İSTANBUL TEKNİK ÜNİVERSİTESİ ���� FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

BİYOLOJİK ARITMA ATIK ÇAMURLARININ AEROBİK VE ANAEROBİK STABİLİZASYONUNUN

DEĞERLENDİRİLMESİ

YÜKSEK LİSANS TEZİ

Müh. Duygu Canan ÖZTÜRK

(501061705)

OCAK 2008

Tezin Enstitüye Verildiği Tarih : 24 Aralık 2007

Tezin Savunulduğu Tarih : 28 Ocak 2008

Tez Danışmanı : Yar.Doç.Dr. Elif PEHLİVANOĞLU MANTAŞ

Diğer Jüri Üyeleri: Prof.Dr. Orhan İNCE (İTÜ)

Doç.Dr. Ayşen ERDİNÇLER (BÜ)

ii

ÖNSÖZ

Bu çalışmanın gerçekleştirilmesi ve yönlendirilmesindeki katkılarından dolayı değerli hocam Yar. Doç. Dr. Elif PEHLİVANOĞLU MANTAŞ’a; çalışma boyunca değerli katkılarını aldığım değerli hocam Doç.Dr. Emine UBAY ÇOKGÖR’e en içten şükranlarımı sunarım. Deneysel çalışmalarım esnasında yardımlarını esirgemeyen Yar. Doç. Dr. H. Güçlü İNSEL’e, Dr. Didem OKUTMAN TAŞ’a, Araştırma Görevlisi Dr. Tuğba ÖLMEZ’e ve laboratuvar çalışmalarıma destek veren Tuğçe KATİPOĞLU’na, Araştırma Görevlisi İlke PALA’ya ve Araştırma Görevlisi Egemen AYDIN’a teşekkür ederim. Son olarak çalışma boyunca desteklerini hep yanımda hissettiğim aileme ve ev arkadaşım Gökçe TÜRELİ’ye en içten teşekkürümü sunarım. Aralık, 2007 Duygu Canan ÖZTÜRK

iii

İÇİNDEKİLER

KISALTMALAR v

TABLO LİSTESİ vi

ŞEKİL LİSTESİ vii

SEMBOL LİSTESİ viii

ÖZET ix

SUMMARY x

1. GİRİŞ 1

1.1. Çalışmanın Anlam ve Önemi 1

1.2. Çalışmanın Amacı ve Kapsamı 2

2. LİTERATÜR ÇALIŞMASI 3

2.1. Arıtma Çamurları 3

2.2. Çamur Stabilizasyonu 4

2.2.1. Aerobik Çamur Çürütme 6

2.2.2. Anaerobik Çamur Çürütme 12

2.2.3. Aerobik Çamur Çürütme ile İlgili Çalışmalar 23

2.2.4. Anaerobik Çamur Çürütme ile İlgili Çalışmalar 28

2.2.5. Aerobik ve Anaerobik Çamur Çürütme Proseslerinin Birlikte

Yürütüldüğü Çalışmalar 37

2.3. Yasal Mevzuat 41

2.3.1. Türkiye’de Durum 41

2.3.2. Avrupa Birliği’nde Durum 44

2.3.3. ABD’de Durum 46

2.3.4. Rusya’da Durum 47

3. MATERYAL VE METOD 48

3.1. Numune Alma Yerleri 48

3.2. Çamur Stabilizasyonu Çalışmaları 49

3.2.1. Aerobik Çamur Stabilizasyonu Çalışmaları 49

iv

3.2.2. Anaerobik Çamur Yoğunlaştırma 50

3.3. Laboratuvar Ortamında Çamur Kekinin Oluşturulması ve Katıdan Özütleme

Analizi 50

3.4. Kimyasal Ölçümler 51

3.4.1. AKM/UAKM 51

3.4.2. Su Muhtevası 51

3.4.3. Toplam Çözünmüş Madde 51

3.4.4. pH 51

3.4.5. TOK/ÇOK 51

3.4.6. TKN ve NH3-N 52

3.5. Respirometrik Olarak Aerobik Stabilizasyonun Değerlendirilmesi 52

4. DENEYSEL SONUÇLAR VE DEĞERLENDİRME 55

4.1. Ham Çamur Karakterizasyonu 55

4.2. Aerobik Stabilizasyon Sonuçları 57

4.2.1.Endüstriyel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları 62

4.2.2. Spesifik UAKM Giderim Hızları 68

4.2.3. TKN Sonuçları 69

4.2.4. Respirometrik Çalışmanın Genel Sonuçları 69

4.3. Anerobik Stabilizasyon Sonuçları 71

4.3.1. Evsel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları 72

4.3.2. Endüstriyel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları 75

4.4. Genel Değerlendirme 79

5. SONUÇ VE ÖNERİLER 83

KAYNAKLAR 85

ÖZGEÇMİŞ 90

v

KISALTMALAR

AAT : Atıksu Arıtma Tesisi AKM : Askıda Katı Madde UAKM : Uçucu Askıda Katı Madde KM : Katı Madde TOK : Toplam Organik Madde ÇOK : Çözünmüş Organik Madde OTH : Oksijen Tüketim Hızı UYA : Uçucu Yağ Asitleri TKN : Toplam Kjeldahl Azotu KOİ : Kimyasal Oksijen İhtiyacı BOİ : Biyokimyasal Oksijen İhtiyacı NE : Nüfus Eşdeğeri

vi

TABLO LİSTESİ

Sayfa No

Tablo 2.1 : Yüksek hızlı tam karışımlı mezofilik anaerobic çamur çürütücü için hesaplanan uçucu katı madde giderimleri yüzdeleri..............

20

Tablo 2.2 : Atıkların Düzenli Depo Tesislerine Depolanabilme Kriterleri.… 43 Tablo 3.1 : Atıksu arıtma tesislerinin işletilmesi ve deneysel kurulum.......... 48 Tablo 4.1 : AAT’ler için ortalama çamur karakterizasyonu………………... 56 Tablo 4.2 : AAT’lerden alınan çamur keklerinin karakterizasyonu……....... 56 Tablo 4.3 : Aerobik stabilizasyon boyunca aktif biyokütle ile TOK/ÇOK

veUAKM giderimlerinin karşılaştırılması…………………….. 70

Tablo 4.4 : Aerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Reaktör Performansı)…………………………………………………….

80

Tablo 4.5 : Aerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Kekler açısından)………………………….............................................

81

Tablo 4.6 : Aerobik stabilizasyon boyunca aktif biyokütle ile TOK/ÇOK ve UAKM giderimlerinin karşılaştırılması…………………………

82

Tablo 4.7 : Anaerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Kekler açısından)………………………………………………………..

82

vii

ŞEKİL LİSTESİ

Sayfa No

Şekil 2.1 Şekil 4.1 Şekil 4.2 Şekil 4.3 Şekil 4.4 Şekil 4.5 Şekil 4.6 Şekil 4.7 Şekil 4.8 Şekil 4.9 Şekil 4.10 Şekil 4.11 Şekil 4.12 Şekil 4.13 Şekil 4.14 Şekil 4.15 Şekil 4.16 Şekil 4.17 Şekil 4.18 Şekil 4.19 Şekil 4.20 Şekil 4.21 Şekil 4.22 Şekil 4.23 Şekil 4.24 Şekil 4.25 Şekil 4.26 Şekil 4.27 Şekil 4.28 Şekil 4.29 Şekil 4.30

: Anaerobik arıtmada dönüşüm prosesleri……………………… : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE1)... : Zamana karşı pH değişimi (AE1)…………………………….. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK1)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE2).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE2)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK2)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE3)... : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE3)………………….. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK3)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE4)... : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE4)………………….. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK4)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE5).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE5)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK5)………………. : Spesifik UAKM Giderim Hızı (Evsel Çamurlar)…………….. : Spesifik UAKM Giderim Hızı (Endüstriyel Çamurlar)……… : Zamanla OTH Değişimi (AE1 ve AE2)……………………… : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN1).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN1)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK1)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN2).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN2)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK2)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN4).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN4)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK4)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN5).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN5)………………….. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK5)……………….

15 58 58 59 60 61 61 62 63 63 64 64 65 66 67 67 68 69 71 72 72 73 74 74 75 76 76 77 78 78 79

viii

SEMBOL LİSTESİ

Xa : Aktif çamur fraksiyonunu Xna : Aktif olmayan çamur fraksiyonunu f : İçsel kütle fraksiyonu bH : Bozunma sabiti Y : Dönüşüm katsayısı Px : Günlük üretilen net biyokütle Vd : Uçucu katı madde giderimi t : Çürütme zamanı Q : Debi S : Biyolojik olarak ayrışabilen KOİ θc : Çamur bekletme süresi SI : Çözünmüş inert KOİ SS : Hızlı ayrışabilir KOİ XS : Yavaş ayrışabilir KOİ XI : Partikül inert KOİ XH0 : Başlangıçtaki heterotrofik aktif biyokütle HRT : Hidrolik bekletme süresi SRT : Çamur bekletme süresi CS1 : Biyolojik olarak ayrışabilir KOİ VCH4 : Standart koşullarda üretilen metan hacmi SRTd : Çürüme bekletme süresi

ix

BİYOLOJİK ARITMA ATIK ÇAMURLARININ AEROBİK VE ANAEROBİK STABİLİZASYONUNUN DEĞERLENDİRİLMESİ

ÖZET

Ülkemizde evsel ve endüstriyel nitelikli atıksuları arıtmakta olan aktif çamur

tesislerinden kaynaklanan stabilize olmamış atık çamurlar önemli çevre ve sağlık

problemleri yaratmaktadır. Ayrıca, bu çamurlar katı atık depolama alanlarında

düzenli depolanması açısından toplam organik karbon (TOK) ve çözünmüş organik

karbon (ÇOK) parametrelerinin öngörülen seviyede sağlanamamasından dolayı

“Tehlikeli Atık” kategorisine girmektedir. Bu nedenle, biyolojik arıtma atık

çamurlarının organik karbon seviyeleri şu anda Türkiye’de çamur yönetiminde kritik

parametre olarak değerlendirilmektedir. Fakat uygun çamur stabilizasyon

teknolojilerinin kullanımı ile çamur keklerinin TOK ve/veya ÇOK seviyelerinin

kabul edilebilir limitlere düşürülmesi mümkündür. Bu çalışma kapsamında seçilen

evsel ve endüstriyel atıksuları arıtan tam ölçekli aktif çamur tesislerden kaynaklanan

biyolojik arıtma atık çamurlarının stabilizasyon seviyeleri açısından

değerlendirilmesi yapılmıştır. Bu amaçla uçucu askıda katı madde (UAKM) ve

TOK/ÇOK analizleri esas alınarak çamurların organik madde içeriğini azaltmaya

yönelik aerobik ve anaerobik deneyler yürütülmüştür. Aerobik stabilizasyon

çalışmaları ile heterotrofik biyokütle aktivitesinin azalması ve UAKM giderimi

arasındaki ilişki modelleme ve respirometrik değerlendirmeler ışığında bulunmuştur.

İncelenen evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesisi biyolojik atık çamurlarında hem

aerobik hem de anaerobik stabilizasyon esnasında UAKM, AKM, TOK/ÇOK

parametreleri pratik olarak sabit değerlere ulaşmış ve literatürde belirtilen

giderimlere yakın değerler gözlenmiştir. Ayrıca stabilizasyonun diğer bir göstergesi

olan spesifik UAKM giderimi açısından da literatür ile uyumlu sonuçlar

stabilizasyonun gerçekleştiğini göstermiştir. Stabilizasyon boyunca elde edilen iyi

organik madde giderim sonuçlarına rağmen incelenen hiçbir çamur ÇOK ve TOK

açısından “Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği” EK 11A’da belirtilen

“Tehlikesiz atık olarak muamele görebilecek atıklar” kategorisine girememiştir.

x

EVALUATION OF AEROBIC AND ANAEROBIC STABILIZATION OF

BIOLOGICAL EXCESS TREATMENT SLUDGE

SUMMARY

In Turkey, the non-stabilized excess biological treatment sludges generated in

activated sludge plants where municipal and organized industrial wastewaters are

treated cause serious environmental and health effects. Additionally, these sludges

have high TOC and/or DOC (in eluent) values which qualify them as hazardous,

which in turn, makes the landfill disposal of these sludges impossible. Therefore, the

organic carbon content of treatment sludges currently has become a critical

parameter in sludge management in Turkey. However, using appropriate sludge

stabilization technologies, it is possible to reduce TOC/DOC levels to their

acceptable limits. In this study, the stabilization levels of activated sludge samples

generated from different full scale domestic and industrial wastewater treatment

plants were investigated. Anaerobic and aerobic stabilization tests were further

applied in order to decrease organic contents of sludges on the basis of Volatile

Suspended Solids (VSS) and Total Organic Carbon (TOC) analysis. A correlation

between the loss of heterotrophic biomass activity and VSS destruction were found

using modeling and respirometric evaluation under aerobic stabilization. During

aerobic and anaerobic stabilization; VSS, SS, TOC/DOC values have leveled off to

the values to give similar removal efficiencies to those cited in the literature.

Moreover, another indicator parameter for sludge stabilization, namely, the specific

VSS removal is also determined to be in the range cited in the literature as stabilized

sludge. Despite of the good removal efficiencies obtained for organic matter during

stabilization, none of the sludges used in this study qualified as “Non-hazardous

waste” as specified in “Regulation for Control of Hazardous Substances” Appendix

11A.

1

1. GİRİŞ

1.1. Çalışmanın Anlam ve Önemi

Evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesisi çamurlarının yönetimi Türkiye’de hem

çevresel açıdan hem de teknik uygulamaları açısından çözüm bekleyen en önemli

sorunlardan biridir. Biyolojik proseslerin atıksuların arıtılmasında en etkili

yöntemlerden biri olmasına ve çevre üzerinde minimum etkileri sağlamaya yönelik

gelişmelere açık olmasına rağmen çok büyük miktarlarda atık çamur üretmesi önemli

dezavantajıdır. Kullanılan arıtma tekniklerine bağlı olarak çamur içindeki

kirleticilerin kontrolü de önem kazanmaktadır. Evsel ve endüstriyel arıtma

tesislerinden çıkan fazla çamurların atık çamur keki şeklinde nihai bertarafa

verilmeden önce mutlaka arıtılması gerekmektedir. Arıtma tesislerinin tasarımı

sırasında çamur sorunu önceden dikkate alınıp çamurlar için en uygun bertaraf

metodu seçilmelidir. Özellikle katı atık depolama alanına gönderilen atık çamur

kekinin tehlikeli atık özelliği taşıyıp taşımadığı dikkate alınmalı ve içerdiği

kirleticilerin su döngüsüne katılması önlenmelidir. Depolamaya uygunluğu açısından

atık çamurun karakterizasyonu tek başına yeterli olmayabilir.

Türkiye’de, organize sanayi bölgelerinde oluşan çamurun %56’sı depolama

alanlarında kullanılmaktadır. Organik kimyasalların ve toksik metallerin yüzey ve

yer altı sularına olası sızıntılarını önlemek üzere son yıllarda Türkiye’de, yeni çamur

uzaklaştırma yönetmelikleri geliştirilmiştir. Yönetmelikler çamurun kendisinde ve

eluatında kimyasal karakterizasyona göre arıtma çamurlarını inert çamur, tehlikeli

olmayan çamur ve tehlikeli çamur olmak üzere 3 gruba ayırmıştır. Çamur

sınıflandırmasında pek çok parametre kullanılmasına rağmen, bir çok arıtma çamuru

toplam organik karbon (TOK) ve/veya çözünmüş organik karbon (ÇOK) (eluatta)

değerleri ile tehlikeli olarak değerlendirilmekte ve bu durum çamurların depolama

alanına kabulünü imkansızlaştırmaktadır. Bu nedenle, arıtma çamurlarının organik

karbon seviyeleri şu anda Türkiye’de çamur yönetiminde kritik parametre olarak

değerlendirilmektedir. Uygulanan çamur stabilizasyon teknolojileri, çamurların

2

TOK/ÇOK seviyelerini kabul edilebilir limitlere düşürmekte yetersiz kalmaktadır.

Türkiye’nin Avrupa Birliği’ne uyum sürecinde atıksu arıtımı için geliştirilen sıkı

yönetmeliklerine bağlı olarak hem evsel hem de endüstriyel atıksu arıtma

tesislerindeki artış, gelecekte Türkiye için daha fazla çamur bertarafını ve bu bertaraf

uygun şekilde yapılmazsa, çevre ve sağlık problemlerini gündeme getirecektir.

1.2. Çalışmanın Amacı ve Kapsamı

Bu çalışmanın amacı tam ölçekli evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesislerinden

kaynaklanan farklı arıtma çamurlarının stabilizasyon seviyelerinin belirlenmesidir.

Bu çalışma kapsamında, uçucu askıda katı madde (UAKM) ve TOK/ÇOK analizleri

esas alınarak çamurların organik madde içeriğini azaltmak için konvansiyonel

aerobik ve anaerobik stabilizasyon metotları uygulanmıştır. Seçilen tam ölçekli evsel

ve endüstriyel atıksuları arıtan aktif çamur tesislerinden kaynaklanan arıtma

çamurlarının, stabilizasyon seviyeleri açısından değerlendirilmesi yapılmış ve bu

seviyeyi belirlemek için deneysel bir yöntem geliştirmeye çalışılmıştır. Ayrıca,

aerobik stabilizasyon ile heterotrofik biyokütle aktivitesinin azalması ve UAKM

giderimi arasındaki ilişkiye modelleme araçları ile ulaşılmıştır.

3

2. LİTERATÜR ÇALIŞMASI

2.1. Arıtma Çamurları

Atıksu arıtımı sonucu ortaya çıkan sıvı ya da yarı katı halde kokulu atıklar “arıtma

çamuru” olarakadlandırılır. Çamurun sadece küçük bir kısmı katı madde, önemli bir

kısmı ise su olduğu için arıtma çamurları büyük hacimler işgal eder. Arıtma

çamurları uygulanan arıtma tekniğine bağlı olarak ağırlıkça %0,5 ile %12 arasında

katı madde içerir (Spinosa ve Vesilind, 2001). Büyük hacimlerde çamur oluşumunun

yanı sıra, arıtma sonucu giderilen kirleticilere bağlı olarak çamurun işlenmesi ve

bertarafı atıksu arıtımının en karmaşık problemlerindendir. Biyolojik arıtma sonucu

oluşan ve uzaklaştırılması gereken çamur bozunma ve kokuşma eğilimindedir.

Atıksu arıtma tesislerinde üretilen çamurun miktarı ve karakteristikleri atıksuyun

bileşimine, kullanılan atıksu arıtma tekniğine ve çamura uygulanan arıtma tipine

bağlıdır. Tesise giren atıksu bileşimindeki değişimlerden ve arıtma proseslerindeki

değişimlerden dolayı üretilen çamurun karakteristikleri aynı tesis içinde bile yıllık,

mevsimlik ve hatta günlük olarak değişebilmektedir (Ünlü ve Tunç, 2007).

Çökebilen katı maddelerin oluşturduğu “ön çökeltme çamurları”, kimyasal arıtma ve

koagülasyon sonucu oluşan “kimyasal çamurlar”, biyolojik arıtma sonucu oluşan

“biyolojik çamurlar” ve içme suyu arıtma işlemleri sonucu oluşan çamurlar arıtma

çamur türlerini oluştururlar. Ön çökeltim tankı tabanında toplanan maddeler “ham ön

çökeltme çamuru” olarak adlandırılır. Ham ön çökeltme çamurunun katı madde

içeriği %4-10’dur (İleri, 2000).

Biyolojik arıtma sistemlerinde yaygın olarak kullanılan aktif çamur sisteminde

oluşan mikroorganizma miktarı, sistem için gerekli olan miktarı aştığında fazla katı

maddelerin sistemden atılması gerekir. Bu biyolojik atık, “atık (fazla) aktif çamur”

olarak bilinir ve arıtma tesisi için problem oluşturur. Biyolojik arıtma sistemlerinde

ön çökeltme tanklarından alınan çamurlar organik madde içeriği yüksek katılardan

4

oluşurken, son çökeltme tankından çıkan çamurlar ise, aktif çamur tankında gelişen

biyolojik kütleden kaynaklanmaktadır. Atık aktif çamurların büyük bir çoğunluğu su

olup çamur sadece %0,5-2 oranında katı madde içerirler. Bu çamurların

yoğunlaşması ve susuzlaşması ön çökeltme çamurundan daha zordur. (OSBÜK-

Arıtma, 2007).

Çamuru arıtmanın amacı çamurun hacmini ve su içeriğini azaltmak, çamuru

stabilize etmek ve içerdiği patojen organizmaları gidermektir. Çamur arıtımı için pek

çok arıtma metodu vardır. Evsel atıksu arıtma tesislerinde çamur genellikle;

yoğunlaştırma, stabilizasyon, şartlandırma, susuzlaştırma ve uzaklaştırma gibi ardışık

arıtmadan oluşan kademelerde işlenilmektedir. Atıksu arıtma tesisinde üretilen

çamur fazla miktarda su içerdiğinden hacmini ve dolayısıyla sonraki arıtma

kademelerinin maliyetini azaltmak için yoğunlaştırılmalıdır (İleri, 2000).

Çamur kurutma yatakları tipik olarak çürütülmüş (stabilize olmuş) çamuru

susuzlaştırmak için kullanılmaktadır. Kurutmadan sonra katılar ya düzenli depolama

alanında bertaraf edilmekte ya da toprak şartlandırıcısı olarak kullanılmaktadır.

Toplanan sızıntı suyu arıtma tesisine geri döndürülmekte ve arıtılmaktadır. Çamur

kurutma yataklarının temel avantajları düşük maliyet, seyrek bakım ihtiyacı ve

kurumuş üründe yüksek katı içeriğidir. Temel dezavantajları ise büyük yer ihtiyacı,

iklim değişimlerinin kurutma karakteristiklerine etkileri, böcekler ve potansiyel

kokulardır. Atıksu arıtma tesislerinde oluşan çamurların iyi bir şekilde kuruması için

çok iyi stabilize olmuş olması gerekir (Ünlü ve Tunç, 2007).

2.2. Çamur Stabilizasyonu

Çamur stabilizasyonu, başlıca patojenlerin azaltılması, istenmeyen kokunun

giderilmesi ve kokuşmanın önlenmesi amaçlı gerçekleştirilir. Mikroorganizmaların

çamurda aktif kalması durumunda patojenlerin varlığını sürdürmesi, koku açığa

çıkması ve bozunmanın oluşması çamur uzaklaştırmasında problem teşkil ederler.

Dolayısıyla, çamurun uçucu bileşeninin stabilizasyonu gerekmektedir

(Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Stabilizasyon atıksu arıtımında tanımlanması en zor kavram olması nedeni ile, çamur

uzaklaştırması için çoğunlukla uygun olmayan, irrasyonel veya amaç dışı

5

standartlara neden olur. Hangi çamur stabilizasyon türünün hangi tesislere

uygulanacağının yönetmeliklerce belirlenmesi gerekmektedir. Ayrıca

yönetmeliklerin çamur stabilizasyon proseslerinin etkinliğini nasıl ölçeceği de

önemlidir. Çamur stabilizasyonunun ölçümü için tek bir yöntem yoktur. Bazı

araştırmalar stabilizasyon prosesinin etkinliğinin tayini için deneysel yöntemle

belirlenen uçucu katı madde giderimini baz alır. Ancak, çamur uzaklaştırılmasında

problem sadece uçucu katı maddenin kendisi olmadığından stabilizasyon ile

sağlanmaya çalışılan yegane sonuç uçucu katı madde giderimi değildir. Uçucu katı

madde giderimi ile birlikte hem çamurun yapısında bulunan patojen organizmalar

hem de kokunun giderilmesi sağlanır (Spinosa ve Vesilind, 2001).

Stabilizasyon prosesi, uçucu kimyasalların biyolojik olarak parçalanması ve kimyasal

oksidasyonu; mikroorganizmaları inhibe etmek üzere çamura kimyasal ilavesi;

çamurun sterilizasyonu veya dezenfeksiyonu için ısı uygulaması işlemlerini

içerebilir. Dolayısıyla, çamur stabilizasyonunda kullanılan başlıca teknolojiler;

- Kireç stabilizasyonu,

- Isıl işlem,

- Kompostlaştırma

- Anaerobik (havasız) stabilizasyon,

- Aerobik (havalı) stabilizasyon,

olarak sıralanabilir.

Kireç Stabilizasyonu

Atık çamurda bulunan mikroorganizmaların giderilmesi için uygulanan metotlardan

biri alkali bir materyal kullanılmasıdır. Kireç stabilizasyonunda atık çamurda pH’ın

12 ve daha üzerinde olmasını sağlayacak şekilde kireç ilavesi yapılır. Yüksek pH ile

kokuya neden olan ve vektörlerin gelişimini sağlayan mikrobiyal reaksiyonlar

engellenmektedir (Tchobanoglous ve diğ., 2003). Maliyeti oldukça düşük olan kireç

stabilizasyonu prosesi sonucunda susuzlaştırılması kolay bir çamur oluşur. Ancak

oluşan çamur kireç ilavesi dolayısıyla kimyasal olarak kararlı değildir ve büyük

hacimler teşkil eder (Salter Kesar, 1999).

6

Isıl İşlem

Hem çamur susuzlaştırma hem de çamur stabilizasyonu proseslerinde kullanılan ısıl

işlem, çamurun yüksek basınç altında kısa süreli ısıtılmasını içerir. Sterilize edilen ve

susuzlaştırılan çamurun katı madde içeriği %30-50 arasında değişir. Yüksek yatırım

maliyeti gerektiren ısıl işlemler sonucunda oluşan üst faz su (süpernatant) yüksek

miktarda organik madde ve besi maddesi içerir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Kompostlaştırma

Son yıllarda artan çamur keki uzaklaştırma gereksinimleri ve yeni yürürlüğe giren

sıkı hava kirliliği yönetmelikleri, önemli bir çamur yönetim seçeneği olan

kompostlaştırmanın gelişimini hızlandırmıştır. Kompostlaştırma sonucunda uçucu

katı maddelerin yaklaşık olarak %20-30’u karbon dioksit ve suya dönüştürülür.

Sıcaklığın 50-70˚C’lere ulaştığı bu proseste patojenler etkin bir şekilde giderilir.

Uygun olarak kompostlaştırılan arıtma çamurları tarımda veya bahçe

düzenlemelerinde kullanılabilir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Çamur stabilizasyonunda kullanılan aerobik ve anaerobik çürütme ile ilgili geniş

bilgi aşağıda verilmektedir.

