Alüminyum Yüzey Hazırlama Prosesinden Oluşan Atıksuların Koagülant Olarak Kullanılabilirliliği

175

Emisyon Spektrometresi (Perkin Elmer Inc., Optima 2100 DV), iyon analizleri (Cl-, NO3

-, SO4

-2,

F-)

Ġyon Kromotografisi (Dionex, ICS-3000) ve TOK analizi ise SHIMADZU TOC-V CPN

kullanılarak yapılmıĢtır. Analizlerde 5 noktalı kalibrasyon eğrileri kullanılmıĢtır (r2>0,99).

Bulanıklık ölçümü DRT-15CE marka Turbidimetre ile pH ölçümleri ise WTW-315i marka pH

Metre ile yapılmıĢtır.

PıhtılaĢtırma-yumaklaĢtırma uygulaması için laboratuar ölçekli bir Jar-Test ekipmanı

kullanılmıĢtır. Koagülant olarak % 10‘luk Al2(SO4)3.7H2O kullanılmıĢ; numuneler 2 dakika

hızlı, % 0,1‘lik 1 ml anyonik polielektrolit eĢliğinde 15 dakika yavaĢ karıĢtırıldıktan sonra 30

dakika çökelmeye bırakılmıĢlardır. pH ayarlaması için % 10‘luk kireç çözeltisi kullanılmıĢtır.

Üst sudan alınan numunelerde KOĠ, AKM ve bulanıklık ölçümleri yapılarak en uygun

koagülant dozu ve pH tespit edilmiĢtir. Daha sonra en uygun doz ve pH‘da, Al2(SO4)3.7H2O

yerine KPA kullanılarak deneyler tekrarlanmıĢtır.

3. Sonuçlar ve Değerlendirme

Çorlu Deri Organize Sanayi Bölgesi atıksu artıma tesisine gelen atıksuların karakteristik

özellikleri, diğer bölgelerde bulunan deri organize sanayi bölgesi atıksuları ile birlikte

karĢılaĢtırmalı olarak Tablo 1‘de verilmiĢtir. Kostikleme prosesi atıksu karakteri Tablo 2‘de, bu

çalıĢmada kullanılan deri organize sanayi bölgesi atıksuyunun özellikleri ise Tablo 3‘de verilmiĢtir.

Tablo 1. Çorlu deri organize sanayi bölgesi atıksuyunun karakteri.

Parametre Birim Değer

KOĠ (mg/l) mg/l 2500-4000

AKM (mg/l) mg/l 1000-2000

Toplam Krom (mg/l) mg/l 85-100

Sülfür (mg/l) mg/l 45-65

Yağ-gres (mg/l) mg/l 50-60

TKN (mg/l) mg/l 60-70

Amonyum Azotu (mg/l) mg/l 40-50

pH - 4-6

Tablo 2. Kostikleme prosesi atıksuyunun karakteri.


KOĠ mg/l 520

TOC

mg/l 430

AKM mg/l 30

As mg/l *

Al mg/l 12640

Cd mg/l *

Co mg/l 0,05

Cr mg/l 0,1

Cu mg/l *

Fe mg/l 1,0

Mg mg/l 0,85

Mn mg/l *

Ni mg/l * * Ölçülemedi.


176

Tablo 2. Kostikleme prosesi atıksuyunun karakteri (devam).


Pb mg/l *

Sb mg/l 0,1

Sn mg/l 0,4

Sr mg/l 0,04

Tl mg/l 0,1

V mg/l 0,48

Zn mg/l 0,04

Cl-

mg/l 447

NO3-

mg/l 252

SO4-2

mg/l 125

F-

mg/l *

Bulanıklık NTU 13

pH - 12,5 * Ölçülemedi.

Tablo 3. ÇalıĢmada kullanılan atıksuyunun karakteri.

Parametre Atıksu Arıtma Tesisine Giriş

1. Numune 2.Numune

KOĠ (mg/L) 3250 2755

AKM (mg/L) 1570 1200

Bulanıklık (NTU) 1150 1060

Alum ile yürütülen jar testlerden elde edilen optimum doz ve pH sonuçları Tablo 4‘de

verilmiĢtir. Elde edilen sonuçlar tesisin iĢletme Ģartları ile uyumludur. Hali hazırda tesiste bir

litre atıksu için 55-80 mg Al+3

kullanılmaktadır. Optimum pH ise 7-7.5 arasında değiĢmektedir.

Tablo 4. Alum ile yürütülen jar testlerden elde edilen optimum doz ve pH sonuçları.

Al+3

Dozu

(mg/L)

pH KOİ Giderim

Verimi (%)

AKM Giderim

Verimi (%)

Bulanıklık Giderim

Verimi (%)

1. Numune 70 7.5 63 96 96

2. Numune 55 7.0 62 96 97

En uygun doz ve pH‘da, Alum yerine KPA kullanılarak elde edilen giderme verimleri ise

karĢılaĢtırmalı olarak Tablo 5‘de verilmiĢtir.

Tablo 5. Alum yerine KPA kullanılması durumunda elde edilen giderim verimleri.

Parametre 1. Numune 2. Numune

Alum (%) KPA (%) Alum (%) KPA (%)

KOĠ (mg/L) 63 60 62 59

AKM (mg/L) 96 90 96 91

Bulanıklık (NTU) 96 95 97 95

Çorlu Deri Organize Sanayi atıksularının pıhtılaĢtırma-yumaklaĢtırma iĢlemi ile arıtımında,

koagülant olarak ticari kullanımı yaygın olan alüminyum sülfat yerine kostikleme prosesi

atıksularının koagülant olarak kullanılmasının mümkün olup olmadığının araĢtırıldığı bu

çalıĢmada elde edilen sonuçlar çerçevesinde aĢağıdaki değerlendirmeleri yapmak mümkündür:

Alüminyum Yüzey Hazırlama Prosesinden Oluşan Atıksuların Koagülant Olarak Kullanılabilirliliği

177

Elde edilen sonuçlar deri organize sanayi bölgesi atıksularının kimyasal arıtımında

alüminyum sülfat yerine yüksek konsantrasyonlarda alüminyum içeren kostikleme prosesi

atıksularının kullanılabileceğini göstermektedir. KOĠ, AKM ve bulanıklık gideriminde

kostikleme prosesi atıksularının en az alüminyum sülfat kadar etkin olduğunu

görülmektedir.

Özellikle yüksek atıksu debisine sahip ve kimyasal çöktürme esasına dayalı proseslerin yer

aldığı arıtma tesislerinin iĢletme maliyetlerini, baĢka bir endüstrinin atığının kullanılarak

azaltılması olanağının ortaya çıkması çalıĢmanın en önemli sonuçlarından birisidir.

Kostikleme prosesi atıksularının söz konusu tesiste koagülant madde olarak kullanılması

durumunda alüminyum sülfat için harcanan para iĢletmede kalacaktır. Ayrıca kostikleme

prosesi atıksularının arıtılması için yapılacak masraflar ortadan kalkacaktır.

Arıtılarak deĢarj edilmesi gereken bir atıksuyun, alternatif bir koagülant kaynağı olarak

kullanılabilmesi atıksuların geri kazanılarak yeniden kullanılması konusundaki algımızda

bir değiĢikliğe yol açabilir. Bugüne kadar atıksuların geri kazanılarak yeniden

kullanılmasından söz edildiği zaman atıksuyun birçok arıtma prosesinden geçirilerek

yeniden kullanılabilir hale getirilmesi anlaĢılmaktadır. Oysa ele aldığımız örnekte

atıksuyun doğrudan yeniden kullanılması söz konusudur. Atıksuyun yeniden kullanılması

için herhangi bir arıtma iĢlemine, bu örnekte görüldüğü gibi gerek yoktur.

Bununla birlikte aĢağıda sıralanan hususları içerecek Ģekilde çalıĢmanın geniĢletilmesi

gereklidir:

ÇalıĢma iki farklı tarihte alınan numuneler ile yürütülmüĢtür ve sadece KOĠ, AKM ve

Bulanıklık giderim verimleri incelenmiĢtir. Diğer önemli parametrelerin (Toplam Krom,

Krom ve TKN) giderim verimlerinin de belirlenmesi gerekmektedir. Ayrıca çalıĢma farklı

endüstrilere ait atıksular kullanılarak tekrarlanmalıdır. Bu çalıĢmada alum ve KPA bir arada

kullanılmamıĢtır. Alum ve KPA‘nın karıĢtırılarak kullanılması durumunda elde edilen

sonuçların ne olacağı da araĢtırılmalıdır.

Kostikleme prosesi atıksuları bir defa alınan numune ile karakterize edilmiĢtir. Söz konusu

atıksuyu karakterize etmek için alınan numune sayısı arttırılarak gümüĢ, cıva, toplam

siyanür, nitrit azotu, yağ-gres, sülfür ile aktif klor parametreleri de izleme çalıĢmasına dahil

edilmelidir.

Bir endüstriyel tesisten kaynaklanan atıksuyun, bir baĢka endüstriyel tesisten alınan

atıksular ile arıtılıp arıtılmayacağı konusu yasal açıdan ele alınarak incelenmelidir.

KPA‘nın kullanılması durumunda oluĢan çamurun özelliklerinin araĢtırılması gereklidir.

Kaynaklar

APHA, (1998). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20th Edition, Washington D.C.

Bayat, O., Bayat, B., Vapur, H., Arslan, V., Uçurum M., (2005). Cam Sanayi Atıklarının Uçucu Kül ile

Koagülasyonu, Madencilik, 44 (3), 19-24.

Kalat, D., (2002). Yağ Sanayi Atıksularının Arıtılmasında Ġçmesuyu Arıtma Tesisi Çamurlarının Koagülant Olarak

Kullanılması, YayımlanmıĢ Yüksek Lisans Tezi, Çukurova Üniversitesi Fen Bilimler Enstitüsü, Adana.

Kayranlı, B., (2001). Ġçmesuyu Arıtma Tesisi Çamurlarının Tekstil Endüstrisi Atıksularının Arıtılmasında Koagülant

Olarak Kullanımı, YayımlanmıĢ Yüksek Lisans Tezi, Çukurova Üniversitesi Fen Bilimler Enstitüsü, Adana.

Sarı B., Bayat, B., (2002). Evsel Atıksuların Fizikokimyasal Arıtımında Uçucu Külün Koagülant Olarak Kullanım

Olanakları, Turkish J. Eng. Env. Sci., 26, 65-74.


178

ġengül F., ve Küçükgül, E.Y., (1995). Çevre Mühendisliğinde Fiziksel Kimyasal Temel ĠĢlemler ve Süreçler, DEÜ

Mühendislik Fakültesi Basımevi, Ġzmir, 165 s.


11-13 Haziran 2008

İndigo Boyama Atıksularının Koagülasyon ve Membran

Filtrasyon ile Arıtımı

Meltem Ünlü, Hande Yükseler ve Ülkü Yetiş

Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, 06531, Ankara.


Öz Mevcut çalıĢmada denim üreten bir tekstil fabrikasına ait indigo boyama yıkama

atıksularının yeniden kullanabilirliği araĢtırılmıĢtır. Tekstil endüstrisine ait geri kullanım

kriterlerini sağlamak amacıyla nanofiltrasyon (NF) tekniğinin çalıĢılmasına karar verilmiĢtir.

Membranın tıkanmasını azaltmak ya da membran filtrasyon performansını artırmak amacıyla

fizikokimyasal önarıtım prosesleri test edilmiĢtir. Önaritım alternatifleri olarak koagülasyon ve

filtrasyon prosesleri seçilmiĢtir ve fabrikadan sağlanan gerçek boyama yıkama atıksuyuna

uygulanmıĢtır. Tekstil endüstrisi için geri kullanım kriterlerini sağlayan bir çıkıĢ suyu elde

etmek için hem fizikokimyasal önarıtım alternatifleri hem de nanofiltrasyon tekniği optimize

edilmiĢtir. Koagülasyon prosesi alum ve demir koagülanları kullanılarak, bir dizi jar testi

çalıĢılarak araĢtırılmıĢtır. Alternatif olarak mikrofiltrasyon (MF) çalıĢmaları 0.45, 2.5 ve 8 µm

gözenek çaplı filtre kağıtları kullanılarak yapılmıĢtır. Sonuçlar yüksek dozlarda koagülan

gereksinimi nedeniyle koagülasyon prosesinin etkili ve verimli bir önarıtım sağlamadığını

göstermiĢtir. 0.45 µm gözenek çaplı membran aracılığı ile yapılan MF, süzüntü suyunda 2493

Pt-Co ve 892 mg/L KOĠ ile sonuçlanan %64 renk giderimi ve %29 KOĠ giderimi sağlamıĢtır.

Bundan baĢka MF‘ten sonra uygulanan ultrafiltrasyon (UF), 960 Pt-Co ve 856 mg/L KOĠ ile

sonuçlanan, MF‘e ilave olarak %62 renk ve %4 KOĠ giderimleri göstermiĢtir. Bu yüzden MF ve

UF‘in ardıĢık uygulaması ve sadece MF uygulaması NF uygulamasından önce etkili önarıtım

seçenekleri olarak tespit edilmiĢtir. Sadece MF ile önarıtıma tabi tutulan atıksu ile yürütülen NF

deneyleri 15 Pt-Co ve 20 mg/L KOĠ ile sonuçlanan %99 renk ve %97 KOĠ giderimleri

sağlamıĢtır ve bu yüzden çalıĢılan tekstil fabrikasına ait boyama yıkama atıksularının geri

kullanımı için optimum arıtım Ģeması olarak belirlenmiĢ ve geri kullanım kriterleri sağlanmıĢtır.

Anahtar Kelimeler Koagülasyon, Membran Filtrasyonu, Tekstil Endüstrisi, İndigo, Boyama

Yıkama Atıksuyu

1. Giriş

Tekstil endüstrisi çok çeĢitli proseslerin uygulandığı su yoğun bir endüstri olarak bilinmektedir.

Boyama prosesi atıksuları yüksek dozda uygulanan organic boyalar, kimyasallar nedeniyle

çevresel açıdan büyük risk taĢımaktadır. Genellikle tekstil üretiminde kullanılan suyun büyük

bir bölümünü oluĢturan boyama proses suyu iĢlem sonrasında yüksek dozda KOĠ, çözünmüĢ ve

askıda ve renk içermektedir. Konvansiyonel veya ileri arıtım tekniklerinde dahi renk giderimi

problemlere neden olmaktadır. Bu nedenle yeni arıtım tekniklerine ya da uygun arıtım

tekniklerinin kombinasyonlarına ihtiyaç duyulmaktadır. Bu çalıĢmada suyun boyama prosesinde

yeniden kullanılması hedefiyle, bir alternatif arıtım metodu olarak fiziksel-kimyasal ön arıtım ve

membran filtrasyon prosesi ile arıtım optimizasyonu çalıĢmalarının sonuçlarına yer

verilmektedir. ÇalıĢmanın amacı indigo boyama yıkama atıksularına özel optimum arıtım

180 M. Ünlü, H. Yükseler, Ü. Yetiş

tekniklerini bularak arıtılmıĢ atıksuyun karakteristiklerini geri kullanım kriterlerinin seviyesine

indirerek boyama yıkama atıksularını proseste tekrar kullanabilmektir. Literatürde tekstil

atıksuları için çok sayıda geri kullanım kriterleri verilmektedir. Tablo 1 örnek iki geri kullanım

kriterini göstermektedir.

Tablo 1. Tekstil atıksuları için geri kullanım kriterleri British Textile Technology

Group, (1999), [1]

Goodman ve diğ.