2.2.1. Aerobik Çamur Çürütme

Arobik çürütme işlemi temel olarak, üstü açık reaktörlerdeki çamurun

havalandırılmasına ve biyolojik olarak parçalanabilir maddelerin yeni hücresel

materyalleri oluşturması ve devamında bu materyallerden bazılarının oksidasyonuna

dayanır (Spinosa ve Vesilind, 2001). Aerobik çamur çürütmenin en önemli

hedeflerinden biri olan katı madde miktarının azaltılması, çamurun biyolojik olarak

ayrışan bileşeninin giderilmesi ile mümkündür. Aerobik çamur çürütmede uçucu katı

madde giderimi %35-50 arasında değişmektedir.

Anaerobik çürütücü ile karşılaştırıldığında aerobik çürütmenin avantajları aşağıda

verilmiştir (Tchobanoglous ve diğ., 2003):

- Üst faz suda daha düşük konsantrasyonlarda organik madde vardır.

7

- Çürütmenin son ürünü ekonomik değeri olan, kokusuz, humus benzeri,

biyolojik olarak kararlı bir malzemedir.

- İşletmesi daha kolaydır.

- Yatırım maliyeti daha düşüktür.

- Besi maddesi içeriği zengin çamurların arıtımı için uygundur.

Anaerobik çürütücüye göre dezavantajları ise aşağıdaki gibidir (Tchobanoglous ve

diğ., 2003):

- Enerji geri kazanımı yoktur.

- Sürekli havalandırma gerektiren bu proses enerji masraflarından dolayı daha

maliyetli olabilir.

- Çürümüş çamurun susuzlaştırma karakteri daha zayıf olabilir.

- Proses sıcaklık, yer, tank geometrisi, giriş çamurundaki katı madde miktarı,

karıştırma/havalandırma ekipmanlarının kalitesi ve tank yapı malzemesinin

türü gibi çeşitli parametrelerden büyük oranla etkilenir.

Konvansiyonel aerobik çamur çürütücü, yüksek saflıkta oksijenli aerobik çürütücü ve

ototermal aerobik çamur çürütücü en çok kullanılan aerobik çamur çürütücülerdir.

Konvansiyonel aerobik çamur çürütücülerinin tasarımında dikkate alınması gereken

başlıca faktörler sıcaklık, katı madde (KM) giderimi, tank hacmi, katı madde

konsantrasyonu, oksijen gereksinimi, karıştırma için enerji ihtiyacı ve proses

işletmesidir. Düşük sıcaklıklar çürümeyi yavaşlatırken, yüksek sıcaklıklar prosesi

hızlandırır. Nitrifikasyon dahil hücre dokusunun tam bir oksidasyon için oksijen

gereksinimi biyokütle başına 2,3 kg/kg’dır.

Yüksek saflıkta oksijenli aerobik çürütücü özellikle soğuk iklimin hüküm sürdüğü

yerlerde uygulanmaktadır çünkü bu çürütücü artan biyolojik aktivite hızına ve

prosesin ekzotermal yapısına bağlı olarak ortam sıcaklığındaki değişimlere karşı

hassas değildir. Çürütme sonucu oluşan çamur keki ve geri devir akımları

8

konvansiyonel aerobik çürütücü ile benzerdir. Bu sistemin en önemli dezavantajı

yüksek saflıkta oksijen gereksiniminin yüksek maliyetidir (Metcalf & Eddy, 2003).

Patojen gideriminin artan önemi, günümüzde tesislerin çoğunluğunun ototermal

termofilik çamur çürütücü olarak tasarlanmasına neden olmaktadır. 45-65˚C

sıcaklıklarda işletilen ototermal çamur çürütücülerin en büyük avantajı potansiyel

patojenlerin etkin giderimidir. Son yıllarda sistem ısısını daha az kaybederek işletme

maliyetlerini düşüren teknolojiler geliştirilmiştir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Konvansiyonel Aerobik Çamur Çürütme Modelleri

Aerobik çürütme için gerçekleştirilen ilk modelleme çalışmalarında, prosesler uçucu

çamur konsantrasyonu ile ilgili birinci derece kabulü ile tasarlanmıştır. Ancak bu

modeller, uçucu katı maddedeki azalmanın biyokimyasal aktivite ile

ilişkilendirilememesinden dolayı başarılı olamamıştır. Aerobik çürütme için

geliştirilen sonraki modellerde çamurun aktif olan ve olmayan kısmı arasında bir

ayırım yapılmıştır. Aerobik çürütmenin sadece aktif çamur bileşenini etkilediği ve

birinci dereceden bir bozunmanın olduğu kabul edilmiştir (Marais ve Ekama, 1976).

Marais ve Ekama modeli, aktif çamurun aerobik ortamlarda stabilizasyonunun içsel

solunum ile gerçekleştiği savına dayanmaktadır.

Marais ve Ekama modelinin geçerliliğini tetkik etmenin bir zorluğu, bir örnekteki

aktif biyokütle konsantrasyonunun doğrudan tayin edilememesidir. Ancak Marais ve

Ekama aerobik stabilizasyonu uçucu askıda katı madde (UAKM) ve aktivitenin bir

göstergesi olan oksijen tüketim hızı (OTH) parametreleri ile ilişkilendirmiştir.

Haandel ve diğ. (1998) ise Marais ve Ekama modelini değerlendirmek için aerobik

stabilizasyonda nitrat ve alkalinite parametrelerini kullanmıştır. Aerobik

stabilizasyonda sıcaklığın çok düşük olmadığı durumlarda bozunan aktif çamurda

amonyağın ve organik azotun oksitlenmesi sonucu nitrat üretilmekte ve bunun

sonuncunda alkanite tüketilmektedir. Bu durumda, Haandel ve diğ. (1998) Marais ve

Ekama modelinin geçerliliğini doğrulamak için dört değişken olduğunu

belirtmektedirler.

Kesikli çürütücüler çürütme modelinin tetkiki için uygun olmakla birlikte pratikte

aerobik çürütme için kesikli çürütücüler yerine bir veya daha fazla tam karışımlı

9

çürütücü tercih edilmektedir. Aerobik çürütücüler, genellikle seri koşullarda

işletilmekte olup fazla çamurun aktif çamur sisteminden atıldığı zamanlarda, kesikli

beslemeye tabi tutulmaktadır. Çamur kompozisyonu ve tanımlanabilir

organizmaların varlığı seri olarak kullanılan aerobik çürütücülerde değişiklik

gösterir. Ancak böyle bir çürütücü sisteminde bozunma katsayısı sabit olup kesikli

çürütücüdeki değer ile aynıdır (Haandel ve diğ, 1998).

Aerobik çürütme teorisi ayrıca aerobik olarak çürütülmüş çamurun stabilizasyon

seviyesinin belirlenmesi için uygun parametrenin geliştirilmesi için de kullanılabilir.

Spesifik Oksijen Tüketim Hızı (SOTH) ve Biyokimyasal Oksijen İhtiyacı

(BOİ)/UAKM oranının da bu amaçla kullanılabileceği ifade edilmiştir.

Konvansiyonel Aerobik Çürütme

Aerobik çürütmede de, aktif çamur prosesinde olduğu gibi kullanılabilir besi maddesi

(substrat) giderildiği için, mikroorganizmalar hücreleri için gerekli enerjiyi

sağlayabilmek için kendi protoplazmalarını tüketmeye (içsel solunum) başlarlar.

Hücre dokusu aerobik olarak oksitlenerek karbon dioksit, su ve amonyağa dönüşür.

Hücre dokusunun ancak %75-80’i oksitlenebilir olup geri kalan %20-25’lik kısmı

inert ve biyolojik olarak ayrışmayan organik bileşiklerden oluşmaktadır. Biyolojik

olarak ayrışmayan uçucu katı maddeler (UKM) aerobik çürümeden sonra son ürün

olarak çamurda kalmaya devam ederler. Prosesin ileriki aşamalarında amonyak

oksitlenerek nitratı oluşturur ve hidrojen iyonu konsantrasyonu artar. Bu durumda

çamurun tamponlama kapasitesi yeterli değilse, pH düşer. Her 1 kg oksitlenen

amonyak başına yaklaşık olarak 7 kg alkalinite (CaCO3) tüketilir. Çözünmüş oksijen

1 mg/L’nin altına düşerse nitrifikasyon oluşmaz (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Çürütücüdeki biyokütlenin formülü C5H7NO2 olarak düşünülürse aerobik

stabilizasyon esnasındaki biyokimyasal değişimler aşağıda verilen denklemlerle ifade

edilebilir:

Biyokütle giderimi:

C5H7NO2+ 5O2 � 4CO2 + H2O + NH4+

+ HCO3- (2.1)

10

Nitrifikasyon:

NH4+ + 2O2 � NO3

- + 2H+ + H2O (2.2)

Nitrifikasyonla birlikte toplam denklem:

C5H7NO2 + 7O2 � 5CO2 + 3H2O + HNO3 (2.3)

Denitrifikasyon:

C5H7NO2 + 4NO3- + H2O � NH4

+ + 5HCO3- + 2NO2 (2.4)

Toplam nitrifikasyon/denitrifikasyon denklemi:

2C5H7NO2 + 11,5O2 � 10CO2 + 7H2O +2N2 (2.5)

Atık aktif çamurun aerobik çürütülmesine uygun bir tanım verebilmek için canlı

organizmaların üretimi ve aerobik çürütmeden sorumlu aktif çamur fraksiyonunu

(Xa) ve bunlarla yükümlü olmayan aktif olmayan çamur fraksiyonunu (Xna)

birbirinden ayırmak gerekmektedir. Aerobik çürütmeyi başarıyla öngören modeller

(Marais ve Ekama ile Benefield ve Randall modelleri) 2 temel varsayıma

dayandırılmıştır: Aktif çamurun birinci derece proses olarak bozunması ve bir kısım

bozunmuş aktif çamurun mineralize olması. Fakat içsel kalıntı olarak adlandırılan

geri kalan kısım, biyolojik olarak ayrışmayan katı maddeden oluşmaktadır.

Bozunmuş aktif çamurun sabit bir fraksiyonu içsel kalıntı haline gelmiştir.

Bozunmuş aktif çamur;

rd = -(dXa/dt)d = bhXa (2.6)

olarak ifade edilebilir. İçsel kalıntının üretimi ise;

(dXe/dt)d = -f(dXa/dt)d = fbhXa (2.7)

olarak yazılabilir. Burada;

Xa: Aktif çamur konsantrasyonu

Xe: İçsel kalıntı üretimi

bh: Bozunma sabiti

11

f: Bozunan aktif çamurun içsel kalıntıya dönüşen fraksiyonu

t: Çürütme zamanıdır.

Çürütme anında kesikli reaktörde çamurun yukarıda verilen parametrelerin

değişimini gözlenerek modelin uygunluğu tahkik edilebilir ve bozunma sabitinin (bh)

değeri ile içsel kütle fraksiyonu (f) hesaplanabilir.

Kesikli çamur sisteminde çürütme esnasındaki nitrat konsantrasyonunun değişimi

uçucu çamurun fn = 0.1 mgN·mg-1 UAKM olarak bir fraksiyonudur ve çamur

mineralize olduğu zaman, azot sıvı faza geçer ve genellikle aerobik koşullarda

nitrifikasyon gerçekleşir. Bu durumda, kesikli çamur siteminde UAKM düşüşü ile

nitrat artışı arasında doğrudan bir ilişki vardır:

Nn - Nni = fn (Xvi - Xv) (2.8)

Böylece:

log (Nn∞ - Nn) = log[fn(1-f)Xai] - 2.3bht (2.9)

Benzer olarak, alkalinite değişimi aktif çamur bozunması ile ilişkilendirilebilir: Azot

salındığında ve organik azot nitrata dönüştüğü zaman alkalinite değişimi aşağıda

verilen reaksiyon denkliği ile hesaplanabilir:

RNH2 + 2O2 � ROH + NO3- + H+ (2.10)

Eşitlik (2.10)’de görüldüğü gibi bir mol nitrat (14 g N) üretildiğine 1 ekivalen ya da

50 g CaCO3 kadar asit üretimi vardır. Böylece, nitrifiye olan mg/L N başına 50/14 =

3,57 mg/L CaCO3 kadar alkanite tüketimi vardır.

Bu nedenle;

log (Alk - Alk∞) = log[3,57fn(1-f)Xai] – 2,3bht (2.11)

Eşitlik (2.9) ve (2.11), bir çamurun kesikli aerobik çürüme esnasında sırasıyla nitrat

konsantrasyonunu ve alkalinite değişimini tayin etmek için kullanılabilir.

12

Alternatif olarak, kesikli çamur sisteminin OTH’ı bozunma sabitinin tayini için

kullanılabilir. Bu durumda, bozunmuş organik maddenin oksidasyonu ve

nitrifikasyon için kullanılan oksijen bulunabilir. Organik maddenin oksidasyon hızı:

OURc = fcv(1-f)(dXa/dt)d = fcv(1-f)bhXa = fcv(1-f)bhXaiexp(-bht) (2.12)

olarak hesaplanabilir. Mineralize olmuş çamur kütlesi başına bir fn azot salımı

olduğunun ve nitrifikasyon prosesinde 4,57 mgO·mg-1N stokiyometrik ihtiyacının

bilinmesiyle:

OURn = 4,57fn(dXa/dt)d = 4,57fn(1-f)bhXaiexp(-bht) (2.13)

bulunabilir.

Böylece, toplam OTH:

logOURt = log(OURc+OURn) = log[(fcv+4.57fn)(1-f)bhXai] – 2,3 logbht (2.14)

olarak ifade edilebilir.

(2.8), (2.9), (2.11) ve (2.14) eşitlikleri birbirinden bağımsızdır ver her biri aerobik

koşullar altında atık aktif çamurun kesikli sistemdeki bozunma sabitinin tayini için

kullanılabilir. Deneysel çalışmalarla bu dört parametrenin aynı bozunma sabiti ile

sonuçlandığı ifade edilmiştir (Orhan ve Artan, 1992).

2.2.2. Anaerobik Çamur Çürütme

Çamur stabilizasyonu için kullanılan en eski proseslerden biri olan anaerobik

çürütme, organik ve inorganik maddelerin havasız ortamda parçalanması olarak

tanımlanabilir. Anaerobik çürütme, evsel ve endüstriyel atıksuların arıtımı sonucu

oluşan çamurların stabilizasyonunda yaygın olarak kullanılmaktadır. Proses

tanımında ve kontrolünde, tankların boyutlandırılmasında, ekipmanların tasarımında

ve işletilmesinde büyük ilerlemeler kaydedilmiştir. Enerji korunumu ve kazanımının

yanı sıra atık arıtma çamurlarının faydalı kullanımına olanak sağlayan anaerobik

çürütme çamur stabilizasyonunda halen hakim proses olarak değerlendirilmektedir.

Evsel atıksu arıtımından kaynaklanan çamurların anaerobik çürütülmesi sonucu

oluşan biyogaz tesis işletmesi için gerekli enerjinin büyük bir çoğunluğunu

karşılamaktadır (Tchobanoglous ve diğ., 2003). Stabilizasyon esnasında birçok

13

patojenik mikroorganizma zararsız hale getirilmektedir. Anaerobik stabilizasyon ile

oluşan son ürün toprak şartlandırıcısı veya gübre olarak kullanılabilen stabil bir

çamurdur (Öztürk, 2007). Ayrıca uzaklaştırılması gereken çamur hacimleri oldukça

düşük hacimlerdir.

Anaerobik çamur çürütmenin diğer çamur stabilizasyon işlemlerine göre avantajları

aşağıda verilmiştir (Spinosa ve Vesilind, 2001):

- Proses sonucu oluşan metan gazının kalorifik değeri yüksek olduğundan

birçok arıtma tesisinde enerji kaynağı olarak kullanılabilmektedir. Üretilen

enerji çamur çürütücülerin ısıtılmasında ve reaktör karıştırılmasında

kullanılmaktadır.

- Ham çamurdaki katı madde gideriminin %25-50 civarında olması çamur

uzaklaştırma maliyetini düşürmektedir.

- Anaerobik çürüme sonrası oluşan stabilize olmuş çamur kokusuzdur ve

kokuşma gerçekleşmeksizin depo edilebilir. Organik maddelere ilave olarak,

azot, fosfor ve diğer besi maddelerini de içeren bu çamur toprağın verimini

artırır.

- Bekletme süresi daha uzun olduğu için patojenlerin büyük bir kısmı zararsız

hale gelir.

Anaerobik çamur çürütmenin başlıca dezavantajları ise aşağıdaki gibidir (Spinosa ve

Vesilind, 2001):

- Besleme için pompalar, çamur karışımı, ısı değiştiriciler ve gaz karışımı için

kompresörler ile donatılmış büyük ve ağzı kapalı tanklar daha yüksek yatırım

maliyeti gerektirir.

- Metan üreten bakterilerin sürdürülebilirliği için 10 günden daha fazla

bekletme sürelerine ihtiyaç duyulur.

- Çürüme sonrası oluşan üst faz suda (süpernatant) askıda katı madde,

çözünmüş ve partikül organik maddeler, azot, fosfor ve diğer bileşikler

bulunmaktadır. Bu geri devir akımı, atıksu arıtma tesisinin katı madde

yükleme oranını, oksijen ihtiyacını ve besi maddesi yükünü artırır.

-

14

Anaerobik Sistemlerde Dönüşüm Prosesleri

Anaerobik arıtma sistemlerinde organik maddelerin oksijensiz ortamda ayrışması

temel olarak 3 aşamada gerçekleşir: Hidroliz, asit üretimi ve metan üretimi. Bu

aşamaların açıklamaları aşağıda verilmiştir (Haandel ve Lettinga, 1994). Şekil 2.1’de

anaerobik arıtmada dönüşüm prosesleri gösterilmiştir.

Hidroliz: Bu proseste kompleks yapılı partiküler maddeler fermentasyon bakterileri

tarafından daha düşük moleküler ağırlıklı çözünmüş bileşiklere dönüştürülür.

Proteinler amino asitlere, karbonhidratlar çözünmüş şekerlere ve yağlar uzun zincirli

doymuş asitlere ve gliserine dönüştürülür.

Asit Üretimi: Çözünmüş bileşikler, birçoğu zorunlu fakültatif fermantasyon bakteri

grubu (asit üreten bakteriler) tarafından uçucu yağ asitleri, alkoller, laktik asit gibi

basit yapılı organik bileşiklere ve karbon dioksit, hidrojen, amonyak ve hidrojen

sülfür gazı gibi mineral bileşiklere dönüştürülür. Ayrıca, literatürde asetojen üretimi

olarak da geçen bir diğer aşamada asit üretim fazının ürünleri, metan üretimi için

asetat, hidrojen ve karbon dioksit gibi son ürünlere dönüştürülür.

Metan Üretimi: Bütün çürütme prosesinde hız sınırlayıcı olan metan üretimi fazında

bir grup metan bakterisi tarafından asetatın karbon dioksit ve metan gazına

dönüşümü ya da hidrojen ve karbon dioksitinin metan gazına dönüşümü söz

konusudur

15

Şekil 2.1: Anaerobik arıtmada dönüşüm prosesleri

Çevresel Faktörler

Anaerobik çürütme prosesinde çamur bekletme süresi (çamur yaşı), hidrolik

bekletme süresi, sıcaklık, alkalinite, pH, inhibisyona neden olan maddelerin varlığı

ile besi maddelerinin ve iz metallerin biyolojik olarak kullanılabilirliği en önemli

çevresel faktörler olarak verilmektedir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Çamur ve Hidrolik Bekletme Süreleri

Anaerobik çürütücü boyutlandırılması, tam karışımlı reaktörlerde UAKM’nin önemli

miktarlarda giderimi için gerekli bekletme süresinin sağlanmasına dayanmaktadır.

Hidroliz, fermantasyon ve metan üretimi reaksiyonları doğrudan çamur yaşına

bağlıdır. Eğer çamur yaşı minimum çamur yaşından küçük olursa bakterilerin

çoğalma hızı düşer ve dolayısıyla çürütme prosesinin verimi azalır (Tchobanoglous

ve diğ., 2003). Hidrolik bekletme süresi ise metan ve sülfat bakterileri popülasyonu

açısından oldukça önemlidir (Atilla, 2002).

Asetat

Basit Organik Bileşikler (Şeker, aminoasit, peptit)

Uzun Zincirli Yağ Asitleri (Propiyonat, bütrat)

CH4, CO2

H2, CO2

Hidroliz

Asit Üretimi

%5

%10

%13 %17

%28 %72

%35

%20

Metan Üretimi

Kompleks Organik Bileşikler (Hidrokarbon, protein, yağ)

16

Sıcaklık

Sıcaklığın sadece mikrobiyal popülasyonun metabolik faaliyetleri üzerinde değil,

biyolojik atık çamurun gaz transfer hızı ve çökme karakteri gibi faktörler üzerinde de

etkileri vardır. Anaerobik çürümede sıcaklık hem metan üretim hem de hidroliz

hızlarına etki eder ve çürütme hızının tayininde önemli bir parametredir. Birçok

anaerobik çürütücü mezofilik sıcaklık aralığında (30-38˚C) işletilmek üzere

tasarlanır. Diğer sistemler termofilik sıcaklık aralığında (50-57˚C) işletilmektedir.

Yeni geliştirilen sistemlerde, mezofilik ve termofilik çürütmenin faklı aşamalardaki

kombinasyonu kullanılmaktadır. Metanojenler sıcaklık değişimlerine duyarlı

olduklarından işletme sıcaklıklarının seçimi kadar, sabit bir işletme sıcaklığının

sürdürülmesi de önemlidir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Alkalinite

Kalsiyum, magnezyum ve amonyum bikarbonatlar bir çürütücüde bulunan

tamponlama maddelerine birer örnektir. Çürütme prosesi ham çamur akımında

bulunan proteinlerin parçalanması ile amonyum bikarbonat oluşumunu sağlar.

Çürütücüdeki birincil alkalinite tüketici karbon dioksittir. Çürüme prosesinde karbon

dioksit fermantasyon ve metan üretimi aşamalarında üretilir. Çürütücüdeki kısmi gaz

basınca bağlı olarak, karbon dioksit çözünür ve alkalinite tüketen karbonik asiti

oluşturur. Gerekli alkalinite sodyum bikarbonat, kireç veya karbonatın ilavesi ile

sağlanabilir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

pH

Metan bakterileri ancak belirli bir pH aralığında (6,3-7,8) büyük bir hızla

çoğalabildiğinden anaerobik çürütücü içindeki pH değeri ve stabilitesi önemlidir.

Asidojenik popülasyon düşük veya yüksek pH değerlerine daha az duyarlı

olduğundan pH değişimi durumunda metanojenik fermantasyondan daha etkin

duruma gelir ki bu durum stabilizasyonun tamamen durması ile sonuçlanır (Haandel

ve Lettinga, 1994).

17

Uçucu Yağ Asitleri

Anaerobik reaktörlerin stabilitesini en çok etkileyen faktörlerden biri asidojen

bakterileri tarafından üretilen uçucu yağ asitlerinin (UYA’ların) sistemde

birikmesidir. Literatürde asetik asitin çok az inhibisyon etkisi olduğu ancak

propiyonik asitin spesifik konsantrasyonlarının anaerobik çürütme prosesi üzerinde

toksik etkileri olabileceği ifade edilmektedir (İnce, 2005). pH 6,0’ın altına

düştüğünde asidojenik aktiviteler daha baskın olacağından UYA’lar metana

dönüştürülemez ve anaerobik prosesi durdurabilir. Yapılan son araştırmalar uçucu

yağ asitlerinin inhibisyon etkisinin asit moleküllerinin çözünür formda olup

olmamasına bağlı olduğunu göstermektedir. Düşük pH’larda ortamda uçucu yağ

asitlerinin çözünmeyen formları bulunacağından metan üretimi

gerçekleşememektedir. Anaerobik reaktörlerde UYA konsantrasyonun genellikle 8-

300 mmol/L olması beklenir (Spinosa ve Vesilind, 2001).

Amonyak

Anaerobik çürütücülerde protein bileşiklerinden süratle amonyak oluşturulur. Serbest

amonyak (NH3), amonyum iyonlarından (NH4+) çok daha fazla toksik etki yaratır.

Serbest amonyağın ve amonyum iyonlarının konsantrasyonları pH ile değişir.

Amonyak toksisite eşik seviyeleri pH 7’in üzerindeki değerlerde çok artar.

Amonyum iyonları 1.500 mg/L’ye (NH4+-N) kadar tolere edilebilirken, amonyak 80

mg/L’nin altında tutulmalıdır. Ancak kararlı işletmelerde amonyak azotu

konsantrasyonunun aklimasyon ile 8.000 mg/L’ye kadar çıktığı gözlenmiştir

(Spinosa ve Vesilind, 2001).

Yukarıda bahsedilen faktörlere ek olarak sülfür ve ağır metaller gibi birçok madde

çok düşük değerlerde bile anaerobik çürütme hızını etkileyebilir. Sülfürler anaerobik

çürütücülerde sülfatların indirgenmesi ve proteinlerin parçalanması sonucu oluşur.

Sülfürler anaerobik çürütücünün pH’ına ve hacim başına oluşan gaz miktarına bağlı

olarak çözünmüş veya çözünmüş olmayan formda bulunabilir. Çözünmüş sülfür

konsantrasyonu 200 mg/L’yi aşarsa metan üreten bakteriler yüksek oranda

inhibisyona maruz kalırlar. Bu durum sistemin çökmesine neden olabilir. Çözünmüş

formdaki sülfür oldukça toksik olmasına rağmen sürekli işletme ve aklimasyon

çalışmaları ile bu etki tolere edilebilir. Sülfürler ağır metallerle birleşerek zararlı

18

etkisi olmayan çözünmeyen tuzlarını oluştururlar. Bu nedenle, ağır metal

toksisitesinin en önemli kontrol tekniklerinden birisi metallerin yeterli sülfür ile

çöktürülmesidir (Spinosa ve Vesilind, 2001). Sülfürler evsel atıksularda inhibisyon

etkisi gösterecek düzeyde değildir. Sisteme potansiyel olarak toksik edebilecek

sistemin girişindeki çözünmüş oksijenin varlığıdır. Oksijenin asit üretme fazında

oksidasyon metabolizmasında kullanılması ile sistem kendini tolere edebilir. Ancak

besleme yapılırken hava girişi önlenemez ise sistem performansı son bulur (Haandel

ve Lettinga, 1994). Endüstriyel atıksularda ise yer alan toksik element ve bileşiklere

örnek olarak krom, kromat, nikel, çinko, bakır, arsenik ve siyanür verilebilir.

Özellikle bakır, çinko ve nikelin düşük fakat çözünmüş konsantrasyonları anaerobik

çürütme prosesinde oldukça toksik etki yaratırlar (İnce, 2005).

Anaerobik Çürütücü Tipleri

Mezofilik Anaerobik Çürütücüler

Mezofilik anaerobik çamur çürütücülerin tek kademeli-yüksek hızlı, iki kademeli ve

ayrı çamur çürütücüler olmak üzere başlıca üç tip uygulaması vardır. Literatürde

çürütücü tipleri için kullanılan “yüksek hızlı” ve “standart hızlı” terimler bakteriyel

aktivite hızını değil çürütücüye uygulanan organik madde yüklemesini ifade

etmektedir (Atilla, 2002). Standart hızlı çamur çürütücüler geniş tank hacimlerine

ihtiyaç duyduğundan ve yeterli karışımın sağlanamaması nedeniyle nadiren

kullanılmaktadır (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Tek basamaklı-yüksek hızlı çürütücü

Isıtma, karıştırma ekipmanları, üniform besleme, besleme akımının yoğunlaşması tek

basamaklı-yüksek hızlı çürütme prosesini karakterize etmektedir. Bu tip proseste üst

faz su (süpernatant) ayırımı yoktur ve toplam katı madde %45-50 oranında

azaltılarak gaz olarak atılmaktadır. Dolayısıyla çürümüş çamurun katı madde

konsantrasyonu yarı yarıya azalmış olur (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

19

İki kademeli çamur çürütme

İki kademeli çürütmede, bir yüksek hızlı çürütücü ikinci bir tank ile seri olarak

birleştirilir. İlk tank ısıtılarak ve karıştırılarak çürütme amaçlı kullanılırken ikinci

tank genellikle ısıtılmaz ve esas olarak depolama amaçlı kullanılır. Anaerobik olarak

çürütülen çamurlar iyi çökmediği için, ikinci tanktan çekilen üst faz suyu yüksek

konsantrasyonda askıda katı madde içerebilir. Zayıf çökelme karakteristiği ilk

çürütücüdeki çürüme prosesinin tamamlanmamasına ve sonrasında ikinci tankta gaz

ve yüzen katıların oluşumuna neden olur (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Ayrı Çamur Çürütücü

Birçok atıksu arıtma tesisinde ön çökeltme ve biyolojik atık çamurların karıştırılarak

çürütüldüğü gözlenmektedir. Fakat çürütülmüş ön çökeltme çamurun katı-sıvı faz

ayırımı biyolojik atık çamurun çok az miktarlarda ilavesinde bile zorlaşabilir. Ayrı

çamur çürütme sistemlerinde birincil ve biyolojik atık çamurlar ayrı tanklarda

çürütülür. Dolayısıyla ön çökeltme çamurun susuzlaştırma karakteristiği artırılmış ve

çürütme için optimum proses koşulları sağlanmış olur. Ancak fosfor giderimin

yapıldığı biyolojik arıtma sistemlerden oluşan çamurların anaerobik çürütücülerde

fosforun yeniden çözünür hale gelmesi nedeni ile bu çamurların aerobik çürütülmesi

tercih edilir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Termofilik Anaerobik Çürütücüler

Termofilik çürüme, termofilik bakteriler için uygun koşullar olan 50 ve 75˚C

arasındaki sıcaklıklarda gerçekleşir. Biyokimyasal reaksiyon hızları sınırlandırıcı bir

sıcaklığa ulaşıncaya kadar her 10˚C’de iki kat arttığı için termofilik çürüme

mezofilik çürümeye göre daha hızlıdır. Termofilik çürüme, katı madde ve bakteriyel

giderimi artırır ve susuzlaştırma işleminin iyileşmesini sağlar. Termofilik çürütmenin

dezavantajları ise, ısıtma için yüksek enerji ihtiyacı, üst faz su (süpernatant)’da

yüksek çözünmüş katı madde konsantrasyonu, koku ve proses stabilitesinin az

olmasıdır. Hatta termofilik çürümede mezofilik çürümede olduğundan daha fazla

patojen giderimi olduğu halde ABD yönetmeliklerinde çamur keklerinin arazi

uygulamasında patojen giderimi için termofilik çürütme tavsiye edilmemektedir

(Tchobanoglous ve diğ., 2003).

20

Uçucu Katı Madde Gideriminin Hesabı

Gözlenen stabilizasyonun derecesi genellikle uçucu katı maddedeki yüzde giderim

ile ölçülmektedir. Uçucu katı maddedeki giderim ya çamur bekletme süresi (çamur

yaşı) ya da ham çamur yüklemesine bağlı bekletme süresi ile ilgilidir. Yüksek hızlı

tam karışımlı çürütücüde giderilen uçucu katı maddenin miktarı aşağıda verilen

ampirik denklem ile hesaplanabilir:

Vd = 13.7 ln (SRTd) + 18.9 (2.15)

Burada,

Vd: Uçucu katı madde giderimi, %

SRTd = Çürüme bekletme süresi, gün (15-20 gün)

olarak ifade edilir.

Anaerobik çamur çürütme stabilitesinin derecesi alkalinite ve uçucu yağ asidi

gideriminin günlük olarak ölçümleri ile de hesaplanabilir. Tablo 2.1.’de yüksek hızlı

tam karışımlı mezofilik anaerobik çamur çürütücü için hesaplanan uçucu katı madde

giderim yüzdeleri verilmiştir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Tablo 2.1. Yüksek hızlı tam karışımlı mezofilik anaerobic çamur çürütücü için

hesaplanan uçucu katı madde giderimleri yüzdeleri

Çürütme süresi, gün Uçucu katı madde giderimi, %

30 65,5

20 60,0

25 56,0

Gaz Üretimi

Anaerobik çürütücüden kaynaklanan gazın hacimsel olarak %65-70’i metan (CH4),

%25-30’u CO2 ve az bir kısmı ise azot (N2), hidrojen (H2), hidrojen sülfür (H2S), su

21

buharı ve diğer gazlardır. Çürütme prosesi esnasında oluşan metan gazının hesabı

aşağıda verilen eşitlik ile hesaplanabilir (Tchobanoglous ve diğ., 2003):

VCH4 = (0,35)[(S0-S) (Q) (10-3 g/kg)-1 -1.42Px] (2.16)

Burada,

VCH4: Standart koşullarda (0˚C ve 1 atm) m3/gün üretilen metan hacmi

0,35: Metan üretim miktarı için teorik olarak belirlenen dönüşüm faktörü, m3/gün

(0˚C sıcaklıkta 1 kg biyolojik olarak giderilen organik maddenin dönüşümünden)

Q: Debi, m3/gün

S0: Girişteki biyolojik olarak ayrışabilen KOİ konsantrasyonu, mgKOİ/L

S: Çıkıştaki biyolojik olarak ayrışabilen KOİ konsantrasyonu, mgKOİ/L

Px: Günlük üretilen net biyokütle, kg/gün

Geri devirsiz yüksek hızlı tam karışımlı çürütücü için günlük sentezlenen biyokütle

Px, aşağıda verilen denklik ile hesaplanabilir(Tchobanoglous ve diğ., 2003):

Px = YQ(S0-S) (10-3 g/kg)-1 / [1 + bh (θc)] (2.17)

Burada,

Y: Dönüşüm katsayısı, g UAKM/g KOİ

bh: İçsel solunum katsayısı, gün-1 (tipik değerleri 0,02-0,04)

θc: Çamur bekletme süresi, gün

olarak verilmektedir. Geri devirsiz tam karışımlı çürütücü için θc, hidrolik bekletme

süresi θh ile aynıdır.

Gaz üretimi uçucu çamur akımındaki katı madde içeriğine ve çürütücüdeki biyolojik

aktiviteye bağlı olarak geniş bir aralıkta dalgalanma gösterebilir. Toplam gaz üretimi

genellikle uçucu katı madde giderim yüzdesinden hesaplanmaktadır. Tipik değerler

22

giderilen uçucu katı maddenin kg’ı başına 0,75-1,12 m3 değerleri arasında

değişmektedir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).

Biyolojik Ayrışabilirlik

Biyolojik ayrışabilirlik genellikle, anaerobik çürütme esnasında hem KOİ hem de

UKM giderim yüzdesi olarak ifade edilmekte ve farklı kimyasal komposizyonlar ve

besin stoklarının yapısına bağlı olarak çeşitlilik göstermektedir. Birçok durumda

biyolojik ayrışabilirliğin bir çok değişkene bağlı olan literatür değerlerini kullanmak

yerine deneysel tayinleri tercih edilir. Biyolojik ayrışabilirlik deneyleri standart

koşullar altında besi maddesinin inkübasyonuna dayanan kesikli biyolojik analiz

metodu ile yürütülür. Besi maddesinin kalıcı fraksiyonunun ölçümünde (reaksiyon

süresi sonsuza yaklaştığı ve geri kalan KOİ’nin kalıcı (inert) olduğu için) ayrışabilir

kısmının tamamıyla metana ve karbon dioksite dönüştüğü kabul edilir (Spinosa ve

Vesilind, 2001).

Bir numunede KOİ’nin UKM ile kolerasyonu sağlanabilir. UKM biyogaz üretiminin

tahmininde kullanılabilmesine rağmen KOİ ve UKM arasındaki ilişki ampirik olarak

örnekten örneğe değişiklik gösterebilir. Örneğin karbonhidrat için KOİ/UKM oranı

1,1 iken proteinler için bu oran 1,5, yağlar için ise 2,9’dur. Bir evsel atıksu arıtma

tesisinde biyolojik atık çamur için KOİ/UKM oranı 1,35 ile 1,60 arasında, ön

çökeltme çamuru için 1,0 ile 1,6 arasında değişir. Bu nedenle, biyogaz üretiminin

tahmini KOİ ve TOK’a bağlı olarak hesaplandığında daha kesin bir sonuç

vermektedir (Spinosa ve Vesilind, 2001).

Biyolojik Ayrışabilirliğin Artırılması için Ön Arıtma Uygulamaları

Metan üretim prosesi genellikle askıda ve organik katı maddelerin hidroliz hızı ile

sınırlanır. Anaerobik çamur çürütmede etkin bir ön arıtma ile besi maddesinin

anaerobik bakteri tarafından kullanımı metan üretim potansiyelinin optimize edilmesi

ile artırılabilir. Hedef, sisteme verilen çamurun çürümesini hızlandırmak ve

ayrışmanın derecesini artırarak uzaklaştırılan çamurun hacmini azaltmak ve çürüme

prosesinin enerjik dengesini geliştirmektir. Partiküler substratların biyolojik

ayrışabilirliğinin artırılması ile besi maddesinin enzimler tarafından

kullanılabilirliğini kolaylaştırılır. Katı partiküllerin çamur içinde parçalanması

23

(dezentegrasyon) ve öğütülmesi, biyolojik ayrışmanın gerçekleştiği ve bakteri

hücreleri içeriğinin salındığı ve aktif enzimlerin bulunabileceği yerde yeni bir tabaka

yaratır (Spinosa ve Vesilind, 2001). Bu tür bir problemin birçok çözümü vardır:

- Mekanik yöntemler: Katı partiküllerin parçalanması ve öğütülmesi

- Kimyasal yöntemler: Kuvvetli mineral asit veya bazların kullanılması ile

kompleks yapılı organik maddelerin giderimi

- Termal ön-arıtma: Termal hidroliz çamurun partiküler fraksiyonunun önemli

bir kısmının çözülebilir ve daha az karmaşık yapılı moleküllere dönüşmesini

sağlayabilir.

Çamurun mekanik olarak parçalanması için geliştirilen yöntemlere örnek olarak

öğütücü, yüksek-basınç homojenleştiricileri ve ultrasonik parçalama verilebilir.

Mekanik ön-arıtmanın tam ölçekli teknolojiye uygulamalarının en önemli

dezavantajları yüksek maliyet ve proses kontrolünün zorluğudur (Spinosa ve

Vesilind, 2001).

Kimyasal ve termal arıtmanın problemleri ise, olası inhibisyona yol açacak

substratlarının olası oluşumu ile ilgilidir. Bu durum arıtma koşullarının önemini

artırmaktadır. Atık aktif çamurdan düşük biyogaz üretimi aktif çamur bakterilerinin

hücre duvarlarının ve hücre dışı biyopolimerlerin biyolojik ayrışabilirliğinin az

oluşundan kaynaklanmaktadır. Çamur yoğunlaştırmada atık aktif çamur

biyokütlesinin kısmi gideriminin tam ölçekli uygulaması liz-yoğunlaştırma santrifüj

prosesidir. Yoğunlaştırılmış çamur akımındaki hücrelerin parçalanması sadece

yoğunlaştırma işleminden sonra başlar. 1995 yılının sonlarında Norveç’te açılan ilk

tam ölçekli termal çamur arıtıma tesisi Cambi termal hidroliz işlemini

kullanmaktadır. Termal hidroliz çamurun 130-180˚C’lere kadar yaklaşık 30 dakika

buharbasıncı ile ısıtılması şeklinde uygulanmaktadır (Spinosa ve Vesilind, 2001).

2.2.3. Aerobik Çamur Çürütme ile İlgili Çalışmalar

Aerobik çamur çürütme üzerine yapılan çalışmalar daha çok çamur stabilizasyonu

seviyesinin belirlenmesi ile ilgilidir. Bu seviyenin belirlenmesinde UAKM ve KOİ

gideriminin yanı sıra çeşitli biyolojik ve enzimatik aktivite değerlendirmeleri

24

yapılmıştır. Ayrıca stabilizasyon esnasında nitrifikasyon prosesinin etkisinin

incelendiği çalışmalar da bulunmaktadır. Genellikle çevre sıcaklığında

gerçekleştirilen aerobik stabilizasyon çalışmalarına alternatif olarak mezofilik ve

termofilik sıcaklıkta çürütme örnekleri de verilmiştir. Evsel çamurlar ile endüstriyel

çamurların aerobik stabilizasyon proseslerinin karşılaştırılmasında bir örnek çalışma

da bulunmaktadır.

Oviedo ve diğ., (2005) aerobik çamur stabilizasyonun derecesini belirlemek için

fizikokimyasal ve mikrobiyolojik ölçümler ile enzimatik aktivite ölçümlerini

karşılaştırmışlardır. Bir evsel AAT’den alınan ön çökeltme çamurunun ve biyolojik

atık çamurun belirli oranda karıştırılmasıyla oluşan toplam çamurda kesikli deneyler

yürütülmüştür.

Fizikokimyasal parametreler arasında yer alan UKM giderimi 135. günün sonunda

%39,7 olarak bulunmuştur. Sistemdeki ayrışma prosesi ve içsel solunum prosesi

nedeni ile konsantrasyonunda düşüş gözlenen KOİ gideriminin 70. günden sonra

sabit kaldığı gözlemlenmiştir. 70. gün sonunda toplam KOİ gideriminin pratik olarak

değişmediği ve giderimin %42,8 olduğu belirlenmiştir. Yazarlar 70. günden sonra

ortamda KOİ konsantrasyonunun değişmemesinin ya biyolojik ayrışmaya dirençli

organik maddelerden ya da mikroorganizmalar tarafından ayrıştırılamayan organik

maddelerden dolayı olduğunu belirtmişlerdir.

Mikrobiyolojik ölçümlerden fekal koliform ve E. coli miktarlarının deneyin ilk

zamanlarında düştüğü ve 30. günden itibaren deney sonuna kadar sabit kaldığı

gözlemlenmiştir. Ancak patojenik bakteriler bir sonraki aşamalarda tekrar

canlanabileceği için mikrobiyolojik parametrelerin prosesin stabilizasyonunu ifade

edemeyeceği belirtilmiştir.

Enzimatik parametrelerden SOTH değerlerinin başlangıçta anoksik koşullardan

dolayı düştüğü ancak proses ilerledikçe oksijen üretimi ve besleme koşulları stabilize

olduğu için mikroorganizmaların gelişmesi ile deneyin 46.gününe kadar arttığı

gözlenmiştir. Bu noktadan sonra SOTH değerlerinin azalan solunum aktivitesine

bağlı olarak düştüğü ve 110. günün sonunda 1,5 mgO2/saat/TK değerine ulaştığı

belirtilmektedir. Hücresel solunum prosesleri ile ilişkili olan dehidrogenaz aktivitesi

(DHA) parametresindeki düşüş mikroorganizmaların ortam koşullarına adaptasyonu

25

ile açıklanmıştır. Aklimasyonun tamamlanmasıyla 46. güne kadar devam eden

mikroorganizma aktivitesindeki artış, o günden sonra hızla bir düşüşe geçmiştir.

Sistemdeki enerji rezervlerinin tüketimini temsil eden esteraz aktivitesindeki (EA) ilk

günlerdeki düşüş ise ortamda yeterli kaynakların olduğunun ve enerji rezervleri

kullanımına gereksinim olmadığının göstergesi olarak ifade edilmiştir. EA değerinde

mikroorganizmaların aklime olmasıyla en yüksek değeri aldığı 46. günden sonra

önemli bir düşüş gözlenmiştir. EA sonuçlarının SOTH ölçümlerini yansıttığı ve aynı

zamanda DHA ile benzer sonuçları gösterdiği belirtilmiştir.

Çalışmanın sonunda gram biyokütle başına alınan besi maddesi miktarını ifade eden

KOİ/TKM oranları ile DHA/EA oranları karşılaştırılmıştır. DHA/EA oranının 46.

günden sonra sabit kaldığı gözlenmiştir. KOİ/TKM ve DHA/EA oranının

stabilizasyon boyunca birbirine benzer şekilde seyretmiştir. KOİ/TKM oranının

stabilizasyon prosesinin verimliliği ile ilgili bilgi verebildiği ancak prosesin

etkilendiği mikroorganizmaların bir sonraki safhalardaki değişimini yansıtmadığı

belirtilmiştir. Sonuç olarak, çamurun metabolik düzeyini gösteren DHA/EA oranının

çamurun stabilizasyon seviyesinin belirlenmesinde kullanılabileceği sonucuna

varılmıştır.

Kovacs ve diğ., (2007) ototermal termofilik aerobik çürütme için Aktif Çamur

Modeli No:1 (ASM1)’e dayalı bir matematik modelin uygulanabilirliğini

araştırmışlardır. ASM1’nin döngüsel yapısına (ölüm-yenilenme yaklaşımı ile) göre

reaktördeki termofilik biyokütle ile metabolize edilen içsel solunum prosesinde

biyokütlenin substrata dönüştüğü ifade edilmiştir. Ancak, aerobik çamur

stabilizasyon prosesini çeşitli sıcaklıklarda tanımlayabilmek için ASM1’in

geliştirilmesi gerektiğini ifade etmişlerdir. Aerobik çürütme prosesleri esnasında

sıcaklık sabit olmadığı için model 20-60˚C sıcaklıklarında kalibre edilmiştir.

Modelde çoğalmaya bağlı sıcaklık, hidroliz ve aktivasyon hızları Arrhenius ve

Topiwala-Sinclair denklemlerine göre modifiye edilmiştir. Sisteme beslenen

çamurda 20˚C’de KOİ’nin %35’i giderilirken 60˚C’de KOİ’nin %45’inin giderildiği

gözlenmiştir. Çalışmada sisteme beslenen çamurun kompozisyonu da belirlenmiştir.

Ayrışan fraksiyonun önemli bir kısmı biyolojik olarak kolay ayrışan kısım (SS)

olmasına rağmen biyolojik olarak yavaş ayrışan organik fraksiyonun (XS) sistemde

daha baskın olduğu belirtilmiştir. Beslenen çamurdaki KOİ’nin %40’ının biyolojik

26

olarak ayrışabilir olduğu, bu fraksiyonun %10’unun inert biyokütle, %40’ının

biyolojik olarak kolay ayrışan substrat (SS) ve %50’sinin biyolojik olarak yavaş

ayrışan (XS) substrat olduğu sonucuna varılmıştır. Maksimum termofilik çoğalma

hızına 55˚C sıcaklıkta, maksimum mezofilik çoğalma hızına ise 42˚C sıcaklıkta

varıldığı ve ölüm hızlarının sıcaklıkla exponansiyel olarak arttığı gözlemlenmiştir.

Tam ölçekli ototermal termofilik aerobik çürütme başlangıç senaryosu

simülasyonunda, reaktör sıcaklıklarının tahmini modelin mevcut kapasitesini

yansıtmaktadır ve bu simülasyon literatürden alınan veriler üzerine kurulmuştur.

Gerçek tesis verileri ile modelinin test edilmesinin modelin geçerliliğine ve ileriye

yönelik gelişmesine yardımcı olabileceği değerlendirilmesi yapılmıştır.

Genç ve diğ., (2002) çeşitli çamurların kesikli aerobik çürütme sistemlerinde karbon

giderimini ve nitrifikasyonunu incelemişlerdir. Deneyler bir evsel atıksu arıtma

tesisinden alınan sadece biyolojik atık aktif çamurun bulunduğu (Test 1) ve biyolojik

aktif çamur ve ön çökeltme çamurunun karıştırıldığı (Test 2) tam karışımlı

reaktörlerde ortam sıcaklığında yürütülmüştür. 280 rpm’de karıştırılan reaktörlerde

sıcaklıkların 35-40˚C arasında değiştiği gözlenmiştir.

Çevre sıcaklığında başlayan aerobik çürüme prosesi, ammonifikasyona bağlı olarak

reaktör sıcaklığını artmıştır. Ammonifikasyon ve nitrifikasyon aynı reaktörde olduğu

için nitrifikasyon hızının hesaplanmasında kullanılan “oksitlenen birim amonyak

başına nitrit oluşur” ifadesinin çürüme sistemleri için uygun olmadığı ileri

sürülmüştür. Genç ve diğ. (2002), çürütmenin içsel solunum fazında devam ettiğini

ve bu nedenle her zaman için amonyum (NH4+) azotu üretimi olduğunu

belirtmişlerdir. Ham ön çöktürme çamurunun çürütücü için sonsuz substrat olarak

değerlendirildiğini ve bu durumda mikroorganizmaların daha yüksek aktivite

düzeylerinde canlılıklarını sürdürdüğünü ifade etmişlerdir. Bu nedenle,

nitrifikasyonun ön çöktürme çamurun bulunduğu Test 2’de daha sonra başladığı

gözlemlenmiştir. Ayrıca amonyum azotunun kullanılmadığı ve sistemde depo

edildiği belirtilmiştir. Nitrifikasyon hızı oluşan nitrit miktarına bağlı olarak

ölçülmüştür.

Protein konsantrasyonu mikrobiyal ölüm için bir indikatör olarak kabul edildiği için,

içsel solunum fazı protein analizi ile bulunabilmiştir. Genç ve diğ. (2002), içsel

27

solunum fazında protein miktarındaki azalmanın çürütücüdeki biyokütleyi temsil

eden uçucu maddedeki azalma ile orantılı olduğunu ifade etmişlerdir.

Test 2’de ilk kademede çamur süpernatantında yüksek TOK konsantrasyonuna bağlı

olarak yüksek TOK giderimi gözlenmiştir. TOK konsantrasyonu çamurun 4000

rpm’de 5 dakika santrifüj edilmesi ile 410 mg/L bulunmuştur. Çürütmenin

başlangıcında mikroorganizma çevre koşullarına aklime edilemediği için protein

giderimi düşük olmuştur. Spesifik TOK giderim hızı 60,12 mg TOK/g kuru

madde/gün iken spesifik protein-C giderimi 26,72 mg protein−C/g kuru madde/gün

olarak bulunmuştur. Çürümenin sonraki günlerinde (yaklaşık 2 gün sonra), spesifik

protein-C ve TOK giderim hızlarının birbirine yaklaştığı gözlemlenmiştir.

Test 1’de ise, çamur süpernatantında 145 mg TOK/L ile içsel solunum fazının,

çürütmenin başlangıcından hemen sonra başladığı, dolayısıyla çürütmenin ilk

zamanlarında yüksek bir spesifik protein giderimi olduğu gözlenmiştir. Spesifik

TOK giderim hızının 50,93 mg TOK/g kuru madde/gün ve spesifik protein-C

gideriminin 138,53 mg protein−C/g kuru madde/gün olduğu saptanmıştır. Test 1’de

spesifik TOK giderim hızının düşük olduğu saptanmıştır.

Genel olarak, ön çökeltme çamurunda düşen nitrifikasyon hızının optimum

koşulların (özellikle pH ve sıcaklık) sağlanması ile artırılabileceği ve sistemin son

oksidasyon aşamasında, nitrat oluştuğunda çamurların stabilize olarak

değerlendirilebileceği sonuçlarına varılmıştır.

Bernard ve Gray, (2000) evsel ve ilaç endüstrisi çamurlarının aerobik

çürütülmesinin ortam sıcaklığında uygulanabilirliğini ve en iyi işletme koşullarını

belirlemeye çalışmışlardır. Bu amaçla, 35 günlük aerobik stabilizasyon izleme

çalışmaları yapmışlardır. Biyolojik atık çamurlar 3 farklı evsel ve 3 farklı ilaç

endüstrisi AAT’lerinin çamur yoğunlaştırma tankından alınmıştır. Bu çamurlar ayrı

olarak pH’ın 6,5’da tutulduğu pilot ölçekli kesikli reaktörlere ve kontrol reaktörlerine

alınmıştır. Evsel ve ilaç endüstrisi aktif çamur konsantrasyonlarının sırasıyla, 1.500-

11.000 mg/L ve 4.500-22.000 mg/L arasında olduğu belirtilmiştir.