(1980)

KOĠ (mg/L) 80 178-218

Toplam askıda katı (mg/L) 5 -

Toplam çözünmüĢ katı (mg/L) 500 -

Sertlik (mg/L as CaCO3) 60 1-3

Ġletkenlik (µS/cm) 1000 1650-2200

Alkalinite (mg/L-CaCO3) - 32-73

Renk (Pt-Co) 20 20-30

pH 6-8 6-7

Bulanıklık (NTU) 1

2.Yöntem

Söz konusu fabrikada çok uygulanan 3 boyama reçetesi ve bu reçetelerin karıĢımından oluĢan

atıksuyu ait karakterizasyon çalıĢmaları yürütülmüĢtür. Atıksuların kirlilik yükü tespit

edildikten sonra ön arıtım olarak koagülasyon, mikrofiltrasyon (MF) ve ultrafiltrasyon (UF)

alternatifleri değerlendirilmiĢtir. Ön arıtım tekniğine karar verildikten sonra atıksu

nanofiltrasyona (NF) tabi tutulmuĢtur ve geri kullanım olasılığı bu Ģekilde belirlenmiĢtir.

Reçetelere ait yıkama atıksuları aĢagıdaki gibi ifade edilmektedir.

R1: Reçete-1‘e ait yıkama atıksuları

R2: Reçete-2‘ye ait yıkama atıksuları

R3: Reçete-3‘e ait yıkama atıksuları

2.1. Atıksu Karakterizasyon ÇalıĢmaları

Ġndigo boyamada sıkça uygulanan üç reçeteye ve karıĢım atıksuyuna ait yıkama atıksuyu

karakterizasyon değerleri Tablo 2‘de verilmektedir. Görüldüğü üzere reçetelere ait renk, KOĠ ve

iletkenlik değeri oldukça yüksektir. Atıksu bazik niteliktedir. Ġçinde boya ve kullanılan

kimyasaldan ötürü çok miktarda çözünmüĢ madde bulunmuĢtur.

İndigo Boyama Atıksularının Koagülasyon ve Membran Filtrasyon İle Arıtımı

181

Tablo 2. Ġndigo boyama yıkama atıksuyu karakterizasyon değerleri

Parametreler R1 R2 R3 Karışım

pH 9.4-10.4 10.0-12.0 9.2-10.2 9.4-11.3

Ġletkenlik, mS/cm 6.8-4.0 8.0-10.1 5.5-3.2 6.6-5.9

Alkalinite, mg/L CaCO3 964-1100- 1274-1450 706-792 876-1080

KOĠ, mg/L 1096-841 1571-1787 1178-348 1263-929

Renk, Pt-Co 6460-5593 10660-8600 5070-1255 6850-5120

2.2. Koagülasyon ÇalıĢmaları

Optimum koagülan doz belirleme çalıĢmaları Aqua Lytic Jar Test cihazı kullanılarak

tamamlanmıĢtır. Koagülan olarak Al2(SO4)3.18H2O ve FeCl3.6H2O kullanılmıĢtır. Jar test

deneyleri optimum koagülan dozunu belirlemek için her iki koagülan için de 50-1000 mg/L

konsantrasyonları arasında kontrolsüz pH koĢullarında (orjinal atıksu pH‘sında) ve iki paralel

set halinde gerçekleĢtirilmiĢtir. Deneyler oda sıcaklığında 500 mL atıksu numuneleri

kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. Her iki koagülan için de 10 g/L stok çözeltileri hazırlanmıĢtır.

Deney koĢulları Tablo 3‘te verilmiĢtir.

Tablo 3. Koagülasyon Deney KoĢulları

Deney fazları Süre Karıştırma hızı

Hızlı karıĢtırma 2 dakika 120 rpm

YavaĢ karıĢtırma 30 dakika 30 rpm

Bekleme 60 dakika -

2.3. Mikrofiltrasyon/Ultrafiltrasyon ÇalıĢmaları

Koagülasyona alternatif bir ön arıtım tekniği olarak iki farklı basınçta sonlu MF çalıĢmaları 3

farklı gözenek boyutundaki (0.45, 2.5 ve 8 µm-Millipore ve Whatman marka) filtreler

kullanılarak yapılmıĢtır. Arıtma verimleri renk ve KOĠ giderimlerine göre değerlendirilmiĢtir.

DüĢük ve yüksek basınçta (0.7 ve 3 bar) MF çalıĢmaları 3 farklı filtreyle denenmiĢtir. Optimum

basınç ve filtre belirlendikten sonra MF önarıtımına tabi tutulan atıksu UF‘e verilmiĢtir.

Ultrafiltrasyon çalıĢmaları 5, 10, 50 ve 100 kDa gözenek boyutundaki filtreler ile 4 bar basınç

altında gerçekleĢtirilmiĢtir. Filtreler denenirken her bir reçete için 400 mL atıksu süzülmüĢtür.

Tek aĢamalı MF ve ardıĢık MF/UF uygulamalarının performansları KOĠ, renk ve iletkenlik

giderim değerlerine göre hesaplanmıĢtır.

2.4 Nanofiltrasyon ÇalıĢmaları

NF deneyleri düz tabaka Ģeklinde olan polyamide NF-270 membranı ile DSS Labstak M 20

mambran modulünde gerçekleĢtirilmiĢtir. Filtrasyon alanı 0.036 m2, transmembran basıncı 5.02

bar ve yatay akıĢ hızı 0.62 m/s olarak belirlenmiĢtir. Filtrasyon süresince onbeĢer dakikalık

aralarla süzüntü suyu ve besleme suyu (atıksu) numuneleri alınmıĢtır. Süzüntü suyu akısı

sabitlenene dek süzme iĢlemi devam etmiĢtir. Membran ünitesi ―total recycle‖ modunda

iĢletilmiĢtir. ―Total recycle‖ modunda hem süzüntü suyu hem de konsantre atıksu besleme

tankına geri çevrilmektedir. NF deneyleri besleme atıksularının tabi tutulduğu ön arıtım tekniği

bakımından (MF ve MF+UF) iki farklı set halinde boyama hattının genelini temsil etmesi

açısından karıĢım atıksuyuna uygulanmıĢtır. Bunlar;


Set1: ArdıĢık MF ve UF uygulanarak ön arıtıma tabi tutulan karıĢım

atıksuyuna uygulanan NF seti,

Set2: Sadece MF uygulanarak ön arıtıma tabi tutulan karıĢım atıksuyuna

uygulanan NF seti,

2.5. Analitik Metotlar

KOĠ ölçümleri HACH DR-2000 Model spektrofotmetre ile USEPA onaylı HACH Metot

No.8000 kullanılarak 1500 mg/L KOĠ değerine kadar yapılabilecek ölçümler için 620 nm dalga

boyunda, 150 mg/L KOĠ değerine kadar ölçümler için 420 nm dalga boyunda

gerçekleĢtirilmiĢtir. Renk ölçümleri aynı metotla 455 nm dalga boyunda belirlenmiĢtir.

Ġletkenlik ve pH ölçümleri Hach Sension 378 ile yapılmıĢtır. Alkalinite ölçümleri Standard

Metotlara göre bulunmuĢtur (APHA, 1995).

3. Sonuçlar

3.1 MF ÇalıĢmaları

Tablo 4‘te farklı boyama reçete atıksuları ve karıĢım atıksuyu üzarinde yüksek ve düĢük

basınçta farklı filtreler kullanılarak yapılan MF deney sonuçları verilmektedir. Yüksek ve düĢük

basınçta yapılan filtrasyon sonucunda elde edilen numune karakteristikleri KOĠ giderim

değerleri bakımından çok farklılık göstermemiĢtir. Renk giderimi 3 bar basınçta yapılan

filtrasyon sonucu %64‘ten %72‘ye çıkmıĢtır.

Tablo 4. Farklı basınçlarda Renk ve KOĠ giderimler (P1 = 0.7 bar, P2 = 3 bar)

Renk Giderimi (%) KOİ Giderimi (%)

Filtre boyutu (µm) R1 R2 R3 KarıĢım R1 R2 R3 KarıĢım

P1 P1 P1 P1 P2 P1 P1 P1 P1 P2

0.45 - 76 74 72 64 - 25 50 32 29

2.5 52 71 67 61 62 24 29 47 30 27

8 53 71 68 61 - 33 22 48 30 -

DüĢük basınçta yüksek akı değerleri gösteren 8 µm gözenek boyutlu filtreler yüksek basınca

karĢı direnç gösterememiĢ ve yırtılmıĢtır. Dengeye ulaĢan akı değerlerine bakacak olursak düĢük

basınçta elde edilen değerlerden farklılık göstermemesine rağmen filtrasyon süresi uzun

tutulabilmiĢ ve daha fazla hacimde (400 mL) su süzülebilmiĢtir. DüĢük basınçta filtrasyona

oranla tıkanma çok sonra tespit edilmiĢtir.

KOĠ-renk giderim değerleri ve akı değerleri gözönünde bulundurulursa yüksek basınçta karıĢım

atıksuyunun süzülmesi için optimum filtre boyutu 0.45 µm olarak karar verilmiĢtir. 0.45 µm

gözenek boyutlu filte ile yapılan deney sonucu, ilk akı değerleri düĢük basınçta gözlemlenen

değerlerin 3 katına çıkarak 1.6 L/sec.m2

olarak hesaplanmıĢtır. KarıĢım atıksuyunun 0.45 µm

gözenek boyutlu filtre ile 3 bar basınçta filtrasyona tabi tutulması optimum görünmüĢtür. Fakat

NF sırasında akı düĢüĢünü minimum indirmek ve önarıtılmıĢ suyun kalitesini artırmak için 3 bar

basınçta 0.45 µm gözenek boyutlu filtre ile süzülen karıĢım atıksuyunu UF testlerinden

geçirmeye karar verilmiĢtir.


183

3.2 UF ÇalıĢmaları

UF testleri dört farklı gözenek boyutlu filtre kullanılarak (100, 50, 10, 5 kDa) yapılmıĢtır. Tablo

5 ardıĢık MF ve UF uygulanarak arıtılmıĢ atıksu karakteristiklerini vermektedir. KOĠ ve renk

giderim değerleri 4-19 % ve 62-78% olarak ölçülmüĢtür. Bu da arıtılmıĢ atıksuyun 953-545 Pt-

Co renk ve 856-719 mg/L KOĠ değerlerine sahip olması anlamına gelmektedir. Ġletkenlik

değerlerinde bir değiĢim gözlemlenmemiĢtir. KOĠ ve renk giderim değerleri bakımından 4 farklı

UF filtresi için de benzer bir trend izlenmiĢtir. ġekil 1‘de görüldüğü üzere test edilen UF

filtreleri arasında 100 kDa gözenek boyutlu filtre en yüksek akı değerleri sağlamıĢtır. Bu

noktada MF (0.45 µm, P= 3bar) ve UF (100 KDa, P=4 bar) tekniklerinin karıĢım atıksuyunun

üzerinde uygulanması optimum önarıtım Ģekli olarak görünmüĢtür

Tablo 5. MF+UF uygulamasından geçen karıĢım atıksuyunun karakteristikleri

(P=4bar)

Filtre boyutu

(kDa) pH

İletkenlik

(mS/cm)

Renk

(Pt-Co)

KOİ

(mg/L)

Renk

giderimi(%)

KOİ

giderimi(%)

5 10.25 6.60 545 719 78 19

10 10.29 6.62 953 810 62 9

50 10.38 6.61 957 842 62 6

100 10.49 6.63 960 856 62 4

zaman, sec.

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 5000 5500

V/t

, m

L, s

ec.

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

100 KDa

50 KDa

10 KDa

5 KDa

Şekil 1. UF uygulamasından geçen karıĢıma ait akı zaman değerleri


3.3. NF Sonuçları

NF deneyleri tek tip membran ve tek basınçta farklı iki set halinde denenmiĢtir. Setler

nanofiltrasyona tabi tutulan atıksuyun ön arıtım Ģekli bakımından farklılık göstermektedir.

Bunlar:

Set1: MF uygulamasından geçirilen karıĢım atıksuyu NF‘e verilmiĢtir.

Set2: ArdıĢık MF ve UF uyugulamalarından geçirilen karıĢım atıksuyu NF‘e verilmiĢtir.

3.3.1.Set1

Tablo 6 süzüntü suyu karakteristiklerini, geri kullanım kriterleri baz alınarak verilmektedir.

Filtrasyon sonunda karıĢım atısuyunun renk değeri 15 Pt-Co‘a indirilmiĢtir. KOĠ ve ilekenlik

değerleri 20 mg/L ve 1700 µS/cm değerleri etrafında sabitlenmiĢtir. Bütün parametrelerde

yüksek giderim değerleri elde edilmiĢtir. Fakat filtrasyon sonunda 53.51% (43.86 L/m2/h-temiz

su akısı) akı geri kazanımı sağlanmıĢtır. Bu değer membranın büyük ölçüde tıkandığı anlamına

gelmektedir. Membranın temiz su akı değerini artırmak amacıyla diğer bir deyiĢle filtrasyon

öncesi sağladığı temiz su akısına ulaĢması için membrane ―total recycle‖ modda 30 dakika

boyunca Acid (HNO3-pH3)-baz (NaOH-pH9) yıkaması uygulanmıĢtır. Bu yıkamanın amacı akı

geri kazanımını artırmaktır. Yıkama sonucunda membranın temiz su akısında filtrasyon öncesi

sağladığı temiz su akısına (81.97 L/m2/h) oranla %85.92 geri kazanım sağlanmıĢtır.

Tablo 6. Süzüntü suyu karakteristikleri

Operasyon

süresi (dk) pH

Renk

(Pt-Co)

KOİ

(mg/L)

İletkenlik

(µS/cm)

Renk

giderimi

(%)

KOİ

giderimi

(%)

İletkenlik

giderimi

(%)

15 10.10 22 14 1627 98 98. 74

30 10.12 20 13 1621 98 98 74

45 10.23 18 28 1639 98 95 74

60 9.98 17 22 1656 98 96 74

75 10.20 17 30 1662 98 95 74

90 10.23 16 28 1691 98. 95 74

105 10.18 16 35 1677 98 94 74

120 10.20 15 25 1711 98 96 74

135 10.22 15 21 1730 98 97 73

3.3.2. Set2

Tablo 7 süzüntü suyu karakteristiklerini vermektedir. Filtrasyon sonunda karıĢım atısuyunun

renk değeri 15 Pt-Co‘a indirilmiĢtir. KOĠ ve ilekenlik değerleri 20 mg/L ve 1070 µS/cm

değerleri etrafında sabitlenmiĢtir. Bütün parametrelerde yüksek giderim değerleri elde

edilmiĢtir. Filtrasyon sonunda %100‘den daha fazla akı geri kazanımı sağlanmıĢtır. Bu

membranın filtrasyon sonrası tıkanmadığını göstermektedir.


185

Tablo 7. Süzüntü suyu karakteristikleri

Operasyon

süresi (dk.) pH

Renk

(Pt-Co)

KOİ

(mg/L)

İletkenlik

(µS/cm)

Renk

giderimi

(%)

KOİ

giderimi

(%)

İletkenlik

giderimi

(%)

15 10.20 17 23 961 99 96 84

30 10.23 14 23 1023 99 96 84

45 10.23 13 24 1026 99 96 84

60 10.18 16 19 1030 99 97 84

75 10.22 18 31 1031 99 95 84

90 10.20 14 26 1041 99 96 84

105 10.21 15 18 1048 99 97 83

120 10.16 15 19 1072 99 97 83

135 10.19 15 24 1080 99 96 83

2 set halinde gerçekleĢtirilen NF deneylerinin sonuçları göz önüne alınınca MF önarıtımına tabi

tutulmuĢ (Set2) atıksuya NF uygulamaya karar verilmiĢtir. Renk, KOĠ ve iletkenlik

giderimlerinde 2 set arasında çok fark olmamasına rağmen akı geri kazanımında Set2 daha

yüksek değerler vermiĢtir.