Bu çalışmada sıcaklık, çözünmüş oksijen, pH, AKM, UAKM, SOTH, çamur hacim

indeksi, BOİ5 ve KOİ parametreleri ölçülmüştür. Deneylerin sonunda evsel ve ilaç

endüstrisi biyolojik atık çamurlarının aerobik stabilizasyon verimleri

28

karşılaştırılmıştır. Evsel çamur için SOTH, AKM ve UAKM değerlerindeki

giderimin ilaç endüstrisi çamurlarından daha yüksek olduğu bulunmuştur. Evsel

çamurların 35 günlük aerobik stabilizasyonu sonunda, %42-53 AKM, %53-65

UAKM ve %66-93 SOTH giderimi gerçekleştirilmiştir. İlaç endüstrisi çamurlarının

aerobik stabilizasyonu sonunda ise %4-18 AKM, %6-25 UAKM ve %64-79 SOTH

giderilmiştir. Bernard ve Gray (2000), ilaç endüstrisinin biyolojik atık çamurlarının

tam bir aerobik stabilizasyonu için 14 güne daha ihtiyaç duyulduğunu ifade

etmişlerdir. Tam stabilizasyonu sağlandıktan (evsel çamurlarda 7. gün ve ilaç

endüstrisi çamurlarında 21. gün) sonra SOTH değerlerinin 1 mgO2/g-saat’den daha

az olduğunu saptamışlardır. Süpernatant KOİ konsantrasyonunun bekletme süresi ile

birlikte artış gösterdiğini, Süpernatant BOİ5 konsantrasyonunun ise evsel çamurlarda

sabit kaldığını ve ilaç endüstrisi çamurlarında düştüğünü belirtmişlerdir. Ayrıca,

KOİ/BOİ oranının zamanla artış gösterdiğini ve bu durumun çamur

stabilizasyonunun sürekliliğini gösterdiğini ifade etmişlerdir.

Bernard ve Gray (2000), evsel çamurlarda UAKM gideriminin daha fazla olmasının

nedenini evsel çamurların başlangıç metabolik aktivitesinin (SOTH= 6-8 mg/g-gün)

ilaç endüstrisinin başlangıç metabolik aktivitesinden (SOTH= 1-2 mg/g-gün) daha

yüksek olmasına bağlamışlardır. Süpernatant KOİ konsantrasyonun artmasını ve BOİ

konsantrasyonun düşmesini Süpernatanta geçen maddelerin biyokimyasal olarak

ayrışamadığının göstergesi olarak belirtmişlerdir. Evsel ve ilaç endüstrisi

çamurlarının aerobik stabilizasyonlarında optimum bekletme sürelerinin sırasıyla, 17

gün ve 28 gün olduğu sonucuna ulaşmışlardır.

2.2.4. Anaerobik Çamur Çürütme ile İlgili Çalışmalar

Aerobik çamur çürütme çalışmalarında olduğu gibi anaerobik çamur çürütme

çalışmalarında da çamur stabilizasyon derecesinin belirlenmesinde kullanılan UKM,

KOİ, pH ve UYA gibi parametrelerinin yanı sıra canlı biyokütleyi temsil eden

parametrelerde de ölçülmüştür. Literatürdeki çalışmalarda mezofilik ve termofilik

sıcaklıklarda işletilen anaerobik çamur çürütme proseslerinin performansları

karşılaştırılmıştır. Ayrıca ön çökeltme ve biyolojik çamurların ayrı ve toplam çamur

olarak değerlendirildiği çalışmalar da vardır. Anerobik çamur çürütme çalışmaları

özellikle çürütme performasınının artırılması amacıyla çamura uygulanan önarıtma

prosesleri ile ilgilidir. En uygun önarıtma metodunun belirlenmesinde karşılaştırmalı

29

araştırmalar yapılmıştır. Kısa çamur yaşlarında yürütülen anaerobik çamur çürütme

proseslerinin yanı sıra ultrason ve oksidasyon yöntemlerinin kullanıldığı ön arıtma

çalışmalar da bulunmaktadır.

Arnaiz ve diğ. (2006), farklı çamur türlerinin anaerobik çürütülmesi esnasında UKM

ve canlı biyokütle miktarlarını ölçmüşlerdir. Çamur çürütme prosesinde UKM

giderimi gerçekleştiğinde biyokütlenin de stabilize olduğu düşüncesinin aksine

biyokütle stabilizasyonu gerçekleşmiş olmasına rağmen UKM gideriminin hala sürüp

süremeyeceğini saptamaya çalışmışlardır. Biyokütle miktarının UKM

konsantrasyonuna dayanarak ölçülmesi ile sonuç değerinin yalnızca canlı

mikroorganizmaları değil inert kütleyi, egzo-polimerleri ve flokların veya

biyofilmlerin içine absorbe edilen organik maddeleri de içerdiğini ifade etmişlerdir.

Bu nedenle, canlı biyokütlenin tayini için bir hücre duvarı bileşeni olan fosfolipid

(SLP) parametresini önermişlerdir. Bakteriyel membranların %90-98’lere varan

kısmını oluşturan fosfolipidler hücre içinde bulunmazlar ve bakteriyel parçalanmada

kolaylıkla ayrışabilirler. Yazarlar ayrıca fosfolipid ölçümlerinin kolay, hızlı ve hassas

bir kalorimetrik yöntem ile yapılabildiğini ifade etmişlerdir.

Bu çalışmada çamur örnekleri bir evsel arıtma tesisinden alınmış ve rektörler sadece

ön çökeltme çamuru (PS), sadece biyolojik atık çamur (BS) ve 1/1 oranında hem ön

çökeltme çamuru hem de biyolojik atık çamur (TS) içerecek şekilde işletilmiştir.

Reaktörler ayrıca, 35˚C’de orbital karıştırıcıda 250 rpm’de karanlıkta 81 gün süre ile

inkübe edilmiştir. TKM, UKM ve fosfolipid parametreleri rutin olarak ölçülmüştür.

UKM giderimlerinin PS’de %87,2 (62. gün), BS’de %42,6 (13. gün) ve TS’de %60,9

(22. gün) olduğu belirtilmiştir. Ön çökeltme çamurunun biyolojik atık çamurdan

daha fazla ayrışabilir organik madde içerdiği sonucuna ulaşılmıştır. Fosfolipid tayini

ile hesaplanan biyokütle giderimlerinin ise PS’de %91,7 (48. gün), BS’de %96,1 (7.

gün) ve TS’de %83,1 (9. gün) olduğu saptanmıştır. Sonuç olarak biyolojik atık çamur

esas olarak biyokütleden oluşurken, ön çökeltme çamurunun çok daha az biyokütle

içerdiği ve ön çökeltme çamurunun düşük biyokütle içeriğinden dolayı daha uzun

süreli aklimasyona ihtiyaç duyabileceği sonuçlarına ulaşılmıştır..

Arnaiz ve diğ. (2005), hız sabiti, k değerini her reaktörde biyokütle stabilizasyonu

(fosfolipid konstrasyonu) için 0,035 gün ve UKM giderimi için 0,044 gün olarak

bulmuşlardır. Böylece, UKM giderimi ve biyokütle stabilizasyonu arasında bir

30

kolerasyon olmadığını ve biyokütle stabilizasyonunun UKM gideriminden daha önce

gerçekleşmiş olduğunu belirtmişlerdir. Bu çalışma ile ayrıca biyolojik çamurun ön

çökeltme çamurundan daha fazla (yaklaşık 3 kat) biyolojik olarak parçalanabilir

kısmı olduğu, biyolojik çamurda ölüm prosesi sonunda kalan ürünlerin ve diğer

hücre kalıntılarının, ön çökeltme çamurunda ise selüloz ve diğer bileşenlerin inert

fraksiyonu oluşturduğu sonuçlarına ulaşılmıştır.

Gömeç ve Speece, (2002) evsel ön çökeltme çamurunun anaerobik çürütülmesinde,

mezofilik sıcaklıkta (35˚C) pH’ın etkisini araştırmışlardır. Çamurdaki çözünmüş

kimyasal oksijen ihtiyacının (ÇKOİ) ve uçucu yağ asitlerinin (UYA) üretimleri için

sürekli tam karışımlı reaktörlerin performansı incelenmiştir. Bu amaçla pH

kontrolsüz ve pH kontrollü 2 set oluşturulmuştur. pH kontrollü sette asidifikasyon ve

metan fazlarını ayırabilmek için 2 ayrı (asidifikasyon ve metan reaktörleri) reaktör

işletilmiştir. Asidifikasyon ve metan fazlarının ayrılmasıyla çözünemeyen kalıntı katı

maddelerin ayrı dispersiyonları asit üretilen reaktörde gerçekleşmiş ve metan

üretimin olduğu reaktöre geçişleri engellenmiştir. Ayrıca, metan üretilen reaktörde

çamur bekletme süresinin artırılması ile yavaş gelişen metanojenlerin muhafaza

edildiği belirtilmiştir. Dolayısıyla, ön çökeltme çamurunun anaerobik çürümenin

artırıldığı ileri sürülmüştür.

Gavala ve diğ., (2003) mezofilik ve termofilik anaerobik çürütme prosesleri

arasındaki farklar ile ön çökeltme çamurunun ve biyolojik atık çamurların anaerobik

çürütülmesine 70˚C’de uygulanan ön arıtmanın etkisini incelemişlerdir.

37˚C ve 55˚C sıcaklıkta işletilen iki ayrı reaktöre bir evsel AAT’den alınan ön

çökeltme çamurunun ve biyolojik atık çamurun karışımı ilave edilmiş ve reaktörler

kesikli olarak 20 günlük bekletme süresinde işletilmiştir. Reaktörlerdeki çamur

stabilizasyonu 2 ay sonunda gerçekleşmiştir. Gavala ve diğ. (2003), spesifik işletme

koşullarında mezofilik ve termofilik reaktörlerin karakterlerinin birbirine

benzediğini, her iki reaktörde de aynı KOİ giderimi ve metan üretiminin olduğunu

ifade etmişlerdir. Ayrıca termofilik çürütmenin ürün ve/veya substrat

inhibisyonundan yüksek derecede zarar gördüğünü ileri sürmüşlerdir. Ham çamurla

beslenen asidojenik ve metanojenik bakterilerin aktivitelerinin termofilik koşullarda

20 günlük bekletme süresinde mezofilik koşullara göre sırasıyla, 1,8 ve 1,6 kez daha

yüksek olduğunu gözlemlemişlerdir. Dolayısıyla, termofilik anaerobik çürütmenin

31

organik madde giderimi ve metan üretimi açısından mezofilik prosese göre daha

etkin olduğu sonucuna ulaşmışlardır.

70˚C sıcaklıkta yürütülen ön arıtmanın etkisinin gözlenmesi için ön çökeltme

çamurunun mezofilik ve termofilik çürütülmesi ile biyolojik çamurun mezofilik ve

termofilik çürütülmesi olacak şekilde toplam 4 adet kesikli deney yürütülmüştür.

Çamurlara sırasıyla 0., 1., 2., 4.ve 7. günlerde ön arıtma uygulanmıştır. Ön arıtmanın

ön çökeltme çamurlarının termofilik çürütülmesinde metan potansiyeli ve üretiminde

çok olumlu etkileri olduğu gözlenmiştir. Metan üretimi en çok biyolojik çamurların

termofilik ve mezofilik çürütülmesinde ön arıtma tarafından olumsuz etkilenmiştir.

Ancak metan potansiyelinin sadece biyolojik çamurların mezofilik çürütülmesinde

olumlu etkilendiği belirtilmiştir. Efektif ön arıtma sürelerinin birincil çamurlar için

termofilik ve mezofilik çürütmede sırasıyla 2 ve 4 gün iken ikincil çamurlar için

termofilik ve mezofilik çürütmede sırasıyla 4 ve 7 gün olduğu gözlenmiştir. Bu

çalışmanın en önemli sonucu olarak ön arıtma süresinin ve sıcaklığın etkisinin

çamurun ön çökeltme çamuru, biyolojik çamur veya her ikisinin karışımı olmasına

ve karışım olması durumda karışımın oranına bağlı olduğu bulunmuştur.

Kim ve Speece (2002), hem mezofilik (35oC) hem de termofilik (55oC) sıcaklıklarda

işletilen anaerobik çürütücü proseslerinde aşı olarak atık aktif çamur ve anaerobik

çürütücü çamurunun kullanılması durumunu incelenmişlerdir. 2 deneyden oluşan bu

çalışmanın ilk aşamasında (Deney 1) iki aşı kaynağı olan atık aktif çamur

(UAKM=4.400 mg/L) ve anaerobik çürütme çamurunun (UAKM=14.500 mg/L)

termofilik sıcaklıkta anaerobik çürütücülerin toplam gaz üretimi üzerindeki etkileri

incelenmiştir. Reaktörler ayrıca, kalsiyum asetat (10.000 mg/L) veya kalsiyum

propiyonat (4.000 mg/L) ile beslenmiştir. Deney 2’de ise yine aynı aşı kaynaklarının

kullanılmasının mezofilik ve termofilik sıcaklıkta anaerobik çamur çürütücülerin

metan gazı üretimi üzerindeki etkisi incelenmiştir. 55˚C sıcaklıkta atık aktif çamur

ile birlikte asetat veya propiyonat ve anaerobik çürütme çamuru ile asetat veya

propiyonat; 35˚C sıcaklıkta atık aktif çamur ile birlikte asetat veya propiyonat ve

anaerobik çürütme çamuru ile asetat veya propiyonat olmak üzere toplam 8 adet

reaktör işletilmiştir.

Kim ve Speece (2002), Deney 1’de 55oC sıcaklıktaki besleme olarak asetatın ilave

edildiği atık aktif çamur aşılı anaerobik reaktörde gecikme fazı olmaksızın metan

32

üretimi başlarken anaerobik çürütme çamuru aşılı reaktörde 10 günlük bir gecikme

fazından sonra metan üretiminin başladığını gözlemlemişlerdir. Asetatın atık aktif

çamur ve anaerobik çürütme çamuru aşılı reaktörlerde biyolojik olarak ayrışmasının

sırasıyla, 20 gün ve 40 gün içinde tamamlandığını ve atık aktif çamurun 1 L çamur

hacmine aşılanan biyokütle başına gaz üretiminin diğerine göre üç kat daha fazla

olduğunu belirtmişlerdir. Atık aktif çamurun anaerobik koşullarda asetatı biyolojik

olarak ayrıştırma kapasitesinin anaerobik çürütme çamuruna göre daha yüksek

olduğu sonucuna ulaşmışlardır. Propiyonatın kullanıldığı çürütücüde atık aktif çamur

kısa bir gecikme fazından sonra gaz (%75’i metan) üretmeye başladığını, anaerobik

çürütme çamurunun ise 50. güne kadar çok az gaz (%35’i metan) ürettiğini

gözlemlemişlerdir. Dolayısıyla atık aktif çamurun termofilik anerobik çürütücülerde

propiyonatı yüksek kapasitede biyolojik olarak ayrıştırdığı, ayrıca atık aktif çamurun

başlangıç gaz üretim hızının daha yüksek olduğu sonucuna ulaşmışlardır.

Kim ve Speece (2002), Deney 2’de her iki çamurun hem mezofilik hem de termofilik

sıcaklıklarda anaerobik çürütücüye önce asetatı daha sonra propiyonatı ilave

ettiklerini belirtmişlerdir. Asetatın beslenmesi ile her iki sıcaklıktaki çürütücülerde

atık aktif çamur 5 gün içinde metan üretmeye başlamıştır. Diğer taraftan anaerobik

çürütme çamuruna asetatın beslenmesi ile mezofilik sıcaklıkta 1 gün içinde asetat

üretimi başlarken termofilik sıcaklıkta ancak 30 gün sonra metan üretimi başlamıştır.

Mezofilik sıcaklıkta her iki çamurun asetattan ürettiği metan gazı miktarı aynı

olmasına rağmen termofilik sıcaklıkta atık aktif çamur, anaerobik çürütme çamuruna

göre daha fazla metan gazı üretmiştir. Propiyonatın eklendiği mezofilik sıcaklıkta

atık aktif çamurun 20 gün sonra metan gazı ürettiği, anaerobik çürütme çamurunun

ise 5 gün sonra metan gazı üretmeye başladığı gözlemlenmiştir. Kim ve Speece

(2002), diğer taraftan atık aktif çamurun metan gazı oluşturma miktarının anaerobik

çürütme çamurunun metan gazı oluşturma miktarından daha fazla olduğunu ifade

etmişlerdir. Termofilik sıcaklıkta atık aktif çamur 50 gün sonra metan gazı üretmeye

başlarken anaerobik çürütme çamuru ancak 100 gün sonra metan gazı üretmeye

başlamıştır. Yazarlar, atık aktif çamurun mezofilik sıcaklıklarda 1 L çamur hacmi

başına gaz üretiminin anaerobik çürütme çamuruna göre daha fazla olduğunu ve her

iki sıcaklıkta atık aktif çamurun anaerobik olarak hem propiyonatı hem asetatı

biyolojik olarak ayrıştırma kapasitesinin anaerobik çürütme çamuruna daha yüksek

olduğunu belirtmişlerdir. 35oC ile 55oC’de işletilen atık aktif çamur sistemlerinin

33

asetatı biyolojik olarak ayrıştırma hızlarının aynı olduğu ve 35oC’de işletilen

sistemde propiyonatı biyolojik olarak ayrıştırma hızının 55˚C’dekinin hızından daha

fazla olduğu sonucuna ulaşmışlardır.

Borowski ve Spoza (2006), 1 günlük aerobik termofilik ön arıtma ile 20 günlük

çamur yaşına sahip bir mezofilik anaerobik çamur çürütme sistemini kesikli ve yarı-

kesikli koşullarda incelenmişlerdir. Ototermal aerobik çürütme (ATAD) işleminin

modifiye edilerek çamurların anaerobik çürütülmesinde ön arıtma amaçlı

kullanılması iki aşamalı çamur çürütme prosesi olarak adlandırılmıştır. Bu

teknolojinin ilk aşamasında, çamurun içindeki partiküler organik madde etkili bir

çözünme ve kısmi ayrışma (asidifikasyon) ile ön arıtmaya tabi tutulmuştur. Çok kısa

çamur bekletme sürelerine (SRT) bağlı olarak, (bu çalışmada 1 gün) aerobik tankta

sadece sistemin termofilik olarak ısıtılmasına yetecek seviyede çok az bir

stabilizasyon gerçekleştirilmiştir. Çok kısa çamur yaşına sahip aerobik reaktörde

oksijen sınırlı olduğu için termofilik bakterilerin fermantasyon prosesleri ile oluşan

UYA’ları içeren önemli miktarda çözünebilen ürünler meydana gelir. İkinci

anaerobik mezofilik çürüme adımında son ve tam stabilizasyon gerçekleşmiştir.

Deney başlangıcında 70.000 nüfusa hizmet eden bir evsel AAT’den alınan ön

çökeltme ve biyolojik atık çamur 1:2 oranında karıştırılarak toplam çamur elde

edilmiştir. Aerobik termofilik ön arıtma (ATP) reaktörü 55±2˚C, anaerobik mezofilik

çürütücü ise 35±1˚C sıcaklıkta işletilmiştir. ATP reaktörü ısıtılmış ham çamur ile

doldurulmuştur ve termofilik koşullar altında proses sırasına bağlı olarak 12, 24, 36

ve 48 saat kesikli olarak havalandırılmıştır. ATP reaktörüne yarı-kesikli olarak 12

saatte bir eşit hacimlerde ısıtılmış ham çamur ilave edilmiştir. Aerobik olarak ön

arıtılmış çamur her 24 saatte bir anaerobik çürütücüye beslenmiş ve hiçbir aşı

katılmadan mezofilik sistem oluşturulmuştur. Çürütme işlemine biyogaz üretimi aktif

hacim başına 20 cm3/dm3 oluncaya kadar devam ettirilmiştir. Kontrol olarak

anaerobik çürütmeye ön arıtmaya tabi tutulmamış ham çamur eklenmiştir.

Çürütücüler 20, 30 ve 40 günlük çamur yaşlarında işletilmiştir.

UKM giderimi, gaz üretimi ve anaerobik çürütme zamanı açısından kesikli prosesli

ATPler değerlendirildiğinde 24 saatlik SRT’ye sahip olan sistemin en etkili sistem

olduğu belirlenmiştir. Borowski ve Spoza (2006), aerobik aşamada sadece kısmi bir

organik madde giderimi olduğunu belirtmiştir. Ayrıca, SRT’si 12 saat olan aerobik

34

ön arıtmanın anaerobik çürütmede olumsuz etkileri olduğunu, daha az UKM giderimi

ve daha düşük biyogaz verimi elde edildiğini ifade edilmişlerdir. SRT’si 24 saatten

daha büyük olan sistemlerde UKM gideriminin %50’den daha fazla ancak biyogaz

veriminin diğer kesikli sistemlere göre düşük olduğu gözlemlemişlerdir. Anaerobik

çürütmede ise SRT’si 21 gün olan prosesin en etkili sistem olduğu ve UKM

gideriminin, iki aşamalı ortalama toplam UKM gideriminden %44 daha fazla olduğu

sonuçlarına ulaşılmışlardır. SRT’si 41 gün olan sistemde UKM gideriminin daha

fazla ancak biyogaz veriminin daha düşük olduğunu belirtilmişlerdir. İki kademeli

çürütmede kontrol anaerobik çürütmeye göre biyogaz veriminin %6 ve UKM

gideriminin %2 daha fazla olduğu gözlemlenmiştir. Sonuç olarak ikili çürütme

sistemi ile, kısa çamur yaşlarında (8-15 gün), yüksek UKM giderimleri, alkalinite

üretimi ile daha büyük pH stabilitesi ve patojen inaktivitasyonu sağlandığı

bulunmuştur. Ancak yazarlar tarafından çamur susuzlaştırma kapasitesinin düşmesi

bir dezavantaj olarak belirtilmiştir.

Erdin ve Alten (2005), arıtma tesislerinde çamur dezentegrasyonu (parçalama) ve

yöntemleri hakkında literatür çalışması yapmışlardır. Dışsal kuvvetler kullanarak

arıtma çamurlarının yapısının bozulması çamur dezentegrasyonu olarak tanımlanmış

ve fiziksel, kimyasal veya biyolojik kuvvetlerin uygulanmasıyla çamur içindeki

flokül veya mikrobiyal yapılar deforme edildiği açıklanmıştır. Erdin ve Alten (2005),

çamur dezentegrasyonu ile çamur içindeki partiküler maddelerin önemli miktarlarda

azalmasının ve organik maddelerin sıvı faza geçmesinin sağlanabileceğini

belirtmişlerdir. Çamur dezentegrasyonun amacı, köpük problemlerinin

giderilmesinin yanı sıra, çamur içindeki hücre bileşiklerinin serbest bırakılması ile

daha hızlı ve etkin olarak çamur stabilizasyonunun sağlanması olarak verilmiştir. Bu

proses ile özellikle anaerobik çamur çürütmenin iyileştirilmesi, denitrifikasyon için

içsel hidrojen kaynaklarının geliştirilmesi ve özellikle kabaran çamurların daha iyi

çökmesi sağlanmaktadır. Dezentagrasyon yöntemleri olarak (a) mekanik yöntemler

(ultrason, yüksek basınçlı homojenizasyon, ve karıştırıcı bilyalı değirmenler); (b)

kimyasal yöntemler (asit ve baz kullanımı); (c) Oksidasyon prosesleri (ozon ve

hidrojen kullanımı); (d) Biyolojik prosesler (enzimlerin kullanılması) verilmiştir. Bu

yöntemler özellikle çamur çürütme proseslerinde ayrışma olaylarının hızını ve

derecesini arttıran bir ön arıtma niteliği taşımaktadır.

35

Çamur hidrolizinin arttırıldığı utrason (ses dalgaları) yönteminde temel prensip

mikrobiyal hücrelerin ve zor ayrışan organik maddelerin parçalanması olup ses

dalgaları bakteri hücre zarına çarptığında hidrolotik reaksiyonları katalize eden

enzimler salınmakta ve dolayısıyla, organik maddelerin biyolojik olarak ayrışma hızı

artmaktadır. Ultrasonun avantajları arasında organik maddenin ayrışabilirliğini %30-

45 ve anaerobik çürütücüde biyogaz üretimini %30-45 arttırması, oluşan çamur keki

miktarını azaltması ve çamur kabarmasını engellemesi sayılmıştır. Erdin ve Alten

(2005), bir diğer dezentegrasyon yöntemi olan ozonlama ile organik maddenin kısmi

oksidasyonun ve hidrolizinin sağlandığını belirtmişlerdir. Ayrıca bu işlemde tam

oksidasyon gerçekleşmeden büyük moleküllerin daha küçük moleküllere ve zor

ayrışan organik maddelerin daha kolay ayrışabilen yapılara dönüşmesinin

sağlanmaktadır. Yazarlar, termal dezentegrasyonda ise, çamurun yüksek basınç

altında belli bir süre 130-200˚C sıcaklıkta ıstıldığını ve böylece termal hidrolizin

gerçekleştiğini belirtmişlerdir. Bu yöntemde çamur kısmi olarak çözünmekte,

biyolojik hücreler dezentegre olmakta ve böylece çamur çürütme işlemi için daha

uygun hale gelmektedir. Ayrıca yazarlar, termal hidroliz ile çamur viskozitesinin

değiştiğini ve katı madde muhtevasının azaldığını, dolayısıyla, çürütme tankına

beslenen çamurun daha yüksek konsantrasyonda olması ile tamponlama

kapasitesinin artacağını ve stabil bir çürümenin olacağını ileri sürmüşlerdir.

Bu çalışmada son olarak dezentegrasyon yöntemlerinin enerji tüketimleri, maliyet,

biyogaz üretimi ve katı maddelerin ayrışabilirliği açısından karşılaştırmaları

yapılmıştır. En yüksek enerji tüketimine neden olan mekanik yöntemlerin biyogaz

üretimi ve ayrışmada iyi sonuçlar verdiği, maliyeti yüksek olan ozonlamanın

anaerobik ayrışma verimini arttırdığı, termal işlemlerin ise gerekli enerjinin tesis içi

ısı kaynaklarından karşılandığı taktirde daha ucuz olduklarını ve optimal metan

üretimini sağladıklarını belirtilmiştir.

Nickel ve Neiss (2006) tam ölçekli bir ultrason sistemi geliştirerek evsel atık

çamurların anaerobik stabilizasyonunda bir ön arıtma metodu olarak kullanılmasını

araştırmışlardır. Anaerobik biyokatıların ayrışmasında hız sınırlandırıcı aşama olarak

bilinen biyolojik hücre yıkımlarının (liziz) düşük frekanslı ultrason ile oluşan

sürtünme kuvvetleri ile hızlandırılabileceği ve evsel çamurların anaerobik çürütmede

36

metan üretiminin arttırılarak stabilizasyonun geliştirileceği ileri sürülmüştür. Bu

amaçla, biyokatıların sonikasyonunda pilot ölçekli ultrason reaktörü (maksimum güç

tüketimi: 3,6 kW) kullanılmıştır. Örnek olarak bir evsel AAT’den alınan

yoğunlaştırılmış atık biyolojik çamurun katı madde konsantrasyonunun %0,5 ve

%4,0 arasında değişmekte olduğu ve oranının %75 civarında olduğu belirtilmiştir.