4. Değerlendirme

Arıtılabilirlik çalıĢmaları kapsamında boyama hattına ait yıkama atıksularıyla yapılan bu

çalıĢmalar boyama prosesinde yıkama sonucu oluĢan atıksuyun yeniden kullanım olanaklarına

imkan sağlamak amacıyla değerlendirilmiĢtir. Bu çalıĢma, planlanan membran filtrasyon öncesi

yüksek renk ve KOĠ değerlerine sahip olan atıksu için uygulanması zorunlu olan ön arıtım

tekniğini belirleme ve bu aĢamaya gelene kadar yapılan çalıĢmaları ve sonuçları kapsamıĢtır.

Her üç reçete ve karıĢım atıksuyu için ön arıtım teknikleri olarak;

i. Koagülasyon

ii. MF/UF denenmiĢtir.

Koagülasyon çalıĢmaları sonucunda en yüksek renk ve KOĠ giderim değerleri her iki koagülan

için de kontrolsüz pH koĢullarında genelde yüksek koagülan konsantrasyonlarında (600-1000

mg/L) sağlanabilmiĢtir. Renk ve KOĠ giderim değerlerini bu değerlerde tutmak için gereken

koagülan konsantrasyonu fazla miktarda olup iki ana soruna yol açabilmektedir. Bu sorunlar

kullanılması gereken kimyasal nedeniyle arıtma maliyetindeki artıĢ ve iĢlem sonucunda

oluĢacak olan çamurun bertarafı için gereken teknoloji ve bunun neden olacağı iĢletme maliyeti

olarak sıralanabilir. Bu nedenle koagülasyon tekniği boyama yıkama atıksuları ön arıtımı için

uygun değildir.

MF çalıĢmalarında zamana karĢı akı, renk ve KOĠ giderim değerleri birlikte düĢünülünce analiz

edilen ve fabrikanın boyama hattının atıksuyunun özelliklerini yansıtan bu reçeteler için test

edilen üç farklı filtre arasında en uygunu gözenek boyutu 0.45 µm olan filtre olarak

belirlenmiĢtir. Uygulanması gereken basınç 3 bar olarak belirlenmiĢtir. ArdıĢık MF (0.45 µm)

ve UF uygulamaları sonucunda 100 kDa gözenek boyutlu filtre sağladığı akı değerleri

düĢünülünce optimum olarak değerlendirilmiĢtir.


NF uygulamaları sonucunda indigo boyama yıkama atıksuları için optimum ön arıtım Ģekline

karar verilmiĢtir. ÇalıĢmanın sonucunda geri kullanım kriterlerini sağlayan ―MF (0.45µm-3 bar)

ve NF-270‖ uygulaması indigo boyama yıkama atıksuları için optimum arıtma Ģekli olarak

değerlendirilmiĢtir.

Kaynaklar

BTTG, British Textile Technology Group (1999), Report 5: Waste Minimization and BestPractice,

(http://www.e4s.org.uk/textilesonline/content/10search/fr_search.htm, last accessed 29.08.2007.)

Goodman G. A. and Porter J. J., (1980). Water quality requirements for reuse in textile dyeing processes, American

Dyestuff Reporter, 69, 33-37.

APHA (American Public Health Association) (1995). Standard methods for the examination of water and wastewater,

19th Ed., Washington, DC.


11-13 Haziran 2008

Mısır İşleme Endüstrisi Atıksularında Kimyasal Fosfor

Gideriminde İşletme Optimizasyonu

Çiğdem Yangın Gömeç1, R. Kaan Dereli

1, M. Evren Erşahin

1, Mevlüt Bilge

2 ve İzzet

Öztürk1

1 İstanbul Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Maslak, 34469, İstanbul.

E-posta: [email protected] 2 CARGİLL, Karapınar Mevkii, 16840, Gürle Köyü, Orhangazi; Bursa.

Öz Bu çalıĢmanın amacı bir Mısır ĠĢleme Endüstrisi‘nde mevcut durumda uygulanan kimyasal

çökelme ile fosfor giderimi sırasında kullanılan kimyasal madde (FeCl3) kullanımının

optimizasyonudur. Optimum kimyasal madde dozajı laboratuarda kurulan Jar-Test düzeneği ile

belirlenmiĢtir. Deneysel çalıĢmanın birinci aĢamasında (ÇalıĢma I), aerobik arıtma giriĢinde 18,7

mg/L olan Orto-PO4 konsantrasyonunun 2,4 mg/L PO4-P değerine, ikinci aĢamasında (ÇalıĢma

II) ise atıksu arıtma tesisinde bulunan kimyasal arıtma giriĢinde 2,4 mg/L olarak ölçülen Orto-

PO4 konsantrasyonunun, 1 mg/L PO4-P değerinin altına düĢürülmesi amacıyla FeCl3

optimizasyonu yapılmıĢtır. Ġncelenen mısır iĢleme endüstrisinin atıksu arıtma tesisinde aerobik

ve kimyasal arıtma çıkıĢlarında mevcut durumda gözlenen çözünmüĢ fosfor konsantrasyonlarına

ulaĢabilmek için laboratuarda her iki aĢamada gerçekleĢtirilen optimizasyon çalıĢmasında

stokiyometrik oranlarda FeCl3 dozajları yeterli olmamıĢtır. Arıtma tesisinde aerobik ve kimyasal

arıtma çıkıĢlarında mevcut durumda elde edilen fosfor konsantrasyonlarına ulaĢılabilmesi için,

laboratuarda stokiyometrik dozajın sırasıyla 1,5 ve 2,0 kat üzerinde FeCl3 dozajları

uygulanmıĢtır. Böylece arıtma tesisinde her iki noktada dozlanan FeCl3 çözeltisi değerleri ile

laboratuar sonuçları kıyaslanmıĢtır. Sonuçlar aerobik arıtma giriĢinde dozlanan FeCl3 miktarının

laboratuar deneyleriyle bulunan FeCl3 miktarı ile aynı olduğu fakat kimyasal çökelme tankının

giriĢinde dozlanan FeCl3 miktarının laboratuar deneyleriyle bulunan FeCl3 miktarından yaklaĢık

6 kat daha fazla olduğunu göstermiĢtir.

Anahtar Kelimeler Jar-Test uygulaması; kimyasal fosfor giderimi; mısır işleme endüstrisi atıksuyu

1. Giriş

Mısır iĢleme endüstrisinde iĢlenen mısırdan gıda sektöründe kullanılan ara ürünler elde

edilmektedir. Ġncelenen endüstride yılda 264,000 ton mısır iĢletilerek, üretim aĢamasında

yaklaĢık 997,000 m3 su kullanılmakta ve 522,000 m

3 atıksu üretilmektedir. Mısır iĢleme

endüstrisi atıksuları yüksek protein ve niĢasta içeriklerinden dolayı organik kirlilik yükü yüksek

(kuvvetli) atıksular olarak nitelendirilmektedir. Proseste oluĢan atıksuların çözünmüĢ KOĠ

değeri toplam KOĠ‘nin yaklaĢık %85‘idir.