Parçalama derecesini belirtmek için sonikasyonla çamur süpernatında artan KOİ’nin

kimyasal hidrolizle artan KOİ’ye oranını temsil eden DDKOİ adlı bir terminoloji

geliştirilmiştir. Fermantasyon deneyleri 37˚C’de yarı-sürekli sistemli fermantasyon

tanklarında yürütülmüştür. Tanklara besleme yapılmadan önce gelen yeni çamur 90

saniye ultrasonik reaktörde tutulmuştur. Ortalama parçalama derecesi, DDKOİ %20

olarak belirlenmiştir. İki adet kontrol fermantasyon tankı önarıtmaya tabi tutulmayan

çamurlar ile çamur yaşları 16 ve 8 gün olarak işletilmiştir. Ultrasonik arıtmaya tabi

tutulan çamurlar 3 adet fermantasyon tankında çamur yaşları 16, 8 ve 4 gün olacak

şekilde işletilmiştir.

Sonikasyon sonucu UKM giderimi 16 günlük çamur yaşında %30’dan fazla artmıştır.

Çürümüş çamurda son UKM konsantrasyonu %14 azaltılmıştır. Çamur yaşı 8 gün

olan sistemde atık aktif çamurun ultrasonik parçalanması ile anaerobik ayrışmanın

derecesi %40’dan fazla artmıştır. En yüksek UKM giderimi çamur yaşı en kısa (4

gün) olan sistemde gerçekleşmiştir. Elde edilen bu veriler anaerobik ayrışma

prosesinin ultrasonik ön arıtma ile dikkate değer bir şekilde iyileştiğini kanıtlamıştır.

Bu nedenle ultrasonik parçalamanın yeni çamur çürütücülerin hacmini azaltmada ya

da yüksek oranda beslenen çamur çürütmesinin sorunsuz işletilmesinde güvenilir bir

metot olduğu vurgulanmıştır. Biyolojik hücrelerin ultrasonik parçalanmasının

AAT’nin anaerobik çamur çürütme prosesini 2 kat geliştirdiği görülmüştür. Biyo-

katıların sonikasyonu ile çamur içinde bulunan biyolojik olarak ayrışmayan

maddelerin %60’dan %52’ye azaltıldığı, bir başka deyişle, daha fazla organik

kütlenin biyolojik çürütme için daha çok kullanılabilir hale getirildiği

gözlemlenmiştir.

Weemaes ve diğ. (1999), evsel çamurların anaerobik çürütülmesinde oksidasyon ile

ön arıtmanın etkisini araştırmışlardır. Çamur, hücrelerin çözünmesi ve biyolojik

ayrışabilirliklerinin artırılması için ozonla oksitlenmiştir. Çalışmalar, ön çökeltme ve

biyolojik çamur karışımlı kesikli bir reaktörde yürütülmüştür. Saf oksijenden elde

37

edilen ozon gazının hızının 200 L/saat ve kolonun içindeki ozon konsantrasyonunun

10 ve 50 mgO3/L gaz olduğu ve ozon ilavesinin g KOİ başına 0,2 gr O3 kadar olduğu

belirtilmiştir. Ozon miktarının ilavesi için gerekli zaman, çamurun başlangıçtaki

KOİ’sine (5±8,5 g KOİ/L) dayanarak hesaplanmıştır. Arıtılan çamur hacmi 15 L

olduğuna göre gerekli zaman aralığının 3 saat 12 dakika ve 3 saat 38 dakika arasında

değişmekte olduğu belirtilmiştir. 0; 0,05 ve 0,2 g O3/g KOİ’de arıtılan çamurun

çürütme prosesi kesikli testlerde, 33,8˚C sıcaklıkta yürütülmüş ve 30 gün boyunca

biyogaz üretimi gözlenmiştir. Aşı, bir gıda endüstrisinin çürütücüsünden (TKM=59,2

g/L, UKM=47,4 g/L) alınmıştır.

10, 35 ve 50 mg O3/L ozon konsantrasyonları için ozon transfer verimleri sırasıyla,

%92, 86 ve %76’dır. Ozon çamur partikülleri ile temas edince çözünmüş KOİ

değerinin arttığı görülmüştür. Katı maddelerin çözünmesinin yanı sıra bir kısım

organik madde de oksitlenmiştir. Çamur hücrelerinin parçalanması ile çamurun

AKM ve UAKM içeriği azalmıştır. AKM ve UAKM oksitlenerek çözünür hale

geçmiştir. Çamurun TOK içeriği %28 oranında düşerken ÇOK değeri artmıştır.

İnorganik karbon içeriği ise düşmüştür.

Weemaes ve diğ. (1999), atıksu arıtma çamurlarının ozonlanmasının mikrobiyal

çamur hücrelerinin artan biyolojik ayrışabilirlik ile kısmi giderimini sağladığını,

ozonun organik maddenin %38’ini oksitleyebildiğini ve %29 oranında ise çözünür

hale getirdiği ve budurumun çamur UAKM konsantrasyonunda %67’lik bir azalma

getirdiğini belirtmişlerdir.

2.2.5. Aerobik ve Anaerobik Çamur Çürütme Proseslerinin Birlikte

Yürütüldüğü Çalışmalar

Hem aerobik hem de anaerobik çamur çürütme proseslerinin karşılaştırıldığı

çalışmalarda genel olarak UAKM ve KOİ giderimleri baz alınarak stabilizasyon

seviyeleri belirlenmiştir. Ayrıca mezofilik ve termofilik sıcaklıklardaki çürütme

performansları da karşılaştırılmıştır.

Parravicini ve diğ., (2006) çürütülmüş evsel çamurların stabilizasyon seviyelerini

değerlendirmek amacıyla çürütülmüş evsel çamurlara ileri stabilizasyon uygulayarak

UAKM giderimindeki değişimleri incelemiştir. Bu amaçla atıksu arıtma tesislerinden

38

alınan çürütülmüş çamurlar daha sonra lab-ölçekli kemostat reaktörlerde aerobik

veya anaerobik koşullar altında stabilize edilmiştir. Stabilizasyon seviyesi ileri

UAKM giderimi, spesifik UAKM üretimi ve SOTH gibi birçok farklı stabilizasyon

kriterleri açısından değerlendirilmiştir. Ayrıca çürümüş çamurdaki kalıntı organik

madde Fourier Transform Infrared (FT-IR) spektroskopi kullanılarak analiz

edilmiştir.

AAT’de çürütülmüş çamurların 3 tanesi anaerobik çürütücü ve biri aerobik çürütücü

olmak üzere 4 farklı evsel AAT’den alınmıştır. Anaerobik çürütücüden alınan

çamurun aerobik lab-ölçekli kemostat deneylerinin 30˚C’de yürütüldüğü tam

karışımlı reaktörlerde, 5 gün ve 20 gün çamur yaşlarında UAKM giderimi sırasıyla

%22 ve %28 olarak bulunmuştur. Başka bir AAT’nin anaerobik çürütücüsünden

alınan çamurun anaerobik lab-ölçekli kemostat deneylerinin 36˚C’de yürütüldüğü

tam karışımlı reaktörlerde 14 gün çamur yaşında UAKM giderimi %10-11; aynı

çamurun 2 gün aerobik, 12 gün anaerobik çürütülmesi ile %16 UAKM giderimi

gözlenmiştir. Aerobik stabilizasyon tankından alınan çamurun 20˚C’de aerobik lab-

ölçekli kesikli deneylerin yürütüldüğü tam karışımlı reaktörlerde 11 gün çamur

yaşında %19 UKM giderimi gözlenmiştir. Ayrıca bir AAT’den alınan ön çöktürme

ve biyolojik atık çamurları karıştırılarak kesikli olarak aerobik stabilizasyonu

sağlanmıştır

Genel bir değerlendirme ile, yeterli düzeyde anaerobik olarak çürütülmüş çamurda

UAKM gideriminin, anaerobik veya aerobik ileri stabilizasyon proseslerinin

uygulanması ile sırasıyla %10 ve %22 arttırılabildiği ve aerobik ileri stabilizasyonun

çürümüş çamurdaki kalıntı organik maddenin biyolojik olarak ayrışabilirliğini

arttırdığı sonucuna ulaşılmıştır. 20 gUAKM/(NEKOİ110.gün)’lük spesifik UAKM

üretimi tam bir çamur stabilizasyonu için gösterge olarak kullanılabilir. Aerobik ileri

stabilizasyondan sonra SOTH bütün örneklerde yeterli stabilizasyonu işaret eden 2,5

mgO2/(gUAKM-saat) olarak ölçülmüştür.

Zupancic ve Ros, (2007) bir AAT’den alınan atık aktif çamurun farklı sıcaklıklarda

iki aşamalı anaerobik-aerobik proseslerde hava veya saf oksijenin kullanılması ile

ayrışmasının derecesini belirlemeye çalışmışlardır. Bu çalışma özellikle mezofilik ve

termofilik sıcaklıklarda saf oksijenli aerobik çürütücünün kullanılabilirliğinin

39

belirlenmesi için yapılmıştır. Ayrıca, saf oksijen ile havalandırılan aerobik

çürütücüde amonyum iyonlarının giderilme olasılığı üzerinde de durulmuştur.

Çalışmanın ilk kısmında mezofilik sıcaklıkta (38˚C’de) aerobik çürütücü hava ile

veya saf oksijen ile havalandırılmıştır. Çalışmanın ikinci kısmında ise iki aşamalı

anaerobik-aerobik yarı-kesikli çürütücüler kullanılmıştır. Anaerobik çürütücü

55˚C’de 5 günlük hidrolik bekletme süresinde, saf oksijen ile havalandırılan aerobik

çürütücü ise 30˚C’de 6, 7, 8 ve 10 günlük hidrolik bekletme sürelerinde işletilmiştir.

Zupancic ve Ros (2007), çalışmanın birinci kısımda yürütülen deneylerde aerobik

çürütücüde KOİ gideriminin oksijenin kullanımı ile 18 günde %55 ve 23 günde %60

olduğunu; havanın kullanımı ile 18 günde %55 olduğunu ancak daha sonrasında

ayrışma hızının yavaşladığını gözlemlemişlerdir. UAKM giderimi oksijenin

kullanımı ile 21 günde %60 ve havanın kullanımı ile 39 günde %60 olarak

bulunmuştur. Hava ile çürütme 50 ve 58˚C’de başarılı bulunmuştur. Hava ile

55,9˚C’de 23 günde %60 KOİ giderimi ve 17 günde %60 UAKM giderimi olmuştur.

Yazarlar, oksijen ile 25-30˚C’de 27 günde %60 KOİ gideriminin ve 31 günde %60

UAKM gideriminin olduğunu belirtmişlerdir. 50˚C sıcaklığın üstünde oksijenli

çürüme prosesinin gerçekleşmediğini gözlemlemiş olup ayrışmanın en iyi 25-30˚C

sıcaklık aralığında oluştuğunu ileri sürmüşlerdir. İyi bir ayrışmanın gerçekleştiği

mezofilik ve termofilik sıcaklıklarda çözünmüş amonyak konsantrasyonuna bağlı

olarak pH’ın her zaman 8,0 değerinin üstüne çıktığını belirtmişlerdir. 25-30˚C

sıcaklık aralığında oksijenle havalanan sistemlerde pH’ın 6,0’ın altına düştüğünü ve

bu aralıktaki sıcaklık ve çok yüksek konsantrasyondaki çözünmüş oksijenin

nitrifikasyon için en ideal olan koşullar olduğunu belirtmişlerdir. Literatürde

nitrifikasyon için en uygun sıcaklık aralığı 30-35˚C olarak verilmiş olmasına rağmen

bu çalışmada nitrifikasyon hızının 35˚C’de düştüğü, 38˚C’de ise tamamen inhibe

olduğunu ileri sürülmüştür.

Zupancic ve Ros (2007), oksijen havalandırmalı iki aşamalı anaerobik-aerobik

sistemde seçilen sıcaklıklarda en yüksek UAKM giderimine ulaşıldığını ve istenilen

nitrifikasyonun gerçekleştiğini ifade etmişlerdir. Termofilik bir anaerobik

çürütmeden sonra aerobik çürütücü ek bir ısı gerektirmemiş, aerobik tankta izalosyon

sistemi kurulmaksızın sıcaklık 25,6-30˚C sıcaklık aralığında sabit tutulmuştur. İki

aşamalı sistemde 15 günde UAKM giderimi %53,5 ve KOİ giderimi %55,4 olarak

40

gerçekleşmiştir. Yazarlar, 5 günlük çamur yaşında işletilen anaerobik çürütücüde

%30 UAKM gideriminin ve %25-30 KOİ gideriminin olduğunu gözlemlemişlerdir.

Aerobik tankta UAKM gideriminin 5 günde %2,5 ve 10 günde %30; KOİ

gideriminin ise 5 günde %17 ve 10 günde %37 olduğunu belirtmişlerdir.

Çalışmanın ikinci aşamasında havanın kullanıldığı ve 50˚C’de işletilen iki aşamalı

bir başka sistem kullnılmıştır. Zupancic ve Ros (2007), 15 günlük çamur yaşında (3

gün anaerobik ve 12 gün aerobik) UAKM gideriminin %61,7 ve KOİ gideriminin

%57 olduğunu belirtmişlerdir. 15 günlük (5 gün anaerobik ve 5 10 gün aerobik)

oksijenli iki aşamalı sistemde ise UAKM gideriminin %53,5 ve KOİ gideriminin

%55,4 olduğunu ifade etmişlerdir. Oksijenli sistemde daha düşük UAKM ve KOİ

giderimlerinin nedeni olarak 2.aşamadaki yüksek sıcaklık verilmiştir.

Çalışmada yazarlar havanın kullanıldığı aerobik çürütücülerde termofilik (50-60˚C)

sıcaklığın en uygun seçenek olduğunu ancak bu sıcaklıkta oksijenin kullanılması ile

çürüme prosesinin gerçekleşmediğini belirtmişlerdir. Düşük sıcaklıklarda oksijenin

kullanılmasının yine de daha avantajlı olduğunu belirtmişlerdir. Köpük probleminin

oluşmadığı bu sistemde tam bir çürüme gerçekleştiğini, oksijenin sürekli

korunduğundan dolayı nitrifikasyonla amonyum giderimi olasılığının daha yüksek

olduğunu ileri sürmüşlerdir. Yazarlar eğer sadece UAKM ve KOİ giderimi

hedefleniyorsa havalandırmalı aerobik çürütme sistemini, ama buna ilave olarak

amonyum iyonu konsantrasyonunun da düşürülmesi isteniyorsa oksijenli aerobik

çürütme sistemini tavsiye etmişlerdir.

Wett ve diğ. (2006), aerobik ortamlardan anaerobik ortamlara geçen inert

organiklerin miktarlarındaki değişimleri incelemişlerdir. Hem aerobik hem de

anaerobik arıtma proseslerinin tanımlanması için oluşturulan matematik modeller

katı maddelerin aerobik/anaerobik sınırdan geçerken ne gibi değişimlerin

gerçekleştiğini tam olarak tanımlayamamatadır. Bu çalışmada anaerobik

çürütücüdeki katı maddelerin karakterizasyonuna ek olarak özellikle çürütücü çıkış

çamurlarının aerobik/anoksik koşullarda biyolojik olarak ayrışabildiği ve geri kalan

organiklerin elektron verici olarak görev aldıkları bir sonraki ara faza

odaklanmışlardır. Bu nedenle, anaerobik-aerobik iki aşamalı çürütme prosesinde

dışardan karbon ilavesi olmadan azot giderimini ve kalıntı organik maddelerin ilave

giderimini hedeflemişlerdir.

41

Evsel AAT’lerin ön çökeltme ve biyolojik atık çamurları önce tam karışımlı

anaerobik çamur çürütücülerde 37˚C sıcaklıkta yarı-kesikli olarak işletilmiştir. İlk bir

hafta besleme yapılmamış, sonrasında 1 ay besleme yapılmış ve son 3 gün tekrar

besleme yapılmamıştır. Anaerobik olarak çürümüş çamurların aerobik olarak

çürütülmeye başladığı anı belirlemek için respirometrik ölçümlerin yapılmıştır ve

20˚C sıcaklıkta 3-5 mgO2/L olacak şekilde OTH verileri elde edilmiştir. Son

aşamada ise 30˚C sıcaklıkta aerobik çürümeye bırakılan çamurlar anoksik koşulları

temsil etmesi amacıyla işletme periyodunun yarı süresince (3-5 mgO2/L olacak

şekilde) havalandırılmıştır.

Sonuç olarak Wett ve diğ. (2006), anaerobik koşullarda aerobik inert partiküllerin

yaklaşık %25’inin biyolojik olarak ayrışabilir forma geldiğini, ileri aerobik

stabilizasyonda ise anaerobik inert partiküllerin %5’inin biyolojik olarak ayrışabilir

forma geldiğini belirtmişlerdir. Stabilizasyon sonucunda inert solunum ürünlerinin

ilave azot oluşturduğunu belirtmişlerdir. Denitrifikasyonda kullanılan karbonun, ham

kompozit materyallerden (%54) ve inaktif aerobik biyokütleden (%31) sağlandığını

gözlemlemişlerdir. Optimum aerobik bekletme süresi 2,5 gün olarak belirlenmiştir.

2.3. Yasal Mevzuat

2.3.1. Türkiye’de Durum

Türkiye’de arıtma çamurlarının yönetimi ile ilgili Çevre ve Orman Bakanlığı

tarafından hazırlanan birçok yönetmelik vardır. Başlıca yönetmelikler Su Kirliliği

Kontrol Yönetmeliği (SKKY, 2004), Katı Atıkların Kontrol Yönetmeliği (KAKY,

1991), Toprak Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği ve Tehlikeli Atıkların Kontrolü

Yönetmeliği (TAKY, 2005) olarak verilebilir. Bu düzenlemelerde istenen kirletici

parametrelerin analizlerinin özellikle yöntemleri, enstrümentasyonu ve sonuçlarının

değerlendirilmesinde belirsizlikler ve sistematiği açısından eksiklikler vardır.

Arıtma çamurlarının nihai bertaraf yöntemlerinden özellikle katı atık düzenli

depolama ilgili düzenlemeler TAKY Ek 11-A’da verilmiştir. Basel Sözleşmesi’ne

uyarlanarak güncelleştirilen yönetmelik, arıtma çamurlarının tehlikeli atık

kapsamında değerlendirme ve düzenli katı atık depolarında depolanabilme

kriterlerini vermektedir. Ayrıca çamur yönetimi kapsamında tehlikeli atık olarak

42

değerlendirilen çamurların atık miktarının azaltılması, geri kazanılması, düzenli

depolama alanına kabul edilebilmesi veya zararlı etkilerinin minimuma indirilmesi

için gerekli fiziksel, kimyasal ve biyolojik işlemler de verilmiştir. Evsel ve

endüstriyel atıksu arıtma tesislerinden kaynaklanan çamur keklerinin düzenli

depolama alanlarında depolanabilme kriterlerinin yer aldığı Ek 11-A Tablo 2.2’de

verilmiştir.

Ek 11-A’ya göre atıkların nitelendirilebilmesi için TS EN 12457’nin 4. bölümü (TS

EN 12457-4) Katıdan Özütleme Analizi uygulanmalıdır. Bu analiz sıvı katı oranı 10

L/kg olan ve partikül boyutu 10 mm’den küçük, katı madde içeriği yüksek olan

malzemeler için tek aşamalı parti deneyi olarak tanımlanmaktadır. Yönetmelik

kapsamında eluat konsantrasyonu tehlikeli atık olarak değerlendirilen atıklar tehlikeli

atık düzenli depolama alanlarında, eluat konsantrasyonu tehlikesiz olarak belirlenen

atıklar ayrı olarak evsel atık düzenli depolarında ve eluat konsantrasyonu inert olarak

belirlenen atıklar ise evsel atık düzenli depolarında veya geçirimlik ve yer altı su

seviyesine uzaklıkla ilgili Bakanlıkça belirlenen uygun alanlarda

depolanabilmektedirler.

TAKY Ek 11-A, AB’nin Depolama Direktifi 1999/31/EC Madde 16 ve Ek II

çerçevesinde atıkların depolama alanlarına kabul edilme (WAC) kriterlerine

uyarlanarak hazırlanmıştır. Dolayısıyla, Ek 11-A’nın kriterleri ile ilgili geliştirilen

veri tabanlarının özellikle arıtma çamurlarının AB direktifleri ile uyumlu olarak

çamur yönetimi açısından Türkiye için önemli katkıları olması beklenmektedir.

43

Tablo 2.2. Atıkların Düzenli Depo Tesislerine Depolanabilme Kriterleri

(Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği Ek 11-A, 2005)

İnert Atık olarak muamele görecek

atıklar

Tehlikesiz Atık olarak muamele görecek atıklar

Tehlikeli Atık olarak

muamele görecek atıklar

1 Eluat Kriterleri L/S=10 L/kg

(mg/L) (mg/L) (mgL)

1.01 As (Arsenik) ≤ 0.05 0,05–0,2 < 0,2–2,5

1.02 Ba (Baryum) ≤ 2 2–10 < 10–30

1.03 Cd (Kadmiyum) ≤ 0,004 0,004 – 0,1 < 0,1–0,5 1.04 Cr toplam (Krom

Toplam) ≤ 0,05 0,05–1 < 1 – 7

1.05 Cu (Bakır) ≤ 0,2 0,2 – 5 < 5 – 10 1.06 Hg (Civa) ≤ 0,001 0,001– 0,02 < 0,02– 0,2 1.07 Mo (molibden) ≤ 0,05 0,05 - 1 < 1 – 3 1.08 Ni (Nikel) ≤ 0,04 0,04 – 1 < 1 – 4 1.09 Pb(Kurşun) ≤ 0,05 0,05 – 1 < 1 – 5 1.10 Sb (Antimon) ≤ 0,006 0,006 -0,07 < 0,07 -0,5 1.11 Se(Selenyum) ≤ 0,01 0,01 – 0,05 < 0,05 – 0,7 1.12 Zn (Çinko) ≤ 0,4 0,4 -5 < 5 -20 1.13 Klorür ≤ 80 80 - 1500 < 1500 – 2500 1.14 Florür ≤ 1 1 -15 < 15 -50 1.15 Sülfat ≤ 100 100 – 2000 < 2000- 5000 1.16 DOC (Çözünmüş

Organik karbon)(1) ≤ 50 50-80 <80-100

1.17 TDS (Toplam çözünen katı)

≤400 400-6000 <6000-10000

1.18 Fenol İndeksi ≤ 0,1 2 Orijinal atıkta

bakılacak kriterler (mg/kg)

(mg/kg)

(mg/kg)

2.1 TOC(toplam organik

karbon) ≤30000 (%3) 50000 (% 5)- pH

≥ 6 (2) 60000 ( %6)

2.2 BTEX(benzen, toluen, etilbenzen ve xylenes)

6

2.3 PCBs 1 2.4 Mineral yağ 500 2.5 LOI ( Kızdırma Kaybı) 10000 (%10)

(1) DOC limit değeri atığın kendi pH değerinde sağlanamıyorsa, pH 7,5 – 8,0 değerinde test tekrarlanmalı

ve limit değerin aşılmadığı tespit edilmelidir.

(2) Tehlikesiz jips bazlı atıkların evsel atık düzenli depolama sahalarında çözünebilen atıkların kabul

edilmediği ayrı bir hücrede depolanması gerekir. Jips bazlı atıklarla birlikte depolanacak atıkların bu

limitleri sağlaması gerekir.

44

2.3.2. Avrupa Birliği’nde Durum

Avrupa’da arıtma tesislerinde oluşan arıtma çamurunun kuru ağırlığı günlük kişi

başına ortalama 58 gramdır (27 ve 99 gram arasında değişmektedir). Kentsel Atıksu

Direktifinin (UWWTD - 91/271/EEC) tam olarak uygulanmaya başlamasıyla AB

nüfusunun büyük çoğunluğu atıksu arıtma tesislerinden hizmet almaya başlamıştır.

Dolayısıyla, atık çamur seviyesinin % 38 kadar artığı tahmin edilmektedir (ÇOB-

Evsel, 2007).

AB’de genel bir perspektiften bakıldığında, çamur yönetimi genel olarak iki hususta

odaklanmaktadır. Bunlar, çamur üretim miktarının azaltılabilmesi için arıtma

metotlarının geliştirilmesi ve oluşan çamur keklerinin depolanması yerine yeniden

kullanım opsiyonlarının uygulanmasıdır AB’de temelde, su ve atıksu arıtma

tesislerinden çıkan son çamurun kontrolü için 2 seçenek vardır: depolama veya

araziye uygulama (tarımda veya toprak iyileştirmesinde yeniden kullanma). Bir diğer

nihai bertaraf uygulaması olan yakma yöntemi çoğunlukla en son çözüm olarak

değerlendirilmektedir ve tercih edilmemektedir. Ancak yine de AB’de atıksu arıtma

çamurunun nihai bertarafı için değişik üye ülkelerin uyguladıkları metotlar ve

yaklaşımlarla ilgili tartışmalar halen devam etmekte olup ve bu konuda henüz ortak

bir standart oluşturulamamıştır (Spinoza, 2005). Bazı Avrupa ülkelerinde çamur

keklerinin % 50- 75’lik kısmının düzenli depolama sahalarına gönderilmektedir.

Geri kalan % 25 -50’lik kısım ise tarım bölgelerinde toprak iyileştiricisi olarak

kullanılmakta veya diğer geri dönüşüm sistemleri içinde (örneğin, park ve bahçe

düzelmemelerinde) değerlendirilmektedir (ÇOB-Evsel, 2007)

Düzenli depolama yeterince boş alan olduğu taktirde çoğunlukla evsel katı atıklar

için bilinen en uygun bertaraf yöntemidir. Diğer taraftan, arıtma çamurlarının

depolama alanlarındaki bertarafı büyük zorluklar içermektedir (Spinoza, 2005). Bir

kaç yıl öncesine kadar AB’de çamur kekinin depolanması çamur uzaklaştırma için en

temel seçenek iken aynı zamanda, yüksek organik madde içerikli katı atıkların

depolanması AB tarafından yasaklanmıştı (Nowak, 2006). Zira, organik maddelerin

araziye uygulaması bitkinin gelişimi açısından zararlı olduğu da belirtilmektedir.