Ġncelenen endüstrinin atıksu arıtma tesisinde yer alan havalandırma havuzunun giriĢinde kısmi

kimyasal fosfor giderimi amacıyla atıksuya ilave FeCl3 bileĢiği ilave edilmektedir. Bu durum

havuzda kimyasal çamur (FePO4 ve Fe(OH)3 çökeltileri) oluĢumuna sebep olmakta ve toplam

çamurun organik madde içeriği göreceli olarak düĢmektedir. Laboratuar çalıĢmasında elde

edilecek sonuçlar ile mevcut durumda havalandırma havuzundaki düĢük organik içerikli

(UAKM/AKM = 0,45) yüksek askıda katı madde konsantrasyonunun ve kimyasal çamur

üretiminin kontrol altına alınması öngörülmektedir. Ġncelenen mısır iĢleme endüstrisinin arıtma

188 Ç. Yangın-Gömeç, R. K. Dereli, M. E. Erşahin ve diğ.

tesisinden çıkan arıtılmıĢ sular tesisin yakınında bulunan bir dereye deĢarj edilmektedir

Türkiye‘de endüstriyel atıksuların atıksu deĢarjlarını düzenleyen temel mevzuat Su Kirliliği

Kontrol Yönetmeliği‘dir (SKKY, 2004). Ayrıca Kentsel Atıksuların Arıtımı Yönetmeliği‘nde

yer alan ‗Endüstriyel Atıksu DeĢarj Standartları‘ Madde 10‘a göre endüstriyel atıksu

deĢarjlarının, endüstrinin faaliyet türüne göre SKKY Tablo 5‘de verilen ilgili deĢarj

standartlarına uymaları sağlanmalıdır (KAAY, 2006). Bu sebeple tesisin, SKKY‘de yer alan

Gıda Sanayi Kategorisi‘nin ġeker Üretimi ve Benzeri Faaliyetler (Ek A, Tablo 5.11a) için

verilen limitleri sağlaması öngörülmektedir. KAAY Tablo 2‘de verilen ‗Kentsel Atıksu Arıtım

Tesislerinden Ġleri Arıtıma ĠliĢkin DeĢarj Limitleri‘ne göre eĢdeğer nüfusu 10000-100000

arasında olan yerleĢim bölgeleri için toplam fosfor konsantrasyonu 2 mg/L olmalıdır. Buna göre

yönetmeliklerde öngörülen limit değerinin altında kalabilmesi açısından bu çalıĢmada

gerçekleĢtirilecek optimizasyon çalıĢması ile optimum FeCl3 dozunun tayini oldukça önem

kazanmaktadır.

Bu çalıĢmanın amacı bir Mısır ĠĢleme Endüstrisi‘nde mevcut durumda uygulanan kimyasal

fosfor gideriminde kullanılan kimyasal maddenin (FeCl3) optimum dozajının belirlenmesi ve

arıtma tesisinde kullanılan FeCl3 dozajı ile laboratuarda elde edilen optimum FeCl3 dozajı

sonuçlarının karĢılaĢtırılmasıdır.


2.1. Atıksu

Ġncelenen mısır iĢleme tesisi atıksularının arıtıldığı ileri atıksu arıtma tesisi, iki kademeli

(anaerobik + aerobik) biyolojik arıtma ve kimyasal yöntemle fosfor giderme birimlerini

içermektedir. Mevcut arıtma tesisinin proses akım Ģeması ġekil 1‘de verilmektedir. Tesisin

ortalama debisi 2160 m3/gün‘dür. Buna göre toplam atıksu debisinin %55‘i rafineri prosesinden

gelmektedir. Organik madde içeriği yüksek olan öğütme prosesi atıksuları ise atıksuyun

%30‘unu oluĢturmaktadır. Uzun havalandırmalı aktif çamur prosesi olarak iĢletilen aerobik

arıtma kademesi; temas tankı, 2 adet havalandırma tankı (toplam 4500 m3), I. çöktürme havuzu

(700 m3), çamur depolama tankı, polimer hazırlama ve dozlama birimi, çamur susuzlaĢtırma

birimi (bant filtre) ve diğer gerekli elektro-mekanik ekipmanlardan oluĢmaktadır. Mevcut

iĢletme Ģartlarında tesiste bulunan 2 adet havalandırma havuzundan biri çalıĢtırılmaktadır.

Optimizasyon çalıĢması atıksu arıtma tesisinde bulunan aerobik tankın giriĢinde ve çıkıĢında

gerçekleĢtirilmiĢtir. GiriĢ ve çıkıĢ atıksuyundan alınan numunelerin karakterizasyonu Tablo

1‘de verilmektedir. Tablo 1‘e göre, arıtma tesisinde gerçekleĢtirilen aerobik arıtma ile yaklaĢık

%80 oranlarında toplam ve çözünmüĢ KOĠ giderimleri gözlenmektedir. Ayrıca aerobik tankın

baĢında fosfor giderimi amacıyla ilave edilen FeCl3 ile %87 oranlarında toplam fosfor giderimi

sağlanabilmektedir.

Arıtma tesisinde fosfor giderimi kimyasal arıtma ile gerçekleĢtirilmektedir. Aerobik arıtma

giriĢinde ortalama 19 mg/L olan PO4-P konsantrasyonu 1. çöktürme havuzu çıkıĢında ortalama

3,3 mg PO4-P/L değerine düĢürülmektedir. 1. çöktürme havuzunda aktif çamur ve kimyasal

çamur birlikte çöktürülerek yaklaĢık %80 oranında PO4-P giderimi sağlanmaktadır. Fosfor

giderimi için kullanılan FeCl3 bileĢiği atıksuya arıtma tesisinde 2 noktadan dozlanmaktadır. Bu

noktaların haricinde FeCl3 dozlaması ayrıca çamurların susuzlaĢtırıldığı filtre pres öncesinde

yapılmakta ve böylece çamurların Ģartlandırılması gerçekleĢtirilmektedir. Tesiste FeCl3

dozlamasının gerçekleĢtirildiği noktalar ġekil 2‘de gösterilmektedir (Öztürk ve diğ., 2008).

Mısır İşleme Endüstrisi Atıksularında Kimyasal Fosfor Gideriminde İşletme Optimizasyonu 189

Şekil 1. Ġncelenen mısır iĢleme endüstrisinin atıksu arıtma tesisi proses akım Ģeması

Tablo 1. Aerobik ünite giriĢ ve çıkıĢındaki atıksu karakterizasyonu

Parametre

Birim Giriş Çıkış

Verim

(%)

KOĠtoplam (mg/L) mg/L 410 89 78

KOĠçözünmüĢ (mg/L) mg/L 215 39 82

AKM mg/L 90 20 78

Ortofosfat mg PO4-P/L 18,7 2,4 87

Organik Fosfor mg PO4-P/L 1,3 0,3 77

Toplam Fosfor mg PO4-P/L 20 2,7 87

pH - 7,3 8,3 -

Alkalinite mg CaCO3/L 1200 730 -

Bulanıklık NTU 349 41 88

Renk Pt-Co 462 95 79

Şekil 2. Tesiste FeCl3 dozlamasının gerçekleĢtirildiği noktalar

Kimyasal

Arıtma

FeCl3

Temas Tankı

Havalandırm

a Havuzu

I. Çöktürme Havuzu

II. Çöktürme

Havuzu

Aerobik fazla

çamur

Kimyasal

arıtma çamuru Çamur geri

devri

Çamur Keki Filtre Pres

FeCl

3

FeCl3


2.2. Deneysel ÇalıĢma

Kimyasal fosfor giderimi için gerekli kimyasal madde (FeCl3) dozajı laboratuarda kurulan Jar-

Test düzeneği ile gerçekleĢtirilmiĢtir (ġekil 3). Standart Jar-Test yöntemi kimyasal çökelme

deneylerinde optimum kimyasal madde dozajının tayini için kullanılan en yaygın ve en pratik

metottur. Deneysel çalıĢma iki aĢamadan oluĢmaktadır. ÇalıĢma I‘de, aerobik arıtmanın giriĢ

akımında 18,7 mg/L olan ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonunun 2,4 mg/L değerine

düĢürülmesi amacıyla FeCl3 optimizasyonu incelenmiĢtir. ÇalıĢma II‘de ise atıksu arıtma

tesisinde bulunan kimyasal arıtma çıkıĢında 2,4 mg/L olarak ölçülen ortofosfat (mg PO4-P/L)

konsantrasyonunun 1 mg/L değerinin altına düĢürülmesi amacıyla yapılan FeCl3 optimizasyonu

incelenmiĢtir. ÇalıĢma I ve ÇalıĢma II‘de gerçekleĢtirilen optimizasyon çalıĢmaları sırasıyla 300

ve 500 ml numune hacimlerinde, stokiyometrik ve stokiyometrik üzeri oranlarda (Fe:P) olacak

Ģekilde 6 farklı FeCl3 dozajı kullanılarak gerçekleĢtirilmiĢtir. Her iki çalıĢmada gerçekleĢtirilen

Jar-Test deneylerinde, 120 rpm hızında 1 dakika hızlı karıĢtırma, 40 rpm hızında ise 30 dakika

yavaĢ karıĢtırma uygulanmıĢtır. OluĢan kimyasal çamurun çökelebilmesi için hızlı ve yavaĢ

karıĢtırmadan sonra 60 dakika çökelme süresi uygulanmıĢtır. Çökelme süresinin sonunda flok

yapısı ve üst fazın görüntüsü beherler içersinde gerçekleĢen kimyasal giderim hakkında

baĢlangıçta fikir verebilmektedir. Çökelme sonrasında üst fazlarda toplam KOĠ, ortofosfat (mg

PO4-P/L), bulanıklık, renk ve pH değerleri ölçülmüĢtür. Beherlerin üst fazlarında

gerçekleĢtirilen AKM deneyleri ise çok düĢük konsantrasyonlarda oldukları için özellikle

ÇalıĢma II‘de güvenilir olmayan sonuçlar vermiĢtir.