Dolayısıyla organik atıkların depolanması depolama alanlarındaki sızıntının alan

kapatıldıktan ve iyileştirildikten sonra bile arıtılması zorunluluğudur (Nowak, 2006;

Spinosa, 2005).

45

19 Aralık 2002 tarihinde Avrupa Birliği, Depolama Direktifi 1999/31/EC Madde 16

ve Ek II çerçevesinde atıkların depolama alanlarına kabul edilmesi için uygun kriter

ve prosedürleri onaylayan bir ek’le beraber Konsey Kararı’nı (2003/33/EC) kabul

etti. Karar;

- Atıkların depolama alanlarına kabul edilebilirliğini tayin eden prosedürleri

- Farklı sınıflandırılan depolama alanlarına atık kabulü için limit/eşik değerleri

ve diğer kriterleri

- Depolama alanlarına atığın kabul edilebilirliğinin tayininde kullanılan test

metotlarını

kapsamaktadır (EC, 2003).

16 Temmuz 2004 tarihinden itibaren bu kararın her AB üyesi ülke tarafından

onaylanması gerektiği belirtilmiştir. Direktif’in amacı, depolamanın çevre ve insan

sağlığı üzerindeki olası olumsuz etkilerini önlemek veya azaltmaktır. Direktif ayrıca

depolamanın mühendislik kısmından ziyade depolanacak atığın karakteristiği ile

ilgili bazı gereklilikleri içermektedir. Bu gerekliliklere örnek olarak depolama öncesi

atığın daha çok arıtılması ve biyolojik olarak ayrışabilir evsel atıkların depolamadan

ayrı tutulması verilebilir (EC, 2003).

Bu direktifte depolama alanları üç sınıfa ayrılmıştır: yalnızca tehlikeli, tehlikeli

olmayan veya inert atıklar. Sıvı (likit) atıklar, tıbbi atıklar ve diğer patlayıcı, yanıcı,

korozif, oksitleyici gibi özelliklere sahip tehlikeli atık sınıfında yer alan atıklar

depolama alanlarına kesinlikle kabul edilmemektedir. İnert olarak tanımlanan atıklar

ise genellikle önemli fiziksel, kimyasal veya biyolojik dönüşümler geçirmeyen,

çözünmeyen, yanmayan, fiziksel ve kimyasal olarak reaktif olmayan, biyolojik

olarak ayrışmayan, önemli miktarlarda sızıntı oluşturmayan ve diğer atıklarla bir

arada bulunduğunda oksitleyici özelliği olmayan atıklar olarak tanımlanmıştır.

Tehlikeli olmayan atıklar ise genellikle evsel atıklar, ilgili atık kabul kriterine uyan

diğer tehlikeli olmayan atıklar (inert atıkları içeren) ve bazı durumlarda, stabil ve

reaktif olmayan atıklardır. Bu atıklar biyolojik olarak ayrışabilir tehlikeli olmayan

atıklarla birlikte biyokütle içinde kesinlikle depolanmaması gerektiği vurgulanmıştır

(EC, 2003).

46

Düzenlemeler daha çok depolama operatörlerine zorunluluklar getirse de, atık

üreticileri de bu düzenlemelerden etkilenmektedir. Atık üreticileri depolanacak atığın

ilgili bütün gerekliliklere uygun olduğunu kanıtlamak için operatörlerle beraber

çalışma ihtiyacı duyacaklardır. Atıkları için uygun yönetim rotasına karar verme atık

üreticilerine bırakılmıştır. İngiliz hükümeti atık üreticileri için ilk amacın atıklarını

azaltmak, geri dönüştürmek veya yeniden kullanmak olduğunu beyan etmiştir.

Depolama alanına hiçbir koşulda uygun bulunmayan atıklar için alternatif

uzaklaştırma metotlarının araştırılması gerekmektedir (DEFRA, 2005).

Depolama Direktifi’nin depolama alanına gönderilen atıklar için hazırladığı atık

kabul kriteri (WAC) ile atık karakterizasyonu, tayin ve yerinde doğrulama

yapılabilmektedir. WAC limitleri, tipik bir depolamanın yer altı ekosositemine

etkilerinin modellenmesi ile oluşturulmuştur ve bu limitler yer altı suyu kirlenmesini

önlemek amacını taşımaktadır. Depolanacak tehlikeli atıklar ilgili WAC’ı karşılamak

zorundadır. Monolitik ve granüler tehlikeli atıklar için sızabilen inorganik maddeler,

fiziksel stabilite için standartlarla birlikte organik içeriği ile ilgili birçok limit

değerler vardır (DEFRA, 2005).

Sonuç olarak, depolamanın bütün sınıflandırılmaları için genel koşullar depolama

alanın yeri, su kalite kontrolü için alınan önlemler, sızıntının yönetimi ve toprak ve

suyun korunumu üzerine odaklanmıştır. AB’deki çevresel politikalar atıkların

dönüştürülmesi üzerine olsa dahi artan maliyet ve uygulama zorunlulukları nedeni

ile, depolama gibi diğer nihai bertaraf yöntemlerinin getirilen sıkı yönetmeliklerle

uygulanması devam etmektedir (Spinosa, 2005).

2.3.3. ABD’de Durum

ABD’de çamur yönetimi ile ilgili düzenlemeler temel olarak riske dayalıdır. Gerekli

çamur ve biyokatıların arıtma, prosesleri ve nitelikleri ABD Kodu Bölüm 40 Kısım

258’de (depolama için) ve Kısım 503’de (yüzey bertarafı, arazi uygulaması, yakma

için) verilmiştir. Arazi uygulaması için Sınıf A (halk kullanım alanları, temel besinler

vb. için) ve Sınıf B (buğday, çim, orman alanları vb. için) tanımlamaları getirilmiştir

(Dentel, 2007).

47

Biyokatıların nihai bertarafı için gerekli düzenlemeler Kısım 503’de yapılmıştır.

Araziye uygulanacak biyokatıların bu sıkı düzenlemeler ve kalite standartlarına

uyması sağlanmalıdır. Biyokatıların araziye kabul edilmesi için metal içerikleri,

patojen giderimi, arazi sınırlamaları, ürüne uygulama kısıtları ve izlenmesi gibi

birçok sınırlamaları vardır (USEPA, 2007).

USEPA’nın Evsel Katı Atık Depolama sahalarının Dizaynı, İşletmesi ve Kapanışı

adlı yayınında biyokatıların evsel katı atık depolarında depolanabilmesi için boya-

filte sıvı testinden (biyokatıların susuzlaştırılması ile ilgili) geçmiş olması

gerekmektedir. Ayrıca biyokatılar %5’den fazla poliklorinli bifenil (PCB)

içermemeli ve Kaynak Korunumu ve İyileştirmesi Hareketi (RCRA) veya Toksisite

Karakteristik Sızma Prosedürü’ne (TCLP) göre belirlenen tehlikeli atık niteliğinde

olmamalıdır (Biosolids, 2007).

2.3.4. Rusya’da Durum

Çamur problemini çözmenin gerekliliği atıksuların biyolojik olarak arıtıldığı

tesislerde bütün ülkelerde eş zamanlı olarak ortaya çıkmıştır. Ancak, Rusya’da çeşitli

nedenlerden dolayı, özellikle orta ve yüksek kapasiteli tesislerde bu probleme

yeterince önem verilmemiştir. Ülkede henüz atıksu çamurları için normatif ve

yasama tabanlı bir yönetmelik geliştirilmemiştir.

1998 yılında Rusya Federasyonu Federal Kanunu’nda atıkların çevresel açıdan güvenilir

olarak arıtılması için “Endüstriyel ve Evsel Atıklar” yasal düzenlemesi oluşturulmuştur.

2000-2004 yılları arasında Rusya Federasyonu’nda atıkların arıtılması ile ilgili arıtma

çamurlarının da dahil olduğu bir provizyon geliştirilmiştir. Buna göre, Atıkların Federal

Sınıflandırma Katalogu’na adaptasyonu, atıkların çevredeki tehlike düzeylerine göre

sınıflandırılması ve tehlikeli atık arıtımı için lisans geliştirilmesi söz konusudur.

Diğer ülkelerde olduğu gibi, Rusya Federasyonu’nda da çamurların nihai bertarafında

arıtma tesislerinin farklı iklimsel koşullarda işletilmesi, arazi kaynakları, tarımda kullanılan

gübrelere duyulan ihtiyaç gibi değişik faktörlere bağlı olarak çamurların yakılmasında ve

depolanmasında çevresel problemler yaşanmaktadır. Rusya Federasyonu’nda temel

normlar arıtma çamurlarının gübre olarak kullanılmasında çamurların kompozisyonunun

ve karakteristiklerinin tayini üzerine oluşturulmuştur (Gunter, 2006).

48

3. MATERYAL VE METOD

3.1. Numune Alma Yerleri

Deneylerde kullanılan çamur numuneleri hem evsel hem de endüstriyel olmak üzere

5 farklı atıksu arıtma tesisinden alınmıştır. Tablo 3.1’de seçilen atıksu arıtma

tesislerinin işletilmesi ve alınan çamurların deneysel kurulumu ile ilgili bilgiler yer

almaktadır.

Tablo 3.1. Atıksu arıtma tesislerinin işletilmesi ve deneysel kurulum

Atıksu Arıtma Tesislerinin

İşletilmesi

Stabilizasyon Çalışmaları

AAT’ler Atıksu

Kaynağı

Ortalama Debi

(m3/gün)

Çamur Yaşı (gün)

Çamura Uygulanan İşlemler

Aerobik Anaerobik

AAT1 Evsel 60.000 17 DAF +

Santrifüjler AE1 AN1

AAT2 Evsel 210.000 2

Gravite/DAF + Çürütme+ Santrifüjler

AE2 AN2

AAT3 Endüstriyel

(İlaç) 30 >50 Filtre pres AE3 -

AAT4 Endüstriyel

(Deri) 4.500 14

Gravite+

Filtre Pres AE4 AN4

AAT5 Endüstriyel

(Tekstil) 36.000 >15

Gravite+

Filtre pres AE5 AN5

Birinci atıksu arıtma tesisi (AAT1) sadece evsel atıksu kabul etmekte ve 60.000

m3/gün’lük (ortalama debi) bir kapasite ile çalışmaktadır. AAT1, aktif çamur sistemi

49

ve ileri arıtma için biyolojik fosfor gideren bir ünite içermektedir. Sistem 17 günlük

çamur yaşı ile çalıştırılmaktadır. Atık çamur çözünmüş oksijen flotasyonu (DAF)

tankına, oradan da santrifüjlere alınmaktadır. İkinci atıksu arıtma tesisi (AAT2) hem

evsel hem de endüstriyel (özellikle deri endüstrisi) atıksuları kabul etmekte ve

210.000 m3/gün’lük (ortalama debi) bir kapasite ile çalışmaktadır. AAT2 günlük

çamur yaşı 2 gün olan konvansiyonel aktif çamur ünitesine sahiptir. Ön çökeltme

çamuru ve biyolojik fazla çamur, sırasıyla yer çekimli (graviteli) ve DAF çamur

yoğunlaştırıcılarına alınmaktadır. Bu iki çamur akımları birleştirildikten sonra

homojene olmuş çamur biyolojik çamur çürütme tanklarına gönderilir. Üçüncü atıksu

arıtma tesisi (AAT3), bir ilaç endüstrisi tesisinden kaynaklanan atıksuları arıtmak

için tasarlanan hem kimyasal hem de biyolojik (aktif çamur sistemi) üniteleri

içermektedir. AAT3, 30 m3/gün’lük bir ortalama debiye ve 50 günden fazla olan bir

çamur yaşına sahiptir. Tesiste oluşan çamurlar plaka filtre prese gönderilmektedir.

Dördüncü atıksu arıtma tesisi (AAT4) bir deri organize sanayisinden kaynaklanan

atıksuları almaktadır ve 4.500 m3/gün’lük bir ortalama debiye sahiptir. Tesiste, ön

çöktürme çamuru ve biyolojik çamur akımları birleştirildikten sonra homojene olmuş

çamur, çamur susuzlaştırma ünitesine alınmaktadır. Beşinci atıksu arıtma tesisi

(AAT5) bir organize tekstil sanayisinden kaynaklanan atıksuları kabul etmektedir ve

36.000 m3/gün’lük bir ortalama debiye sahiptir. Biyolojik arıtma prosesinden gelen

çamur ile ön çökeltme tankından gelen çamur ayrı olarak yoğunlaştırılmaktadır.

Yoğunlaştırılan çamurlar birleştirilerek filtre presler vasıtasıyla susuzlaştırılmaktadır.

Çamur numuneleri AAT1’de DAF tankının çıkışından; AAT2’de ön çöktürme tankı

ve aktif çamur tankı çıkışından; AAT3’de aktif çamur tankı çıkışı; AAT4’de ön

çöktürme tankı ve aktif çamur tankı çıkışı; AAT5’de ise son çöktürme geri devir

hattından alınmıştır. AAT’lerden kaynaklanan çamur keklerinin karakterizasyonunu

belirlemek için çamur kekiörnekleri tesisin son kademesinden, uzaklaştırmadan önce

alınmıştır.

3.2. Çamur Stabilizasyonu Çalışmaları

3.2.1. Aerobik Çamur Stabilizasyonu Çalışmaları

Aerobik çamur stabilizasyonu için 20 ± 0,5oC sabit sıcaklıkta 5 L silindir reaktörler

kullanılmıştır. Reaktörlerdeki çözünmüş oksijen konsantrasyonu, hava taşları

50

kullanılarak en az 2 mg/L olacak şekilde muhafaza edilmiştir. Ayrıca, rektörlerin tam

karışımı manyetik karıştırıcılar ile sürekli olarak sağlanmıştır. Sodyum bikarbonatın

(NaHCO3) ilavesi ile pH, 7±0,5 seviyelerinde tutulmuştur. Gerektiğinde asit veya baz

(0,1 N HCl veya NaOH) çözeltileri de ilave edilmiştir.

3.2.2. Anaerobik Çamur Yoğunlaştırma

35±0,5oC sıcaklıkta 125 rpm’de orbital karıştırıcıda yürütülen anaerobik

stabilizasyon deneylerinde 0,5 L veya 1 L hacminde ağızları gaz geçirmeyecek

şekilde kapatılmış olan erlenler kullanılmıştır. Deneylerin başlangıcında pH tamponu

olarak 0,5 g/L NaHCO3 kullanılmıştır. AAT2’nin anaerobik çürütücü tankından

alınan aşı bütün anaerobik reaktörlere (%5 (v/v)) ilave edilmiştir. İnkübasyon

başlangıcında anaerobik reaktörlerden oksijen (O2) gazının sıyrılması için azot (N2)

gazı geçirilmiştir.

3.3. Laboratuvar Ortamında Çamur Kekinin Oluşturulması ve Katıdan

Özütleme Analizi

Reaktörlerden tam karışımdan alınan çamur numuneleri 5.000 rpm’de 5 dakika süre

ile santrifüj edilerek çamur keki oluşturulmuştur. Katıdan Özütleme Analizi (TS EN

12457-4:2003) uyarınca çamur keki örnekleri oda sıcaklığında (20 ± 5˚C) 24 ± 0,5

saat tam karışıma bırakılmıştır. Deney sonunda oluşan toplam çamur keki

numunesine analiz uyarınca “orijinal atık”, aynı numunenin gözenek çapı 0,45 µm

olan Milipore membran filtreden geçirilmesi ile oluşan süzüntüye ise “eluat” adı

verilmektedir. Katıdan Özütleme Analizi metoduna göre 90 g ± 5 g kuru madde

içerecek şekilde çamur örneğinin alınması ve 10 L/kg - %2 olacak şekilde çamura su

ilave edilmesi gerekmektedir. Ancak laboratuvar ortamında sınırlı miktarda

hazırlanan çamur keki örneklerinin yaş kütlesi 0,5 L’ye tamamlanmıştır. Yapılan

deneylerde katı madde miktarının azaltılmasının sonuçları etkilemediği

görüldüğünden Katıdan Özütleme Analizi, daha az ağırlıklarda ve hacimlerde

çalışılmıştır. Sonuçların değerlendirilmesinde yapılan seyreltmeler dikkate alınmıştır.

51

3.4. Kimyasal Ölçümler

3.4.1. AKM/UAKM

Reaktörlerde tam karışımdan alınan çamur örneklerinde askıda katı madde (AKM)

ve uçucu askıda katı madde (UAKM) parametreleri Standart Metotlar (APHA 2005)

uyarınca tayin edilmiştir. Çamur numuneleri, darası önceden alınmış efektif gözenek

çapı yaklaşık olarak 1,5 µm olan Milipore AP 40 cam elyafı filtreden süzülmüştür.

AKM/UAKM parametreleri 2-3 gün aralıklarla ölçülmüştür.

3.4.2. Su Muhtevası

Gerçek ve laboratuar ortamında oluşturulan çamur keki örneklerinde su muhtevası

parametresi Standart Metotlar (APHA 2005) uyarınca 4-7 gün aralıklarla tayin

edilmiştir.

3.4.3. Toplam Çözünmüş Madde

Katıdan Özütleme Analizi’ne tabi tutulan çamur keki örneklerinin membran filtreden

süzülmüş numunelerinde (kek eluat) toplam çözünmüş madde (TÇM) Standart

Metotlar (APHA 2005) uyarınca tayin edilmiştir. TÇM parametresi deneylerin

başında ve sonundaolmak üzere toplam 2 kez ölçülmüştür.

3.4.4. pH

pH parametresi, reaktörlerden tam karışımdan alınan çamur örneklerinde ve kek

eluatında 2-3 günaralıklarla ölçülmüştür.

3.4.5. TOK/ÇOK

Toplam organik karbon (TOK) parametresi reaktörlerden tam karışımdan alınan

çamur (reaktör toplam) ile gerçek ve laboratuar ortamında oluşturulan çamur keki

örneklerinin Katıdan Özütleme Analizi uyarınca oluşturulan numunelerde (kek

toplam) ölçülmüştür. Çözünmüş organik karbon (ÇOK) ise orijinal çamur

örneklerinin gözenek çapı 0,45 µm olan membran filtreden süzülmüş numunelerinde

(reaktör süzüntü) ve kek eluatında ölçülmüştür. TOK ve ÇOK ölçümleri yüksek

sıcaklıkta yanma sağlayan Shimadzu TOC-5000A enstrümanı ile Türk Standartları

52

(TS 8195) uyarınca gerçekleştirilmiştir. TOK/ÇOK parametreleri 2-7 gün aralıklarla

ölçülmüştür.

3.4.6. TKN ve NH3-N

Toplam Kjeldahl Azotu (TKN) ve amonyak azotu (NH3-N) parametreleri

reaktörlerde tam karışımdan alınan çamur numunelerinde (orijinal çamur) Standart

Metotlar (APHA 2005) uyarınca ölçülmüştür. TKN ve NH3-N stabilizasyon

deneylerinin başında ve sonunda olmak üzere toplam 2 kez ölçülmüştür.

3.5. Respirometrik Olarak Aerobik Stabilizasyonun Değerlendirilmesi

Çalışmanın bu bölümü, evsel atıksu arıtma tesislerinden alınan çamur örneklerinde

belirlenen aktif heterotrofik biyokütle seviyesinin ÇOK/TOK deneyleri ile

karşılaştırılması ile ilgilidir (AAT1 ve AAT2). İlk olarak, aktif heterotrofik biyokütle

tam kararlı simülasyonlar ile Aktif Çamur Model No:1 (AÇM1) kullanarak

hesaplanmıştır (Henze ve diğ. 2000). Heterotrofik aktif biyokütle, ortalama giriş KOİ

karakterizasyonunu ve işletme koşullarını kullanarak arıtma tesisinin simülasyonu ile

Aktif Çamur Modeli No: 1 (uyarlanmış içsel solunum yaklaşımı) uyarınca tayin

edilmiştir. Heterotrofik aktif biyokütle konsantrasyonu modifiye edilmiş AÇM1’nin

bir hal değişkenidir. Kısaca, biyolojik olarak ayrışabilir KOİ (CS1) ortalama giriş

koşulların kullanılmasıyla kararlı hal koşulları altında modele göre tamamen

tüketilmektedir. Proses stokiyometresine dayanarak, heterotrofik aktif biyokütle

aşağıda verilen formüle göre de hesaplanabilir (Orhon ve Artan, 1994):

HRT

SRTC

SRTb

YX S

H

HH ⋅⋅

⋅+= 1

1 (4.1)

Burada,

XH: Heterotrofik aktif biyokütle (mg/L)

YH: Heterotrofik verim (hücresel KOİ/KOİ)

CS1: Biyolojik olarak ayrışabilir KOİ (biyolojik olarak hazır SS1 ve biyolojik olarak

yavaş ayrışabilen KOİ, XS1 toplamıdır.)

53

SRT: Çamur bekletme süresi (gün)

HRT: Hidrolik bekletme süresi (gün)

bH: İçsel solunum hızı (1/gün)

olarak ifade edilmektir.

Model simülasyonlarında son çöktürme tankında, hiçbir biyolojik reaksiyonun ve

çamur depolamanın oluşmadığı kabulü yapılmıştır. Aerobik çamur çürümeden sonra,

zamana bağlı heterotrofik aktif biyokütle (Orhon ve Artan, 1994):

XH(t)=XH0·e-bH·t (4.2)

formülüne göre hesaplanmıştır.

Burada,

XH0: Başlangıç heterotrofik aktif biyokütle (mg/L)

bH: İçsel solunum hızı (gün-1)

t: Zaman (gün)

olarak verilmektedir.

Biyokütle artışının tesis planı ile birlikte atıksu giriş karakterizasyonu ve işletme

parametrelerine göre simülasyonu yapılmıştır. Benzer olarak, 20 günlük bir aerobik

çürütmenin sonunda, aktif biyokütle fraksiyonundaki azalma ile UAKM giderimi

arasındaki ilişkiyi bulmak için biyokütlenin aktif fraksiyonu simülasyon ile

hesaplanmış ve çamurda yürütülen ÇOK/TOK deneyleri ile karşılaştırılmıştır.

Aktif biyokütle konsantrasyonlarını belirlemede kullanılan kesikli oksijen tüketim

hızı (OTH) deneyleri AAT1 ve AAT2 için ilk gün ve 20-gün aerobik çürütülmüş

çamurlarda yürütülmüştür (İnsel ve diğ., 2003). Kesikli OTH deneyleri 1,5 L lik

beherlerde 500 mgKOİ/L başlangıç konsantrasyonunu temsil eden asetat ile

aşılanarak başlatılmıştır (Avcıoğlu ve diğ. 1998). OTH verileri Applitek Ra-Combo

respirometre ile elde edilmiştir. Applitek RA-Combo respirometre cihazı, 5 litrelik

54

pleksiglastan bir ana reaktör ve oksijen tüketim hızının ölçüldüğü bir hücreden

oluşmaktadır. Respirometrenin iç hücresi tamamı ile kapalı 0,75 litrelik bir hücre,

çözünmüş oksijen ölçüm probu, numune pompası, 4 adet selenoid vana ve kontrol

ünitesinden oluşmaktadır. Respirometrik çalışmalarda hava debisi, OTH ölçümleri en

az 5-6 mg/l çözünmüş oksijen konsantrasyonu ile başlayacak şekilde ayarlanmıştır.

Nitrifikasyon aktivitesini durdurmak için nitrifikasyon inhibitörü (Formula 2533TM-

Hach Company, USA) ilave edilmiştir. Giriş atıksu karakterine dayanan model, daha

önce aynı AAT’den (AAT2) atıksuyun karakterize edildiği Çokgör ve diğ. (1998) ve

Orhan ve diğ.’nin (1997) çalışmalarından alınmıştır. AAT1 için çözünmüş inert (SI),

hızlı ayrışabilir (SS), yavaş ayrışabilir (XS) ve partikül inert (XI) KOİ fraksiyonları

sırasıyla %5, %15, %59 ve %14 olarak kabul edilmiştir (Çokgör, 1998). AAT2 için

çözünmüş inert (SI), hızlı ayrışabilir (SS), yavaş ayrışabilir (XS) ve partikül inert (XI)

KOİ fraksiyonları sırasıyla %11, %34, %32 ve %23 olarak kabul edilmiştir.

55

4. DENEYSEL SONUÇLAR VE DEĞERLENDİRME

4.1. Ham Çamur Karakterizasyonu

Evsel ve endüstriyel tesislerden oluşan atık çamurlarda aerobik ya da anaerobik

stabilizasyon işlemi öncesi ham çamur karakterizasyonu belirlenmiş ve elde edilen

sonuçlar Tablo 4.1’de verilmiştir. Test edilen evsel çamurlar (AAT1 ve AAT2) için

ölçülen başlangıç UAKM/AKM oranları sırasıyla, 0,59 ve 0,48 olarak bulunmuştur.

Ancak bu değerler evsel AAT’ler için genel olarak kabul edilen 0,80 değerinden (Li,

1997) oldukça düşüktür. Bu durum AAT2 için giriş atıksuyunda çok yüksek oranda

endüstriyel atıksu katkısı olması ile, AAT1 için ise bu arıtma tesisine bağlı bulunan

kanalizasyon sisteminin birleşik sistem olması ile açıklanabilir. AAT3, AAT4 ve

AAT5 için ölçülen başlangıç UAKM/AKM oranları sırasıyla, 0,67; 0,54 ve 0,58’dir.

Evsel AAT çamurları (AAT1 ve AAT2) üzerinde yürütülen deneylerde TOK/UAKM

oranı sırasıyla 0,82 ve 1,06 olarak bulunmuştur. Endüstriyel çamurlarda (AAT3,

AAT4 ve AAT5) için TOK/UAKM oranları ise sırasıyla %48, 59, 50 olarak

bulunmuştur. Çamurlarda ölçülen yüksek TKN konsantrasyonları, literatürde kuru

ağırlık bazında %1,5-4 olarak belirtilen değerler (Tchobanoglous ve diğ., 2003)

arasında yer almaktadır.

56

Tablo 4.1. AAT’ler için ortalama çamur karakterizasyonu

UAKM TOK ÇOK TKN NH3-N Örnek

mg/L

UAKM/

AKM mg /L mg /L mg N/L mg N/L

AAT1 18.300±450 0,59 14.950 ± 597 75 ± 3 1.543 ± 14 91 ± 5

AAT2 23.500 ± 94 0,48 24.950 ± 998 286 ± 11 1.602 ± 27 194 ± 10

AAT3* 8.000 ± 240 0,67 3.850 ± 154 320 ± 13 711 ± 11 12 ± 1

AAT4 14.000 ± 212 0,52 8.215±328 366±13 1.483 186

AAT5 26.000 ± 275 0,58 12.880±515 230±9 1.643 ±13 126 ± 20

*çamur yoğunlaştırma uygulanmamıştır

İncelenen atıksu arıtma tesislerinde oluşan son ürün atık keklerinde katı madde

muhtevaları ve TS EN 12457-4 standardı uyarınca “Katıdan Özütleme Analizi”

uygulanarak elde edilen TOK ve ÇOK değerleri Tablo 4.2’de sunulmuştur.