Şekil 3. FeCl3 Optimizasyonu ÇalıĢmasında Kullanılan Jar-Test Düzeneği

Toplam KOĠ, çözünmüĢ KOĠ ve AKM deneyleri su ve atıksu analizleri için kullanılan Standart

Yöntemler‘e (Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater) göre

gerçekleĢtirilmiĢtir (APHA, 1998). Toplam ve çözünmüĢ KOĠ analizleri dikromat kapalı-reflux

kolorimetrik yöntem ile Hach DR/2010 Model spektrofotometre kullanılarak

gerçekleĢtirilmiĢtir. Numuler 0.45 m boĢluk aralığına sahip selülozik nitrat filrelerden filtre

edildikten sonra süzüntü suyunda çözünmüĢ KOĠ ölçümleri yapılmıĢtır. Ortofosfat deneyleri

Molibdovanat yöntemi ile 430 nm‘de Hach DR/2010 Model spektrofotometre kullanılarak

ölçülmüĢtür. Renk ve bulanıklık Hach DR/2010 Model spektrofotometre kullanılarak

gerçekleĢtirilmiĢtir. pH değerleri Orion 520A Model pH metre ile tayin edilmiĢtir.

Atıksu

FeCl3

(1/100)

500 ml

hacimli

cam

beherler



3.1. ÇalıĢma I

Optimizasyon çalıĢmasının birinci aĢamasında havalandırma havuzu giriĢindeki 18,7 mg/L

ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonu arıtma tesisindeki mevcut uygulamaya benzer Ģekilde

2,4 mg/L ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonuna düĢürülmeye çalıĢılmıĢtır. Jar-Test

çalıĢması 300 ml‘lik numune hacimleri ile yürütülmüĢtür. Tesiste aerobik arıtma sırasında

mikroorganizma bünyesine geçen fosfor miktarı (~2 kg/gün) ihmal edilmiĢtir. Buna göre tesiste

aerobik arıtmada kimyasal ilavesiyle giderilen ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonu 16,3

mg/L PO4-P olarak hesaplanmaktadır. Bu giderim oranı kullanılarak mol değerine geçilirse,

0,5258.10-3

mol/L PO4-P değeri bulunur. Bu durumda 300 ml (0,3 L) numune içerisinde

giderilmesi gereken ortofosfat (mg PO4-P/L) konsantrasyonu 0,1577.10-3

mol/L PO4-P olarak

hesaplanır. Tesiste kullanılan FeCl3 çözeltisi içerisindeki Fe+3

konsantrasyonu 219000 mg/L

olarak ölçülmüĢtür. Stok çözeltiden 1/100 oranında seyreltilerek hazırlanan çözelti içerisindeki

Fe+3

konsantrasyonu 2190 mg/L‘dir. Buna göre, hazırlanan 1/100 oranındaki çözelti içerisindeki

Fe+3

‘ün mol konsantrasyonu 0,0391 mol/L olarak hesaplanır. Fe+3

ile kimyasal fosfor

gideriminde teorik doz (mol Fe+3

/mol P) 1:1‘dir. Böylece stokiyometrik teorik doz (1:1) için,

1/100 oranında seyreltilmiĢ çözeltiden kullanılması gereken hacim 4 ml olarak hesaplanmıĢtır.

1/100 oranında seyreltilerek hazırlanan çözeltiden stokiyometrik ve stokiyometrik üzerinde

kullanılması gereken hacimlerde gerçekleĢtirilen Jar-Test deneylerinin sonuçları Tablo 2‘de

verilmektedir. Tablo 3‘de artan stokiyometrik dozlarda (Fe:P) gerçekleĢtirilen ortofosfat (mg

PO4-P/L) ve KOĠ giderimleri verilmektedir. ġekil 44‘de ise artan stokiyometrik dozlarda (Fe:P)

gerçekleĢtirilen ortofosfat (mg PO4-P/L) giderimleri gösterilmektedir.

Tablo 2. ÇalıĢma I‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl3 dozajlarında

gerçekleĢtirilen Jar-Test deneyinin sonuçları

No

Doz

(mol Fe+3

/mol P)

ml Çöz

(1/100) Mol Fe+3

PO4-P

(mg/L)

Toplam

KOİ

(mg/L)

AKM

(mg/L) Bulanıklık Renk pH

1 1 4,0 0,00016 6,8 152 27,5 85 397 7,8

2 1,25 5,0 0,00020 3,8 162 17,5 75 392 7,7

3 1,5 6,1 0,00024 2,4 140 22,5 55 318 7,7

4 2 8,6 0,00032 1,6 130 5 71 522 7,6

5 2,5 10,8 0,00039 1,3 135 47,5 96 - 7,4

6 3 12,9 0,00047 1,2 120 - 29 202 7,5

Tablo 3. ÇalıĢma I‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl3 dozajlarında

gözlenen ortofosfat (mg PO4-P/L) ve KOĠ giderim verimleri

Doz (mol Fe+3/mol P)

PO4-P

(mg/L)

PO4-P

Giderimi (%)

KOİ

(mg/L)

KOİ

Giderimi (%)

0 18,7 0 410 0

1 6,8 64 152 63

1,25 3,8 80 162 61

1,5 2,4 87 140 66

2 1,6 91 130 68

2,5 1,3 93 135 67

3 1,2 93 120 71


Buna göre arıtma tesisindeki aerobik arıtma çıkıĢında elde edilen ortofosfat konsantrasyonuna

(2,4 mg/L PO4-P), laboratuarda gerçekleĢtirilen optimizasyon çalıĢması sonucunda

stokiyometrik oranın ancak 1,5 katı üzerinde ulaĢılmıĢtır (Tablo 2 ve Tablo 3). Deneysel olarak

belirlenen Fe:P = 1,5 için tesiste uygulanması gereken FeCl3 çözeltisi dozajı 454 L/gün olarak

hesaplanmıĢtır. Tesiste aerobik giriĢinde mevcut durumda uygulanan 480 L/gün FeCl3 çözeltisi

dozu deneysel olarak tespit edilen dozaja oldukça yakın bulunmuĢtur.