Tablo 4.2. AAT’lerden alınan çamur keklerinin karakterizasyonu

TOK ÇOK Katı Madde Muhtevası

Örnek

mg/kg kuru madde mg/L %

AAT1 156.300 450 29

AAT2 256.000 700 23

AAT3 250.000 4.500 23

AAT4 104.700 80 34

AAT5 198.200 210 14

Bu sonuçlar incelendiğinde hem evsel hem de endüstriyel atıksu arıtma tesisi çamur

keklerinin “Tehlikeli Atıklar Kontrol Yönetmeliği, (TAKY, 2005)”, EK 11-A’da

belirtilen TOK ve ÇOK limitleri uyarınca oluşan keklerin depolama alanlarına kabul

edilmesi ile ilgili kriterlere göre uygun olmadığı anlaşılmaktadır. Bu nedenle

57

incelenen sistemlerde atık çamurda hem aerobik hem de anaerobik stabilizasyon

uygulamaları gerçekleştirilmiştir.

Evsel ve endüstriyel AAT’lerden alınan çamurların aerobik stabilizasyonu (AEi) ve

anaerobik stabilizasyon (ANi) çalışmaları yürütülmüş olup laboratuvar ortamında

aerobik ve anaerobik çürütme reaktörlerinden alınan numunelerin santrifüjlenmesi ile

oluşturulan çamur keklerinin (AEKi ve ANKi) Katıdan Özütleme Analizi’ne tabi

tutulması ile elde edilen sonuçlar aşağıda aerobik ve anaerobik stabilizasyon için ayrı

ayrı verilmiştir.

4.2. Aerobik Stabilizasyon Sonuçları

Aerobik stabilizasyon çalışmaları evsel (AAT1 ve AAT2) ve endüstriyel AAT’lerden

(AAT3, AAT4, AAT5) alınan çamurlar üzerinde yürütülmüştür. Aerobik koşullarda

yürütülen çamur stabilizasyonu çalışmalarının deneysel sonuçları AKM, UAKM,

TOK, ÇOK ve NH3-N parametreleri bazında değerlendirilmiştir. Stabilizasyon

esnasında reaktörlerin pH değerleri düzenli aralıklarla ölçülmüş ve uygun aralıklarda

kalması sağlanmıştır. Aerobik çürütme deneylerinin uygulanması esnasında, AKM

ve UAKM ölçümleri bütün AAT’ler için zamana bağlı olarak UAKM değişimini

belirlemek amacıyla yürütülmüştür. TOK ve ÇOK ölçümleri de çamurların

stabilizasyon seviyesi ile ilgili verinin sağlanması amacıyla yürütülmüştür. Ayrıca,

stabilizasyon sonunda çamurların TKN ölçümleri yapılmıştır.

4.2.1.Evsel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları

AE1: Evsel AAT1’den alınan çamurun 3:5 (v:v) oranında seyreltilmesi ile aerobik

stabilizasyonu (AE1) esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin

zamana karşı değişimi Şekil 4.1’de gösterilmiştir. AE1’in stabilizasyon esnasında

ortalama değeri 6,8 olan pH değişimi ise Şekil 4.2’de verilmiştir.

58

0

10000

20000

30000

40000

0 5 10 15 20 25 30 35Zaman (gün)

AK

M, U

AK

M, T

OK

(m

g/L

)

0

50

100

150

200

ÇO

K (

mg/

L)

AKM UAKM

TOK ÇOK

Şekil 4.1. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE1)

0

3

6

9

12

0 5 10 15 20 25 30 35

Zaman, gün

pH

Şekil 4.2. Zamana karşı pH değişimi (AE1)

AAT1’den alınan biyolojik fazla çamurun aerobik stabilizasyonu ile AKM ve

UAKM giderimi sırasıyla %48 ve %52 olarak elde edilmiştir. Aerobik

stabilizasyonda 27 gün sonunda sabit değerlere ulaşılmış ve bu değerler kullanılarak

giderim verimleri hesaplanmıştır. UAKM/AKM oranı başlangıçta 0,59 iken deney

sonunda 0,51’e düşmüştür. AE1 için UAKM giderim verimleri literatürde belirtildiği

aralıklardadır (Vesilind, 2007; German ATV-DVWK, 2003, Tchobanoglous ve diğ.,

2003).

59

Aerobik stabilizasyonun başlangıcında 14.950 mg/L olan TOK değeri stabilizasyon

tamamlandığında %73’lük bir giderim ile yaklaşık 4.000 mg/L olarak ölçülmüştür.

Şekil 4.1’den de görüldüğü üzere stabilizasyonun 20.gününden itibaren TOK

konsantrasyonları yaklaşık aynı değerlerdedir. Aerobik stabilizasyon boyunca

yaklaşık 15-20 güne kadar ÇOK parametresinde bir azalma (<50 mgÇOK/L)

görülmüş ancak ÇOK konsantrasyonu 20 günden sonra yaklaşık 70 mgÇOK/L

değerine ulaşarak sabitlenmiştir. Bu durum aerobik stabilizasyon sürecinde pratik

olarak ayrışmayan özelliğe sahip mikrobiyal ürün oluşumu ile açıklanabilir.

TAKY, 2005 uyarınca atıksu arıtma tesisi atık çamur keklerinin depolama alanlarına

gönderilme kriterlerine uygunluğunun belirlenmesi amacıyla aerobik stabilizasyon

boyunca belirli zamanlarda çemur kekleri oluşturulmuş ve bu kekler “Katı Özütleme

Analizi”’ne tabi tutulmuştur. AE1 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan

çamur kekinde (AEK1) ölçülen TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı

değişimi Şekil 4.3’de verilmiştir. AEK1 için TOK değerleri 160.000-230.000 mg/kg

aralığında salınım göstermiş ve 32 günlük aerobik stabilizasyon sonunda ancak

%18’lik bir düşüş gözlenmiştir. ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta 69 mg/L iken

stabilizasyon sonunda yaklaşık olarak 200 mg/L değerlerinde sabitleşmiştir.

0

100000

200000

300000

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Zaman (gün)

TO

K (

mg/

kg)

0

200

400

600

800

1000

ÇO

K (

mg/

L)

TOK

ÇOK

Şekil 4.3. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK1)

AE2: Evsel AAT2’den alınan çamurun 1:2 oranında seyreltilmesi ile aerobik

stabilizasyonu (AE2) esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi Şekil 4.4’de

60

gösterilmiştir. AE2’nin stabilizasyon esnasında ortalama değeri 6,7 olan pH değişimi

ise Şekil 4.5’de verilmiştir.

0

15000

30000

45000

60000

0 5 10 15 20 25 30 35

Zaman, gün

AK

M, U

AK

M, T

OK

(m

g/L

)

0

200

400

600

800

1000

ÇO

K (

mg/

L)

AKM UAKMTOK ÇOK

Şekil 4.4. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE2)

Stabilizasyonun başında azalan AKM ve UAKM konsantrasyonları yaklaşık 20

günden itibaren sabit hale gelmiştir. AE2’nin 32 günlük stabilizasyonu sonunda

AKM ve UAKM giderimi sırasıyla, %40 ve %51 olarak bulunmuştur. Başlangıçta

UAKM/AKM oranı 0,49 iken stabilizasyon sonunda bu değer 0,40’a düşmüştür. AE2

için UAKM giderim verimleri literatürde belirtilen aralıklardadır (Vesilind, 2007;

German ATV-DVWK, 2003).

AE2 için TOK değeri başlangıçta 25.000 mg/L olarak ölçülmüştür. Stabilizasyon

sonunda yaklaşık %80’lik bir giderim ile TOK konsantrasyonu 4.900 mg/L olarak

ölçülmüştür. Şekil 4.4’den de görüldüğü üzere stabilizasyonun 32. gününden itibaren

AKM ve UAKM parametrelerinde görülen sabitlenme benzer şekilde TOK

konsantrasyonları için de elde edilmiştir. Başlangıçta 285 mg/L olarak ölçülen ÇOK

konsantrasyonu stabilizasyon boyunca mikrobiyal ürün oluşumuna bağlı olarak bir

miktar artış göstermesine rağmen stabilizasyon sonunda %57’lik bir giderimle 120

mg/L olarak ölçülmüştür.

61

0

3

6

9

12

0 5 10 15 20 25 30 35

Zaman, gün

pH

Şekil 4.5. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE2)

AE2 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (AEK2) ölçülen

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.6’da verilmiştir. AEK2

için başlangıç TOK değeri 261.500 mg/kg iken 32 günlük aerobik stabilizasyon

sonunda bu değer %66’lık bir giderimle 89.800 mg/kg olarak ölçülmüştür. ÇOK

konsantrasyonu ise başlangıçta yaklaşık 540 mg/L iken stabilizasyonun 25. gününe

kadar artış göstererek 990 mg/L değerine ulaşmış ve daha sonra 770 mg/L değerine

düşmüştür (32. gün).

0

150000

300000

0 5 10 15 20 25 30 35

Zaman (gün)

TO

K (

mg/

kg)

0

1000

2000

3000

ÇO

K (

mg/

L)TOK

ÇOK

Şekil 4.6. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK2)

62

4.2.1.Endüstriyel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları

AE3: İlaç endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT3) alınan çamurun aerobik

stabilizasyonu (AE3) esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin

zamana karşı değişimi Şekil 4.7’de gösterilmiştir. AE3’ün stabilizasyonu esnasında

ortalama değeri 8,4 olan pH değişimi ise Şekil 4.8’de verilmiştir.

AE3 için yürütülen 26 günlük stabilizasyon çalışması sonunda AKM ve UAKM

giderimleri yaklaşık %30 olarak bulunmuştur. AE3’ün stabilizasyonu esnasında

UAKM/AKM oranları bir değişiklik göstermemiş olup 0,64-0,67 aralığında

kalmıştır.

AE3 için TOK değeri başlangıçta 3.850 mg/L olarak ölçülmüştür. 26 günlük

stabilizasyon çalışması sonunda %34’lük bir giderimle TOK, 2.200 mg/L olarak

ölçülmüştür. Şekil 4.7’den de görüldüğü üzere stabilizasyonun 14.gününden itibaren

TOK konsantrasyonları yaklaşık aynı değerlerdedir. Başlangıçta 320 mg/L olarak

ölçülen ÇOK aerobik stabilizasyon boyunca çözünmüş mikrobiyal ürün oluşumu

nedeniyle artış göstererek deney sonunda 410 mg/L değerine ulaşmıştır.

0

4000

8000

12000

16000

0 5 10 15 20 25 30

Zaman (gün)

AK

M, U

AK

M, T

OK

(m

g/L

)

0

100

200

300

400

500

ÇO

K (

mg/

L)

AKM UAKM TOK ÇOK

Şekil 4.7. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE3)

63

0

3

6

9

12

0 5 10 15 20 25 30

Zaman, gün

pH

Şekil 4.8. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE3)

AE3 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (AEK3) ölçülen

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.9’da verilmiştir. AEK3

için başlangıç TOK değeri 107.800 mg/kg iken 32 günlük aerobik stabilizasyon

sonunda %24’lık bir giderimle 81.660 mg/kg olarak ölçülmüştür. ÇOK

konsantrasyonu ise başlangıçta 150 mg/L iken stabilizasyon sonunda yaklaşık 1.600

mg/L değerine ulaşmıştır.

0

30000

60000

90000

120000

150000

180000

210000

0 5 10 15 20 25

Zaman (gün)

TO

K (

mg/

kg)

0

1000

2000

3000

4000

5000

ÇO

K (

mg/

L)

TOK

ÇOK

Şekil 4.9. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK3)

64

AE4: Deri endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT4) alınan ön çökeltme ve biyolojik

çamurların 1:1 (v/v) oranında karıştırılması ile elde edilen toplam çamurun aerobik

stabilizasyonu (AE4) esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana

karşı değişimi Şekil 4.10’da gösterilmiştir. AE4’ün stabilizasyonu esnasında ortalama

değeri 8,3 olan pH değişimi ise Şekil 4.11’de verilmiştir.

0

8000

16000

24000

32000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Zaman (gün)

AK

M, U

AK

M,T

OK

(m

g/L

)

0

100

200

300

400

500AKM UAKM TOK ÇOK

Şekil 4.10. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE4)

0

3

6

9

12

0 10 20 30 40 50

Zaman, gün

pH

Şekil 4.11. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE4)

65

AE4’ün 42 günlük aerobik stabilizasyon çalışmaları sonunda AKM ve UAKM

giderimi yaklaşık %38 olarak bulunmuştur. AE4’ün stabilizasyonu esnasında

UAKM/AKM oranları 0,50-0,54 arasında seyretmiştir.

AE4 için TOK değeri başlangıçta 8.215 mg/L olarak ölçülmüştür. 45 günlük

stabilizasyon çalışmaları sonunda başlangıç TOK’un %86’sı giderilmiş olup TOK

1.145 mg/L olarak ölçülmüştür. Başlangıçta 366 mg/L olarak ölçülen ÇOK,

stabilizasyon sonunda 66 mg/L olarak ölçülmüştür. Şekil 4.10’dan da görüldüğü

üzere, 28. gün sonra yaklaşık %80’i giderilen ÇOK parametresi bu aşamadan sonra

sabit kalmaya başlamıştır

0

100000

200000

300000

400000

0 10 20 30 40 50

Zaman (gün)

TO

K (

mg/

kg)

0

300

600

900

ÇO

K (

mg/

L)

TOK ÇOK

Şekil 4.12. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK4)

AE4 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (AEK4) ölçülen

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.12’de verilmiştir.

AEK4 için başlangıç TOK değeri 114.345 mg/kg iken 28. güne kadar artış göstermiş

ve 251.000 mg/L olarak ölçülmüştür. Ancak bu günden sonra TOK değeri düşmeye

başlamış ve 45 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda yaklaşık 210.000 mg/L

olarak ölçülmüştür. ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta yaklaşık 150 mg/L iken

stabilizasyon sonunda 295 mg/L olarak ölçülmüştür.

66

AE5: Tekstil endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT5) alınan çamurun 4:5 (v:v)

oranında seyreltilmesi ile aerobik stabilizasyonu (AE5) esnasında AKM, UAKM,

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.13’de gösterilmiştir.

AE5’in stabilizasyonu esnasında ortalama değeri 8,0 olan pH değişimi ise Şekil

4.14’de verilmiştir.

0

10000

20000

30000

40000

50000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

Zaman (gün)

AK

M, U

AK

M,T

OK

(m

g/L

)

0

400

800

1200

ÇO

K (

mg/

L)

AKM UAKM TOK ÇOK

Şekil 4.13. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE5)

AE5’in 39 günlük aerobik stabilizasyon çalışmaları sonunda AKM ve UAKM

giderimi sırasıyla, %40 ve %50’dir. UAKM/AKM oranı başlangıçta 0,58 iken deney

sonunda 0,48’e düşmüştür.

AE5 için TOK değeri başlangıçta 12.880 mg/L olarak ölçülmüştür. 39 günlük

stabilizasyon çalışmaları sonunda TOK 5.340 mg/L olarak ölçülmüştür ve başlangıç

TOK’un %59’u giderilmiştir. Başlangıçta 230 mg/L olarak ölçülen ÇOK,

stabilizasyon sonunda 248 mg/L olarak ölçülmüştür. Şekil 4.13’den de görüldüğü

üzere, stabilizasyon süresince ÇOK değerlerinde önemli bir değişim gözlenmemiştir.

67

0

3

6

9

12

0 10 20 30 40 50

Zaman, gün

pH

Şekil 4.14. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE5)

AE5 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (AEK5) ölçülen

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.15’de verilmiştir.

AEK5 için başlangıç TOK değeri 559.820 mg/kg iken 39 günlük stabilizasyon

çalışmaları sonunda 183.030 mg/L olarak ölçülmüştür. ÇOK konsantrasyonu ise

başlangıçta 230 mg/L iken stabilizasyon sonunda 355 mg/L değerine yükselmiştir.

0

200000

400000

600000

800000

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Zaman (gün)

TO

K (

mg/

kg)

0

100

200

300

400

ÇO

K (

mg/

L)

TOK ÇOK

Şekil 4.15. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK5)

68

4.2.2. Spesifik UAKM Giderim Hızları

Nowak ve diğ. (2006) tarafından stabilize olmuş çamur, UAKM yükü günlük kişi

başına 16-22 gram olan çamurlarda UAKM yüküne bağlı olduğu belirtilmiştir

(Nowak ve diğ., 2006). Bu kabule göre 22 g UAKM/NE.gün’den daha büyük değere

sahip olan çamurların stabilize olmadığı düşünülür. Şekil 4.16 ve Şekil 4.17’de beş

adet AE çamurunun kişi başına UKM giderimleri verilmiştir. Evsel çamurlar için 15

günlük bir aerobik stabilizasyon işlemi sonunda bu değeri sağladığı gözlenmiştir.

Endüstriler için nüfus eşdeğeri (NE) giriş KOİ yükü bazında hesaplanmıştır (q =100

g/NE.gün). Endüstriler için aerobik stabilizasyon için gerekli süre evsele göre çok

daha yüksek olduğu anlaşılmaktadır.

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40

Zaman (gün)

gr U

AK

M/N

E.g

ün

AE1 AE2

Stabilite olmuş çamur aralığı

Şekil 4.16. Spesifik UAKM Giderim Hızı (Evsel Çamurlar)

69

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50

Zaman (gün)

gr U

AK

M/N

E.g

ün

AE3 AE4 AE5

Stabilite olmuş çamur aralığı

Şekil 4.17. Spesifik UAKM Giderim Hızı (Endüstriyel Çamurlar)

4.2.3. TKN Sonuçları

Aerobik koşullarda reaktörlerde nitrifikasyona bağlı olarak NH3-N eser miktarlarda

kaldığından stabilizasyon sonunda NH3-N ölçümleri yapılmamıştır. AE1, AE2 ve

AE3’de 20 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda ölçülen TKN konsantrasyonları

sırasıyla 710, 850 ve 470 mg NH3-N/L ’dir. Buna göre stabilizasyon esnasında AE1,

AE2 ve AE3’ün TKN giderimi sırasıyla, %54, %47 ve %34’dir. AE4’de 46 günlük

ve AE5’de 38 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda ölçülen TKN

konsantrasyonları sırasıyla 491 ve 875 mg/L ’dir. Buna göre stabilizasyon esnasında

AE4 ve AE5’in TKN giderimi sırasıyla, %55 ve %65’tir.

4.2.4. Respirometrik Çalışmanın Genel Sonuçları

Tablo 4.3’de kararlı durum koşulları ve 20 günlük aerobik stabilizasyon için

deneysel UAKM, OTH, TOK/ÇOK ve simüle edilmiş heterotrofik aktif biyokütlenin

(XH) konsantrasyonları verilmiştir. Tablo 4.3’de verilen başlangıç zamanının (süre=0

gün) kesikli aerobik çürütme deneylerindeki koşulları belirtir. Simülasyondan sonra,

yoğunlaşmış çamurda ölçülen UAKM ve OTH için deneysel sonuçları benzer

değerler elde edilmiştir. Modelin aktif çamur sistem davranışlarını tanımlayabileceği

70

sonucuna ulaşılmıştır. AE1 ve AE2 için UAKM konsantrasyonları sırasıyla, 8.200 ve

9.600 mg/L olarak ölçülmüştür. Ayrıca XH konsantrasyonları 4.270 ve 7.780 mg

KOİ/L olarak bulunmuştur. 20 günlük aerobik stabilizasyondan sonra heterotrofik

aktivite simülasyon sonuçlarına göre yaklaşık %85 azalmıştır.

Tablo 4.3. Aerobik stabilizasyon boyunca aktif biyokütle ile TOK/ÇOK ve UAKM

giderimlerinin karşılaştırılması

UAKM OTHmaks0* TOK0 ÇOK0 XH

*

AAT mgUAKM/L mgO2/L·sa mg/L mg/L mgKOİ/L

Taze Çamur (süre=0 gün)

AE1 8.200 22 14.950 116 4.270

AE2 9.960 33 25.000 472 7.780

Stabilize Çamur (süre=20 gün)

AE1 5.735 3 3.920 360 575

AE2 5.980 7 5.900 500 1.060

*Simulasyonlarda kullanılan parametreler: Heterotrofik dönüşüm oranı, YH=0.67 ghücreKOİ/gKOİ; İçsel

solunum hızı, bH=0.1 gün-1; Maksimum çoğalma hızı, Hµ̂ =3.5 gün-1; İnert içsel biyokütle bileşeni, fE=0.2;

KOİ/UAKM=1.48 and UAKM/AKM=0.85.

Maksimum XH aktivitesine Şekil 4.18’den de görüleceği üzere substrat eklendikten

hemen sonra ulaşılmıştır. OTH ölçümlerinin deneysel kısıtlardan dolayı seyreltilmiş

çamurlarda yapıldığı göz önüne alınmalıdır. Maksimum OTH değerleri süre=0 ve 20.

gün zamanları karşılaştırılırsa yaklaşık olarak %85 aktivite kaybı bulunabilir. Her iki

evsel AAT için bu sonuç simülasyonu yapılan %85 XH kaybı ile doğru bir sonuç

oluşturur. AE1 ve AE2 için UAKM giderim yüzdeleri sırasıyla, %30 ve %40 olarak

bulunmuştur. Bu sonuç %85 civarında olan XH kaybının maksimum UAKM

gideriminin sadece %40’ı ile ilişkilendirilebilinir. Öyle ise, evsel çamurlar için

heterotrofik aktif biyokütlenin %100 giderimi UAKM giderimine yalnızca %10-20

katkısı bulunabilecektir. 20. gün aerobik stabilizasyon aktif biyokütle ölüm deneyleri

ayrıca TOK giderimi ile benzer eğilime sahip maksimum OTH düzeyleri ile de

tanımlanabilir.

71

0

10

20

30

40

0 100 200 300 400 500

Zaman (dakika)

OT

H (

mg/

L.s

a)

Taze ÇamurStabilize Çamur

OTHmaks

Şekil 4.18. Zamanla OTH Değişimi (AE1 ve AE2)

4.3. Anerobik Stabilizasyon Sonuçları

Anaerobik stabilizasyon çalışmaları evsel (AAT1 ve AAT2) ve endüstriyel

AAT’lerden (AAT4 ve AAT5) alınan çamurlar üzerinde yürütülmüştür. Anaerobik

koşullarda yürütülen çamur stabilizasyonu çalışmalarının deneysel sonuçları AKM,

UAKM, TOK, ÇOK ve NH3-N parametreleri bazında değerlendirilmiştir.

Stabilizasyon esnasında reaktörlerin pH değerleri düzenli aralıklarla ölçülmüş ve

uygun aralıklarda kalması sağlanmıştır. Anerobik çürütme deneylerinin uygulanması

esnasında, AKM ve UAKM ölçümleri bütün AAT’ler için zamana bağlı olarak

UAKM giderimini gözlemlemek amacıyla yürütülmüştür. Ayrıca, TOK ve ÇOK

ölçümleri de çamurların stabilizasyon seviyesi ile ilgili verinin sağlanması amacıyla

yürütülmüştür. Bu ölçümlere paralel olarak, anaerobik koşullarda stabilizasyon

deneyleri esnasında çamurun sıvı fazına geçen azot miktarının saptanması amacıyla

TKN ve NH4-N parametrelerinin deney başlangıcında ve sonunda ölçümleri

yapılmıştır.

72

4.3.1. Evsel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları

AN1: Evsel AAT1’den alınan çamurun anaerobik stabilizasyonu (AN1) esnasında

AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.18’de

gösterilmiştir. AN1’in stabilizasyon esnasında ortalama değeri 7,3 olan pH değişimi

ise Şekil 4.19’da verilmiştir.

0

10000

20000

30000

40000

0 5 10 15 20 25

Zaman (gün)

AK

M, U

AK

M, T

OK

(m

g/L

)

0

600

1200

1800

2400

ÇO

K (

mg/

L)

AKM UAKM TOK ÇOK

Şekil 4.19. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN1)

0

3

6

9

12

0 5 10 15 20 25

Zaman, gün

pH

Şekil 4.20. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN1)

73

AN1’in 20 günlük stabilizasyonu sonunda AKM ve UAKM giderimi sırasıyla, %20

ve %30’dur. Stabilizasyondan sonunda UAKM/AKM oranı başlangıçta 0,55 iken

stabilizasyon sonunda 0,48’e düşmüştür.

TOK değeri AN1 için başlangıçta 14.950 mg/L olarak ölçülmüştür. 20 günlük

stabilizasyon çalışmaları sonunda TOK 7160 mg/L olarak ölçülmüştür ve başlangıç

TOK’un %52’si giderilmiştir. Başlangıçta 75 mg/L olarak ölçülen ÇOK

stabilizasyon sonunda 604 mg/L olarak ölçülmüştür.

AN1 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (ANK1) ölçülen

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.20’de verilmiştir.

ANK1 için başlangıç TOK değeri 175.150 mg/kg iken 20 günlük aerobik

stabilizasyon sonunda zamanla artış olmasına rağmen başlangıç değeri ile aynı

mertebelerde kalmıştır. ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta 116 mg/L iken 20

günlük stabilizasyon sonunda 409 mg/L olarak ölçülmüştür.

0

100000

200000

300000

400000

500000

0 5 10 15 20 25

Zaman (gün)

TO

K (

mg/

kg)

0

600

1200

1800

2400

3000

ÇO

K (

mg/

L)TOK

ÇOK

Şekil 4.21. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK1)

AN2: Evsel AAT2’den alınan çamurun anaerobik stabilizasyonu (AN2) esnasında

AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.22’de

gösterilmiştir. AN2’nin stabilizasyon esnasında ortalama değeri 7,2 olan pH değişimi

ise Şekil 4.23’de verilmiştir.

74

0

20000

40000

60000

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Zaman (gün)

AK

M, U

AK

M, T

OK

(m

g/L

)

0

500

1000

1500

2000

ÇO

K (

mg/

L)

AKM UAKM TOK ÇOK

Şekil 4.22. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN2)

0

3

6

9

12

0 5 10 15 20 25 30 35

Zaman, gün

pH

Şekil 4.23. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN2)

AN2’nin 33 günlük anaerobik çamur stabilizasyon çalışmaları sonunda AKM ve

UAKM giderimi sırasıyla, %18 ve %30 olarak elde edilmiştir. Stabilizasyon

sonunda UAKM/AKM oranı başlangıçta 0,48 iken deney sonunda 0,40’a düşmüştür.

TOK değeri AN1 için başlangıçta 24.960 mg/L olarak ölçülmüştür. Şekil 4.21‘den de

anlaşılacağı üzere 33 günlük stabilizasyon sonunda TOK değeri 10.280 mg/L olarak

ölçülmüş ve toplam TOK giderimi olarak %59 değeri elde edilmiştir. Başlangıçta

75

286 mg/L olarak ölçülen ÇOK, 33 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda 713

mg/L olarak ölçülmüştür.

AN2 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (ANK2) ölçülen

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.24’de verilmiştir.

ANK2 için başlangıç TOK değeri 261.500 mg/kg iken 33 günlük aerobik

stabilizasyon sonunda %35’lik bir giderimle 171.200 mg/kg olarak ölçülmüştür.

ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta 540 mg/L iken stabilizasyon sonunda 710 mg/L

olarak ölçülmüştür.

0

150000

300000

450000

600000

0 5 10 15 20 25 30 35

Zaman (gün)

TO

K (

mg/

kg)

0

600

1200

1800

ÇO

K (

mg/

L)

TOK

ÇOK

Şekil 4.24. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK2)

4.3.2. Endüstriyel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları

AN4: Deri endüstrisi AAT4’den alınan çamurun anaerobik stabilizasyonu (AN4)

esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi

Şekil 4.25’de gösterilmiştir. AN4’ün stabilizasyon esnasında ortalama değeri 7,7

olan pH değişimi ise Şekil 4.26’da verilmiştir.

76

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

0 10 20 30 40 50 60

Zaman (gün)

AK

M, U

AK

M, T

OK

(m

g/L

)

0

400

800

1200

1600

2000

ÇO

K (

mg/

L)

AKM UAKM TOK ÇOK

Şekil 4.25. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN4)

0

3

6

9

12

0 10 20 30 40 50 60

Zaman, gün

pH

Şekil 4.26. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN4)

AN4 çamur stabilizasyonunun 31. gününde AKM ve UAKM giderimi sırasıyla, %20

ve %28’dir. Şekil 4.24’den de görüleceği üzere AKM ve UAKM değerleri 31.

günden itibaren stabil kalmaya başlamıştır. 49 günlük stabilizasyon çalışmalarının

sonunda AKM ve UAKM giderimleri sırasıyla, %19 ve %31’dir. UAKM/AKM oranı

başlangıçta %52 iken deney sonunda %43’e düşmüştür.

AN4 çamurunun TOK konsantrasyonu başlangıçta 8.210 mg/L olarak ölçülmüştür.

35 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda TOK 524 mg/L olarak ölçülmüştür ve

77

başlangıç TOK’un %36’ü giderilmiştir. Başlangıçta 366 mg/L olarak ölçülen ÇOK,

stabilizasyon sonunda 852 mg/L olarak ölçülmüştür.

AN4 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (ANK4) ölçülen

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.26’da verilmiştir.

ANK4 çamurunun ilk gün TOK değeri 114.340 mg/kg iken 45 günlük aerobik

stabilizasyon sonunda 119.135 mg/kg olarak ölçülmüştür. ANK4’ün ÇOK

konsantrasyonu ise başlangıçta 149 mg/L iken 45 günlük stabilizasyon boyunca

artmış ve 45.günde 320 mg/L olarak ölçülmüştür.

0

50000

100000

150000

200000

250000

300000

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Zaman (gün)

TO

K (

mg/

kg)

0

400

800

1200

1600

2000

ÇO

K (

mg/

L)

TOK ÇOK

Şekil 4.27. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK4)

AN5: Tekstil endüstrisi AAT5’den alınan çamurun anaerobik stabilizasyonu (AN5)

esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi

Şekil 4.28’de gösterilmiştir. AN5’in stabilizasyon esnasında ortalama değeri 7,5 olan

pH değişimi ise Şekil 4.29’da verilmiştir.

AN5’in 39 günlük stabilizasyon çalışmalarının sonunda AKM ve UAKM giderimleri

sırasıyla, %37 ve %54’dir. UAKM/AKM oranı başlangıçta %58 iken deney sonunda

%38’e düşmüştür.

AN5’in TOK konsantrasyonu başlangıçta 12.880 mg/L olarak ölçülmüştür. 35

günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda TOK konsantrasyonu 4.570 mg/L olarak

78

ölçülmüştür ve %65’lik bir TOK giderimi sağlanmıştır. İlk gün değeri 248 mg/L olan

ÇOK stabilizasyon sonunda 2.480 mg/L olarak ölçülmüştür.

0

10000

20000

30000

40000

50000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Zaman, gün

UA

KM

kon

san

tras

yon

u, m

g/L

0

1000

2000

3000

4000

5000

ÇO

K (

mg/

L)

AKM UAKM TOK ÇOK

Şekil 4.28. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN5)

0

3

6

9

12

0 10 20 30 40 50

Zaman, gün

pH

Şekil 4.29. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN5)

79

AN5 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (ANK5) ölçülen

TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.30’da verilmiştir.

ANK5 çamurunun ilk gün TOK değeri 419.870 mg/kg olarak ölçülmüştür.

Anaerobik stabilizasyon sonunda 166.430 mg/kg olarak ölçülmüş ve başlangıç

TOK’un %66’sı giderilmiştir. ANK5’in ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta 230

mg/L iken 39 günlük stabilizasyon sonunda 316 mg/L olarak ölçülmüştür.

0

150000

300000

450000

0 10 20 30 40 50

Zaman (gün)

TO

K (m

g/kg)

0

200

400

600

800

ÇO

K (

mg/

L)

TOK

ÇOK

Şekil 4.30. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK5)

4.4. Genel Değerlendirme

Evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesislerinde oluşan fazla biyolojik çamurun hem

aerobik hem de anaerobik stabilizasyon çalışmaları sonucunda elde edilen veriler

Tablo 4.4-4.7’de özetlenmiştir.

80

Tablo 4.4. Aerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Reaktör

Performansı)

Atıksu Tipi

AAT Çamur Yaşı

Stabilizasyon Süresi

Giderim Yüzdesi (%)

(gün) (gün) AKM UAKM TOK ÇOK

AE1 Evsel 17 27 48 52 73 ↑

AE2 Evsel 2-3 20 40 51 80 ↑

AE3 İlaç <50 26 30 30 34 ↑

AE4 Deri 14 42 38 38 80 ↓

AE5 Tekstil <15 35 40 50 50 ↑

Reaktör içinden alınan numunelerde TOK giderimlerine bakıldığında genel olarak

TOK konsantrasyonlarında bir düşüş görülmüştür. Bu düşüş evsel ve deri AAT’leri

için % 70-80’ler seviyesinde olup evsel AATlerde AAT’deki çamur yaşından

bağımsız olduğu görülmüştür. Stabilizasyon süresince ÇOK konsantrasyonlarında

deri endüstrisi atık çamuru dışında bir düşüş belirlenmemiş olup tam tersine ÇOK

konsantrasyonlarının yükseldiği görülmüştür. Bu yükselmenin stabilizasyon

esnasında oluşan çözünmüş inert mikrobiyal ürünlerden kaynaklandığı

düşünülmektedir. İncelenen deri endüstrisi AAT’deki yüksek TOK giderimi ve ÇOK

konsantrasyonundaki düşüş, atıksu arıtma tesisinin yetersiz hidrolik bekletme

süresinden dolayı arıtma tesisinde oluşan çamurda yüksek miktarda toplam ve

çözünmüş hidroliz olabilen maddelerin bulunması ile açıklanabilir.

Atık çamurun düzenli depolama alanlarına depolaması ile ilgili ana kriterlerden biri

olan çamur keki TOK ve ÇOK değerleri reaktör içinden alınan numunelerden

oluşturulmuş keklerde stabilizasyon sonunda standartları sağlamamaktadır. Hatta

atıksu ve arıtma tesisi tipinden bağımsız olarak bütün reaktör keklerinde ÇOK

konsantrasyonlarında bir artış görülmüştür. Bu sonuç yapılan stabilizasyon

çalışmalarının başarısız olduğunu gösterebildiği gibi aynı zamanda stabizasyon

olmuş dahi olsa laboratuvar ortamında oluşturulan keklerde, keklerin oluşturulma

81

biçimine bağlı olarak yüksek TOK ve ÇOK değerleri elde edildiğini de gösterebilir.

Reaktörlerden laboratuvarda oluşturulan keklerin gerçek keklere tamamen benzediği

kabul edilse bile, bu keklerden elde edilen TOK ve ÇOK değerlerinin standartları

sağlamamasını çamurların düzenli depolama alanlarında büyük sorun çıkaracağını

göstermeyebilir. Gerçekten de, literatürde çamurun stabilizasyonu için kullanılan

reaktör içindeki UAKM, TOK/ÇOK ve OTH değerlerine göre reaktörlerde

stabilizasyonun gerçekleştiği görüldüğünden, AB direktifinden doğrudan tercüme

edilmiş olan bu yönetmeliğin evsel atıksu karakterizasyonu Avrupa’dan çok farklı

olan Türkiye’de kullanılması uygun olmayabilir.

Tablo 4.5. Aerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Kekler açısından)

Atıksu Tipi TOK ÇOK

(mg/kg kuru madde) (mg/L)

AE1 Evsel Azalma yok ↑

AE2 Evsel Azalma yok ↑

AE3 İlaç Azalma yok ↑

AE4 Deri Artış ↑

AE5 Tekstil Azalma ↑

Genel olarak anaerobik stabilizasyon çalışmalarında AKM, UAKM ve TOK

konsantrasyonlarındaki düşüş aerobik stabilizasyon çalışmalarına kıyasla daha azdır.

Bunun sebebi anaerobik stabilizasyon için daha uzun aklimasyon sürelerine ihtiyaç

duyulmasıdır. TOK konsantrasyonlarında az da olsa meydana gelmiş olan azalma

aerobik stabilizasyona benzer bir şekilde ÇOK konsantrasyonlarında artışa sebep

olmuş hatta aerobik stabilizasyonda ÇOK parametresinde düşüş gösteren deri AAT

anaerobik reaktöründe bile ÇOK konsantrasyonu artmıştır.

82

Tablo 4.6. Anaerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Reaktör

Performansı)

Atıksu Tipi

AAT Çamur Yaşı

Stabilizasyon Süresi

Giderim Yüzdesi (%)

(gün) (gün) AKM UAKM TOK ÇOK

AE1 Evsel 17 20 20 30 52 ↑

AE2 Evsel 2-3 33 18 30 59 ↑

AE4 Deri 14 42 19 31 36 ↑

AE5 Tekstil <15 35 37 54 65 ↑

Reaktörlerden laboratuvarda oluşturulan kekler açısından anaerobik stabilizasyon

değerlendirildiğinde, aerobik stabilizasyona kıyasla TOK’larda daha fazla azalma

olduğu görülmüştür. Yine de hem TOK hem de ÇOK konsantrasyonları açısından bu

çamurlar tehlikeli atık sınıfına girmektedir ama çamurların EK 11A’ya göre tehlikeli

atık sınıfına girmesi bu çamurların stabilize olmadığını göstermemektedir.

Tablo 4.7. Anaerobik Stabilizasyonun Genel Değerlendirilmesi (Kekler açısından)

Atıksu Tipi TOK ÇOK

(mg/kg kuru madde)

(mg/L)

AE1 Evsel Azalma yok ↑

AE2 Evsel %35 azalma ↑

AE4 Deri Azalma yok ↑

AE5 Tekstil %66 azalma ↑

83

5. SONUÇ VE ÖNERİLER

Atıksu arıtımında oluşan çamurların nihai uzaklaştırılmasından önce, çamurların

uzaklaştırılma sonrası çevreye yapabileceği olumsuz etkilerin azaltılması ve

önlenmesi amacıyla stabilizasyonu gereklidir. Çamurların stabilize olduğunu

gösteren çeşitli parametreler literatürde tanımlanmıştır. Fiziko-kimyasal

parametrelerden reaktörlerdeki UAKM/AKM ve TOK/ÇOK konsantrasyonlarındaki

azalma ve spesifik UAKM giderimi ile metabolik parametrelerden OTH parametresi

(aerobik reaktörler için) bu çalışmada incelenmiştir. Bu çalışmada, atıksu arıtma

tesislerinde oluşan keklerdeki TOK ve ÇOK değerleri atık çamurların düzenli

depolama alanlarına depolaması ile ilgili standartlara uymayan ve tehlikeli atık

olarak değerlendirilen evsel ve endüstriyel biyolojik atık çamurlara aerobik ve

anaerobik stabilizasyon uygulanmıştır. Çalışma sonunda atık çamurların düzenli

depolama alanlarına depolaması ile ilgili ana kriterlerden biri olan çamur keki TOK

ve ÇOK değerlerinin reaktör içinden alınan numunelerden oluşturulmuş keklerde

ölçümü, çamura uygulanan aerobik ve anaerobik stabilizasyon işlemlerinin çamurun

Türkiye’deki yönetmeliklere göre tehlikeli atık sınıflandırılmaktan kurtaramadığını

ortaya koymuştur.

Aerobik ve anaerobik stabilizasyon sonunda biyolojik atık çamurların hala Ek

11A’daki standartları sağlayamaması çeşitli şekillerde yorumlanabilir. Bunlardan ilki

bu çalışmada gerçekleştirilen sürelerde hem aerobik hem de anaerobik stabilizasyon

çalışmasının çamurlarda stabilizasyon için yeterli olmadığıdır. Ancak literatürde

kullanılan fiziko-kimyasal parametreler ile her iki stabilizasyon ve bir metabolik

parametre olan OTH ile aerobik stabilizasyon değerlendirildiğinde, hem aerobik hem

de anaerobik stabilizasyonun gerçekleştiği görülmektedir. İlerideki çamur

stabilizasyonu çalışmalarında canlı biyokütlenin tayini için kullanılan metabolik

parametrelerden aerobik sistemlerde kullanılabilen OTH’ın yanında fosfolipid gibi

başka parametrelerin de kullanılması çamurun stabilize olup olmadığını daha kesin

bir şekilde gösterebilir. Metabolik parametrelerin ölçümü ile literatürde karşılaşılmış

84

olan çamurun stabilize olmuş olmasına rağmen UAKM gibi bazı fiziko-kimyasal

parametrelerin hala değişmesi gibi problemler de engellenmiş olur.

Sonuçlar ile ilgili ikinci bir yorum çamur stabilizasyonu başarıyla gerçekleşmiş olsa

bile laboratuvar ortamında oluşturulan keklerde, keklerin oluşturulma biçimine bağlı

olarak yüksek TOK ve ÇOK değerleri elde edildiğidir. Reaktörlerden laboratuvarda

oluşturulan keklerin katı madde içeriği bakımından gerçek keklere benzer bir şekilde

oluşturulması pilot ölçekli çalışmalarda mümkün olsa da laboratuvar ölçekli

çalışmalarda mümkün olamamıştır.

Reaktörlerden laboratuvarda oluşturulan keklerin gerçek keklere tamamen benzediği

kabul edildiğinde bile bu keklerden elde edilen TOK ve ÇOK değerlerinin

standartları sağlamaması çamurların düzenli depolama alanlarında büyük sorun

çıkaracağını göstermeyebilir. AB direktifinden doğrudan tercüme edilmiş 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 oluşacak çamurların TOK/ÇOK içeriğinin

de AB’de oluşan çamurlara göre yüksek olması beklenen bir sonuçtur. Bu durumda

eğer uygun ve yeterli bir çamur stabilizasyonu ile atık çamurların Türkiye’deki

standartların altına düşmesi gerçekleştirilemiyorsa bu durumda ya evsel ve

endüstriyel atıksuların arıtılması sırasında oluşan çamur keklerinin nihai

uzaklaştırılmasında diğer uzaklaştırma 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 değişik atıksu karakterizasyonuna sahip atıksuların

değişik işletim sistemlerinde arıtımı sonucu oluşan biyolojik atık çamurların

stabilizasyonu aerobik ve anaerobik olarak -gerekirse çeşitli ön işlemler de

uygulanarak- gerçekleştirilmeli ve stabilizasyonun sağlandığı çeşitli fiziko-kimyasal

ve metabolik parametreler ile belirlenmelidir.

85

KAYNAKLAR

Atilla, B., 2002. Biyolojik arıtma çamurlarının anaerobik çürütülmesi ve üst suyun

MAP çöktürülmesi ile arıtımı, Yüksek Lisans Tezi, İ.T.Ü. Fen

Bilimleri Enstitüsü, İstanbul

Arnaiz, C., Gutierrez, J.C. and Lebrato J., 2006. Biomass stabilization in the

anaerobic digestion of wastewater sludges, Bioresource Technology,

97, 1179- 1184

ATV-DVWK, 2003. Rules and standards, advisory leaflet ATV-DVWK-M 368E,

biological stabilization of sewage sludge, German Association for

Water, Wastewater and Waste, Germany

Avcıoglu, E., Orhon, D. and Sözen, S., 1998. A new method for the assessment

of heterotrophic endogenous respiration rate under aerobic and

anoxic conditions. Wat. Sci. and Tech., 38(8-9), 95-103.

Bernard, S. and Gray, N.F. 2000. Aerobic digestion of pharmaceutical and

domestic wastewater sludges at ambient temperature, Water Res.,

34(3) 725-734.

Biosolids, 2007. History of biosolids, Ekim 2007 tarihinde alınmıştır.

http://biosolids.org/docs/history%20of%20biosolids.pdf

Borowski, S. and Szopa J.S., 2007. Experiences with the dual digestion of

municipal sewage sludge, Bioresource Technology, 98, 1199-1207.

ÇOB-Evsel, 2007. Evsel ve evsel nitelikli atıksu arıtma çamurunun arıtımı,

www.atikyonetimi.cevreorman.gov.tr/evsel/13.doc.

Çokgör, E. U., Sözen, S., Orhon, D. and Henze M., 1998. Respirometric analysis

of activated sludge behaviour I. assessment of the readily

biodegradable substrate, Wat. Res., 32 (2), 461-475.

DEFRA, 2005. Department of Environment Food and Rural Affairs and Forestry

Commision, Departmental Report, London, England.

86

Dentel, S. K. , 2007. Diversities in sludge management: is there a North American

paradigm? Facing Sludge Diversities: Challenges, Risks and

Opportunities Conference, Antalya, 20-30 March, pp.1-8.

EC, 2003. Directive 2003/33/EC of the European Parliament and of the Council,

Official Journal, Brussels.

Eldem, N., Ayaz, S., Alp K. ve Özturk İ., 2006. Atıksu arıtma tesisi çamurlarının

deneysel karakterizasyonu. 10. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü

Sempozyumu, İ.T.Ü., İstanbul, 7-9 Haziran.

Erdin, E. ve Alten A., 2005. Arıtma tesislerinde çamur dezentegrasyonu, I. Ulusal

Arıtma Çamurları Sempozyumu, İzmir, 23-25 Mart, s. 505-512.

Gavala, H.N., Yenal, U., Skiadas, V.L., Westermann, P.B. and Ahring K., 2003.

Mesophilic and thermophilic anaerobic digestion of primary and

secondary sludge. Effect of pre-treatment at elevated temperature,

Water Resource, 37, 4561- 4572.

Genç, N., Yönse, Ş., Dağaşan L. and Onar N.A., 2002. Investigation of organic

nitrogen and carbon removal in the aerobic digestion of various

sludges, Environmental Monitoring and Assessment, 80, 97-106.

Gömeç, Ç.Y. and Speece, R.E., 2002. Organic material solubilization of domestic

sludge in anaerobic digestion of domestic primary sludge in anaerobic

digestion at controlled pH. Water Science and Technology 49(4), 195-

198

Gunter, L.I., 2006. On the legislation in the field of wastewater sludge in the

Russian Federation, IWA Specialized Conference- Sustainable Sludge

Management: State of the Art, Challenges and Perspectives, Moscow,

Russia, 29-31 May, 9-11.

Haandel, A. C., Catunda, P. F. C. and Araujo L. S., 1998. Biological sludge

stabilisation- Part 1: Kinetics of aerobic sludge digestion. Water SA,

24 (3) 223-230

Haandel, A. C. and Lettinga, G., 1994. Anaerobic Sewage Treatment: A Practical

Guide for Regions with a Hot Climate, Wiley Publication, England.

87

Henze, M., Gujer, W., Mino T., Loosdrecht, M.C.M. van, 2000. Activated

sludge models: ASM1, ASM2, ASM2d and ASM3, Scientific and

Technical Report 9, IWA Publishing, London, England

İleri, R., 2000. Çevre Biyoteknolojisi. Değişim Yayınları, Adapazarı.

İnce, O., 2005. Ders Notları, İ.T.Ü. İnşaat Fakültesi Çevre Mühendisliği Bölümü

İnsel, G., Orhon, D. and Vanrolleghem P.A., 2003. Identification and modelling

of aerobic hydrolysis mechanism-application of optimal

experimental design. J. Chem.Tech. Biotech., 78(4), 437-445.

Kim, M. and Speece, R.E., 2002. Aerobic waste activated sludge (WAS) for start-

up seed of mesophilic and thermophilic anaerobic digestion, Water

Resource 36, 3860-3866.

Kovacs, R.P., Mihaltz P. and Csikor Z., 2007. Kinetics of autothermal

thermophilic aerobic digestion – application and extension of

activated sludge model no. 1 at thermophilic temperatures, Facing

Sludge Diversities: Challenges, Risks and Opportunities Conference,

Antalya, 20-30 March, pp.175-182

Li, Y.Y., Mizuno, O., Miyahara, T., Noike, T. and Katsumata, K., 1997.

Ecological analysis of the bacterial system in a full-scale egg-shaped

digester treating sewage sludge, Wat. Sci and Tech., 36(6-7), 471-478.

Nickel, K. and Neiss U., 2007 Ultrasonic disintegration of biosolids for improved

biodegradation, Ultrsonic Sonochemistry, 14, 450-455.

Nowak, O., 2006. Optimising the use of sludge treatment facilities at municipal

WWTPs, Journal of Environmental Science and Technology, 41(9),

1807-1817.

Orhon, D. and Artan, N., 1994. Modelling of activated sludge systems.

Technomic Press, Lancaster PA.

Orhon, D., Ates, E., Sözen, S. and Cokgor, E.U., 1997. Characterization and COD

Fractionation of Domestic Wastewaters, Environmental Pollution,

95(2), 191-204.

88

OSBÜK-Atıksu, 2007. Atiksu arıtımının esasları, Organize Sanayi Bölgesi Üst

Kuruluşu resmi web sitesi, Eylül 2007 tarihinde alınmıştır.

http://www.osbuk.org/atiksu.asp

Oviedo, M.D.C, Sanchez, J.B. and Alonso J.M.Q, 2005. Enzymatic estimation of

biosolids stability in aerobic digestion systems. Enzyme and Microbial

Technology, 36 191–197

Öztürk, İ., 2007. Anaerobik Arıtma ve Uygulamaları, Su Vakfı, İstanbul.

Parravicini, V., Smidt E., Svardal, K. and Kroiss, H, 2006. Evaluating the

stabilisation degree of digested sewage sludge: investigations at four

municipal wastewater treatment plants, Water Science and

Technology, 53(8), 81-90.

Tchobanoglous, G., Burton, F.L. and Stensel, H.D., 2003. Wastewater

Engineering: Treatment and Reuse, Mc Graw Hill Press, New York

U.S.

Salter Kesal, A., 1999. İstanbul’da srıtma çamurlarının yönetimi ve uzaklaştırılması,

Yüksek Lisans Tezi, İ.T.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul.

Spinoza, L. ve Vesilind P.A., 2001. Sludge into Biosolids: Processing, Disposal and

Utilization, IWA Publishing, United Kingdom.

SKKY, 2004. Su Kirliliği Kontrol Yönetmeliği, Çevre ve Orman Bakanlığı, Ankara

Spinoza, L, 2005. EU developments in sludge regulation and characterization, I.

Ulusal Arıtma Çamurları Sempozyumu, İzmir, 23-25 Mart, s. 10-23.

TAKY, 2005. Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği, Çevre ve Orman Bakanlığı,

Ankara.

TKKY, 2001. Toprak Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği, Çevre ve Orman Bakanlığı,

Ankara.

USEPA, 2007. A Plain English Guide to the EPA Part 503 Biosolids Rule, US EPA

resmi web sitesi, Ekim 2007 tarihinde alınmıştır.

http://www.epa.gov/owm/mtb/biosolids/503pe/index.htm

89

Ünlü, A. ve Tunç, M.S., 2007. Elazığ kenti atıksu arıtma tesisi çamur işleme

birimlerinin işletiminin değerlendirilmesi. Fırat Üniversitesi Fen ve

Mühendislik Bilimi Dergisi, 19(1), 53-60.

Weemaes, M., Grootoared, H., Simoens F. and Verstraete, W., 1999. Anaerobic

digestıon of ozonized biosolids, Wat. Res., 34(8), 2330-2336.

Wett, B., Murthy, S. and Takacs, I., 2006. Fate of inert organics at the interface of

anaerobic and aerobic sludge treatment steps, IWA Specialized

Conference- Sustainable Sludge Management: State of the Art,

Challenges and Perspectives, Moscow, Russia, 29-31 May,170-176

Vesilind, P.A., 2007. Wastewater Treatment Plant Design, Water Environment

Research, International Water Association, VA, USA.

Zupancic, G.D. and Ross, M., 2007. Aerobic and two-stage anaerobic–aerobic

sludge digestion with pure oxygen and air aeration, Bioresource

Technology, 99, 100-109.

90

ÖZGEÇMİŞ

Duygu Canan ÖZTÜRK 1983 yılında İskenderun’da doğmuştur. 2001 yılında

İskenderun Süper Lisesi’nden mezun olmuştur. 2006 yılında İstanbul Teknik

Üniversitesi Çevre Mühendisliği Bölümü’nden mezun olmuştur. İstanbul Teknik

Üniversitesi, Fen Bilimleri Enstitüsü Çevre Bilimleri ve Mühendisliği yüksek lisans

programına 2006 yılında başlamıştır.