Şekil 4. ÇalıĢma I‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl3 dozajlarında

ortofosfat (mg PO4-P/L) giderim verimleri

3.2. ÇalıĢma II

Optimizasyon çalıĢmasının ikinci aĢamasında kimyasal arıtma ünitesi giriĢindeki 2,4 mg/L PO4-

P konsantrasyonu arıtma tesisindeki mevcut uygulamaya benzer Ģekilde 1 mg/L PO4-P

konsantrasyonunun altına düĢürülmeye çalıĢılmıĢtır. Jar test çalıĢması 500 ml‘lik numune

hacimleri ile yürütülmüĢtür. Tesiste kimyasal arıtma giriĢinde 2,42 mg/L PO4-P konsantrasyonu

olduğu kabul edilerek mol değerine geçilirse 0,0781.10-3

mol/L PO4-P değeri bulunur. 500 ml

(0,5 L) numune içerisinde giderilmesi gereken fosfor konsantrasyonu ise 0,0391.10-3

mol/L

PO4-P olarak hesaplanır. Tesiste kullanılan FeCl3 çözeltisi içerisindeki Fe+3

konsantrasyonu

219000 mg/L olarak ölçüldüğü için stok çözeltiden 1/100 oranında seyreltilerek hazırlanan

çözelti içerisindeki Fe+3

konsantrasyonu 2190 mg/L olarak hesaplanmıĢtır. 1/100 oranındaki

çözelti içerisindeki Fe+3

‘ün mol konsantrasyonu 0,0391 mol/L olarak hesaplanır. Fe+3

ile

kimyasal fosfor gideriminde teorik doz (mol Fe+3

/mol P) 1:1‘dir. Stokiyometrik teorik doz (1:1)

için 1/100 oranında seyreltilmiĢ çözeltiden kullanılması gereken hacim 1 ml olarak

hesaplanmıĢtır. 1/100 oranında seyreltilerek hazırlanan çözeltiden stokiyometrik ve

stokiyometrik üzerinde kullanılması gereken hacimlerde gerçekleĢtirilen Jar-Test deneylerinin

sonuçları Tablo 4‘de verilmektedir. Tablo 5‘de artan stokiyometrik dozlarda gerçekleĢtirilen

ortofosfat (mg PO4-P/L) ve KOĠ giderimleri verilmektedir. Buna göre tesiste kimyasal çökelme

çıkıĢında elde edilmesi hedeflenen 1 mg/l‘nin altındaki fosfor konsantrasyonuna, laboratuarda

gerçekleĢtirilen optimizasyon çalıĢması sonucunda stokiyometrik oranın ancak 2.0 katı üzerinde

ulaĢılmıĢtır (ġekil 5). KAAY Tablo 2‘de verilen ‗Kentsel Atıksu Arıtım Tesislerinden Ġleri

Arıtıma ĠliĢkin DeĢarj Limitleri‘ne göre eĢdeğer nüfusu 10000-100000 arasında olan yerleĢim

bölgeleri için toplam fosfor konsantrasyonu 2 mg/L olmalıdır. Bu çalıĢmada emniyetli kısımda

Jar Test Sonuçları

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

16,0

18,0

20,0

0 1 1,25 1,5 2 2,5 3

DOZ (mol Fe+3/mol P)

Fo

sfo

r K

on

san

trasyo

nu

(m

g/L

)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

% G

ideri

m

mg PO4-P/L Verim


kalınması için limit değer 1 mg/lt olarak alınmıĢtır. Deneysel olarak belirlenen Fe:P = 2 için

tesiste uygulanması gereken FeCl3 çözeltisi dozajı 86,4 L/gün olarak hesaplanmıĢtır. Tesiste

aerobik giriĢinde mevcut durumda uygulanan 540 L/gün FeCl3 çözeltisi dozu deneysel olarak

tespit edilen dozaja göre yaklaĢık 6 kat fazla bulunmuĢtur.

Tablo 4. ÇalıĢma II‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl3 dozajlarında

gerçekleĢtirilen Jar-Test deneylerinin sonuçları

No

Doz

(mol Fe+3/mol P)

ml Çöz

(1/100) Mol Fe+3

PO4-P

(mg/L)

KOİ

(mg/L) Bulanıklık Renk pH

1 1 1,0 0,00004 1,5 29 27 82 8,04

2 1,5 1,5 0,00006 1,2 28 6 80 8,01

3 2 2,0 0,00008 0,9 35 10 79 7,96

4 2,5 2,5 0,00010 0,8 24 6 68 7,90

5 3 3,0 0,00012 0,7 35 13 74 7,83

6 3,5 3,5 0,00021 0,6 26 9 72 7,78

Tablo 5. ÇalıĢma II‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl3 dozajlarında

gözlenen ortofosfat (mg PO4-P/L) ve KOĠ giderim verimleri Doz

(mol Fe+3

/mol P)

PO4-P

(mg/L)

PO4-P

Giderimi (%)

KOİ

(mg/L)

KOİ

Giderimi (%)

0 2,4 0 90 0

1 1,5 38 29 68

1,5 1,2 49 28 69

2 0,9 63 35 61

2,5 0,8 69 24 73

3 0,7 73 35 61

3,5 0,6 74 26 72

Şekil 5. ÇalıĢma II‘de stokiyometrik ve stokiyometrik üzerindeki FeCl3 dozajlarında

ortofosfat (mg PO4-P/L) giderim verimleri

Jar Test Sonuçları

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

0 1 1,5 2 2,5 3 3,5

DOZ (mol Fe+3/mol P)

Fo

sfo

r K

on

san

trasyo

nu

(m

g/L

)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

% G

ideri

m

mg PO4-P/L Verim


4. Sonuçlar

Bu çalıĢmada bir Mısır ĠĢleme Endüstrisi‘nde mevcut durumda uygulanan kimyasal çökelme ile

fosfor giderimi sırasında kullanılan kimyasal maddenin (FeCl3) optimum dozajı laboratuarda

kurulan Jar-Test düzeneği ile belirlenmiĢtir. Deneysel çalıĢmanın birinci aĢamasında atıksu

arıtma tesisinde bulunan aerobik arıtma giriĢinde 18,7 mg/L olan Orto-PO4 konsantrasyonu 2,4

mg/L PO4-P değerine, ikinci aĢamasında ise kimyasal arıtma giriĢinde 2,4 mg/L olarak ölçülen

Orto-PO4 konsantrasyonunun 1 mg/L PO4-P değerinin altına düĢürülmesi hedeflenmiĢtir. Atıksu

arıtma tesisinde yer alan aerobik ve kimyasal arıtma çıkıĢlarında mevcut durumda gözlenen

çözünmüĢ fosfor konsantrasyonlarına ulaĢabilmek için gerçekleĢtirilen optimizasyon

çalıĢmalarında stokiyometrik oranlarda FeCl3 dozajları yeterli olmamıĢtır. Bunun için

stokiyometrik dozajın sırasıyla 1,5 ve 2,0 kat üzerinde FeCl3 dozajları uygulanmıĢtır. Arıtma

tesisinde her iki noktada uygulanan FeCl3 çözeltisi dozu ile laboratuar sonuçları kıyaslanmıĢtır.

Sonuçlar aerobik arıtma giriĢinde dozlanan FeCl3 miktarının laboratuar deneyleriyle bulunan

FeCl3 miktarı ile aynı olduğunu, fakat kimyasal çökelme tankının giriĢinde dozlanan FeCl3

miktarının laboratuar deneyleriyle bulunan FeCl3 miktarından yaklaĢık 6 kat daha fazla

olduğunu göstermiĢtir. Kullanılması gerekli miktarın çok üzerinde çözelti kullanımı, çözelti

sarfiyatını arttırarak arıtma maliyetini arttırmaktadır. Bu durum ayrıca oluĢan kimyasal çamur

miktarını da arttırmaktadır.

Ġncelenen endüstrideki mevcut arıtma tesisinde uygun iĢletme düzeni sağlanırsa tesiste fosfor

biyolojik olarak da giderilebilir. Ancak, tesis atıksuyu ile biyolojik fosfor giderimi prosesinin

uygulanabilirliğinin ve veriminin belirlenebilmesi için mutlaka laboratuar ölçekli çalıĢmalar

yapılmalıdır. Ayrıca bu çalıĢmalar matematik modelleme çalıĢmalarıyla da desteklenmelidir. Bu

sayede tesis için uygun iĢletme Ģartları belirlenebilir.

Kaynaklar

APHA, AWWA and WPCF. (1998). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20th Ed.,

Washington D.C., USA.

KAAY, (2006). Kentsel Atıksuların Arıtımı Yönetmeliği, Resmi Gazete, Tarih: 08.01.2006, Sayı: 26047.

Öztürk, Ġ., Gömeç, Ç. Y., ErĢahin, M. E., Dereli, R. K. (2008). Cargill Orhangazi Mısır ĠĢleme Fabrikası'nda Atık

Yönetimi Projesi (Kısım-3) Sonuç Raporu, ĠTÜ GeliĢtirme Vakfı AR-GE ĠĢletmesi, Ġstanbul.

SKKY, (2004). Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği, Resmi Gazete, Tarih: 31.12.2004, Sayı: 25687.